Evaluación del riesgo en la salud humana por consumo de...

Evaluación del riesgo en la salud humana por consumo de vegetales irrigados con aguas que contienen metales pesados en un sector de la

cuenca del río Tunjuelo

RISK ASSESSMENT ON HUMAN HEALTH BY CONSUMPTION OF

VEGETABLES IRRIGATED WITH WATER CONTAINING HEAVY METALS IN A SECTION OF THE RIVER BASIN TUNJUELO

Jhon Mauricio Estupiñan Casallas

Universidad Nacional de Colombia

Facultad de Ingeniería, Departamento de Ingeniería Civil y Agrícola

Bogotá, Colombia

2016

Evaluación del riesgo en la salud humana por consumo de vegetales irrigados con aguas que contienen metales pesados en un sector de la

cuenca del río Tunjuelo

Jhon Mauricio Estupiñan Casallas

Trabajo final presentado como requisito parcial para optar al título de:

Magister en Recursos Hidráulicos

Director (a):

Dra. MSc. Química. Martha Cristina Bustos López

Línea de Investigación:

Riesgo y Salud Pública

Grupo de Investigación:

Resiliencia y Saneamiento Ambiental: RESA

Universidad Nacional de Colombia

Facultad de Ingeniería, Departamento de Ingeniería Civil y Agrícola

Bogotá, Colombia

2016

IV Evaluación del riesgo en la salud humana por consumo de vegetales irrigados con

aguas que contienen metales pesados en un sector de la cuenca del rio Tunjuelo

Dedicado A mis padres, hermano y mi

incondicional esposa

Agradecimientos

A mi esposa Andrea, por su incondicional apoyo en la elaboración del este trabajo.

A la Ingeniera Dalia Londoño, del grupo de investigaciones del Hospital de Pablo VI de la

Localidad de Bosa por su apoyo y disposición para compartir la información de los

estudios sobre metales pesados en hortalizas y muestras ambientales.

A mi hermano Andrés, por su apoyo en información obtenida a través de la Secretaría de

Salud de Bogotá.

A la Doctora Martha Bustos por su paciencia y completa disposición en el seguimiento y

elaboración del trabajo.

A todos los que de alguna forma contribuyeron a la elaboración del trabajo final.

Resumen y Abstract VII

Resumen

Se seleccionó la metodología de la US-EPA para la evaluación de riesgo en la salud

humana por consumo de hortalizas irrigadas con agua que contiene metales pesados.

Para ello se analizaron los datos disponibles del estudio adelantado por el Hospital Pablo

VI de Bosa sobre la presencia de metales pesados en aguas y hortalizas cultivadas en la

localidad de Bosa, ubicada en la cuenca baja del río Tunjuelo. Los resultados de la

evaluación indicaron riesgo de presentarse efectos no cancerígenos por exposición a

cadmio por consumo de vegetales de la zona. La acelga fue la hortaliza que mayor

probabilidad presentó de superar la unidad en el cociente de peligro HQ >1, con valores

entre el 39.9 % y 34.1 %, seguido de la lechuga (23.6% y 19.1 %) y el apio (10.4 % y

8.1 %). Así mismo el riesgo agregado o índice de peligro HI por ingesta de todas las

hortalizas superó la unidad HI> 1 en un 100%. Con los resultados de análisis de riesgo

por metales pesados se sugiere hacer seguimiento en estas mismas hortalizas de

cadmio y arsénico.

Palabras clave: Evaluación de Riesgos, Metales pesados, Hortalizas, Calidad de

fuentes hídricas.

VIII Evaluación del riesgo en la salud humana por consumo de vegetales irrigados con


Abstract

A risk assessment on human health due to consumption of vegetables irrigated with

heavy metals-contaminated water was performed following US-EPA methodology. Data

produced by Hospital Pablo VI de Bosa in a survey which aimed to identify the presence

of heavy metals in water and vegetables planted in the area of Bosa, located in the lower

basin of Tunjuelo River in Bogotá were analyzed. Results showed a risk of having non-

cancer effects due to cadmium exposition consequence of vegetables consumption in the

study area.

Chard had the higher probability of exceeding Hazard quotient (HQ) values of 1, with

values within 39.9% and 34.1%, followed by lettuce(23.6% - 19.1 %) and celery (10.4 % -

8.1 %). Aggregated Risk or Hazard Index (HI) due to consumption of all vegetables

considered surpassed 1 (HI>1) by 100%. The Risk by heavy metals in vegetables

suggest continue the evaluation of arsenic and cadmium in the same products.

Keywords: Risk Assessment, heavy metals, vegetables, quality water sources.

Contenido IX

Contenido

Pág.

Resumen ........................................................................................................................ VII

Lista de figuras ............................................................................................................. XIII

Lista de tablas .............................................................................................................. XIII

Lista de Símbolos y abreviaturas ................................................................................ XV

Introducción .................................................................................................................... 1

1. Metodología .............................................................................................................. 5 1.1 Revisión y selección de metodologías de evaluación del riesgo en salud .......... 6 1.2 Aplicación del modelo de evaluación del riesgo ................................................. 6

Identificación de contaminantes y vías de exposición ...................................... 7 1.2.1 Análisis de metales .......................................................................................... 8

Cálculo de la Ingesta ..................................................................................... 15 1.2.2 Evaluación de la toxicidad ............................................................................. 19 1.2.3 Caracterización del riesgo ............................................................................. 19 1.2.4

. Revisión de metodologías de evaluación de riesgo en salud ........................... 22 22.1 Metodología de evaluación de riesgo de la US-EPA ........................................ 23

Alcance del proyecto ..................................................................................... 25 2.1.1 Caracterización del Sitio ................................................................................ 25 2.1.2 Recolección de datos .................................................................................... 25 2.1.3 Evaluación de la exposición ........................................................................... 26 2.1.4 Evaluación de la toxicidad ............................................................................. 28 2.1.5 La caracterización del riesgo ......................................................................... 34 2.1.6 Evaluación y presentación de la incertidumbre .............................................. 38 2.1.7

2.2 Evaluación de la salud pública de la ATSDR .................................................... 39 Obtención de la información del sitio ............................................................. 40 2.2.1 Participación y comunicación con la comunidad ............................................ 41 2.2.2 Evaluación de la exposición ........................................................................... 42 2.2.3 Evaluación de los efectos en la salud ............................................................ 44 2.2.4 Conclusiones y recomendaciones ................................................................. 55 2.2.5

2.3 Metodología de identificación y evaluación de riesgos para la salud en sitios contaminados de la Organización Panamericana de la Salud OPS ............................ 58

Generación de un listado de sitios peligrosos ................................................ 60 2.3.1 Inspección de sitios peligrosos ...................................................................... 61 2.3.2

X Evaluación del riesgo en la salud humana por consumo de vegetales irrigados con


Evaluación de la exposición en sitios peligrosos ............................................63 2.3.3

Resultados y Análisis .............................................................................................67 33.1 Selección del modelo de evaluación de riesgo en salud. .................................. 67

Principales diferencias entre las metodologías US-EPA, ATSDR y OPS ........67 3.1.1 Transversalidad entre metodologías ...............................................................70 3.1.2 Selección de la metodología ...........................................................................71 3.1.3 Revisión de la aplicabilidad de la metodología seleccionada en otros estudios77 3.1.4

3.2 Evaluación del riesgo en la salud ...................................................................... 80 Área de estudio ..............................................................................................81 3.2.1

Cuenca del río Tunjuelo .................................................................................81 Localidad de Bosa ..........................................................................................82 Hidrología .......................................................................................................84 Uso del suelo .................................................................................................85

Agricultura urbana ..........................................................................................86

Problemáticas ambientales ............................................................................87

Contaminación Hídrica. ..................................................................................87 Contaminación de Alimentos ..........................................................................91

Evaluación de la exposición ...........................................................................91 3.2.2 Identificación de las Vías de exposición y contaminantes ...............................91 Cálculo de la ingesta ......................................................................................96

Evaluación de la toxicidad ..............................................................................98 3.2.3 Cadmio ...........................................................................................................98 Plomo .............................................................................................................99 Arsénico ....................................................................................................... 100 Mercurio ....................................................................................................... 101 Cromo .......................................................................................................... 101

Caracterización del riesgo ............................................................................ 102 3.2.4 Efectos no cancerígenos .............................................................................. 102 Efectos cancerígenos ................................................................................... 112

Análisis de resultados................................................................................... 114 3.2.5 Presentación de la incertidumbre ................................................................. 116 3.2.6

Conclusiones y recomendaciones ...................................................................... 119 44.1 Conclusiones .................................................................................................. 119 4.2 Recomendaciones .......................................................................................... 120

Bibliografía ............................................................................................................ 137 5

Contenido XI

Lista de figuras

Pág. Figura 1-1: Esquema general de la metodología ............................................................. 5

Figura 1-2: Esquema del cálculo probabilístico de la ingesta. ........................................ 15

Figura 1-3: Esquema general del cálculo probabilístico del cociente de peligro HQ ...... 19

Figura 2-1: Diagrama del proceso de evaluación del riesgo en salud propuesto por la

US-EPA……….. ............................................................................................................. 24

Figura 2-2: Base de datos IRIS ................................................................................ 30

Figura 3-1: Ubicación de la cuenca del río Tunjuelo ............................................... 81

Figura 3-2: Ubicación de la Localidad de Bosa. ...................................................... 83

Figura 3-3: Tramo 4 del río Tunjuelo ....................................................................... 89

Figura 3-4 Concentraciones de algunos metales pesados en afluentes del Rio Bogotá 90

Figura 3-5: Distribución de los valores de concentración de Cr, Hg, Pb y As en el agua

de riego en el año 2000. ................................................................................................. 92

Figura 3-6: Distribución de los valores de concentración de Cd, Hg, Pb y As en

hortalizas año 2000. ....................................................................................................... 94

Figura 3-7: Rutas y vías de exposición de los contaminantes ................................. 95

Figura 3-8: Variabilidad de los valores de ingesta diaria promedio para una persona

de sexo femenino y 80.2 años de exposición. ................................................................ 97

Figura 3-9: Cociente de peligro HQ e índice de peligro HI (adimensional) para una

persona de sexo femenino y 80.2 años de exposición. ..................................................103

Figura 3-10 : Funciones de distribucion de probabilidad del cociente de peligro HQ e

indice de peligro HI para cadmio. Caso 1 ......................................................................105

Figura 3-11: Cociente de peligro HQ e índice de peligro HI para una persona de sexo

masculino y 75.9 años de exposición. ...........................................................................107


indice de peligro HI para cadmio. Caso 2. .....................................................................108


femenino y 80.2 años de exposición. Caso 5 ................................................................110


masculino y 75.9 años de exposición. Caso 6 ...............................................................111

Figura 3-15: Función de probabilidad de riesgo de cáncer para una persona de adulta

de sexo femenino. ......................................................................................................112

XII Evaluación del riesgo en la salud humana por consumo de vegetales irrigados con



de sexo masculino. ..................................................................................................... 113

Contenido XIII

Lista de tablas

Pág. Tabla 1-1: Descripción de las condiciones analíticas para análisis de plomo. ............ 10

Tabla 1-2: Descripción de las condiciones analíticas para análisis de cadmio. .......... 10

Tabla 1-3: Descripción de las condiciones analíticas para análisis de cromo. ............ 11

Tabla 1-4: Descripción de las condiciones analíticas para análisis de arsénico. ........ 11

Tabla 1-5: Descripción de las condiciones analíticas para análisis de mercurio. ........ 12

Tabla 1-6 Valores máximos permisibles de metales pesados en agua destinada para uso

agrícola y pecuario del Decreto 1594 de 1984. .............................................................. 13

Tabla 1-7 Normatividad internacional de valores máximos permisibles de metales

pesados en hortalizas. .................................................................................................... 14

Tabla 1-8 Consumo de verduras en Bogotá D.C. Valores en g.día-1 por persona. ......... 16

Tabla 1-9 Valores de entrada para el cálculo probabilístico de la ingesta. ..................... 18

Tabla 2-1: Resumen de la dosis de referencia RfD por vía oral para el Arsénico

inorgánico……................................................................................................................ 31

Tabla 2-2: Consideraciones de los factores de incertidumbre. ................................... 32

Tabla 2-3: Clasificación de la Cancinogenicidad por Peso de la Evidencia. ............... 33

Tabla 2-4: Resumen de los valores para la estimación de riesgo para cáncer del

arsénico inorgánico. ....................................................................................................... 34

Tabla 2-5: Ejemplo de documentación de resultados de una evaluación de las vías de

exposición…. .................................................................................................................. 44

Tabla 2-6: Valores de comparación de la ATSDR. ..................................................... 47

Tabla 2-7: Resumen del nivel de riesgo mínimo MRL para Arsénico.......................... 49

Tabla 2-8: Similitudes y diferencias en los enfoques en la estimación de la MRL y

RfD…………. .................................................................................................................. 50

Tabla 2-9: Resumen de las conclusiones por categorías. .......................................... 56

Tabla 2-10: Criterios de recomendaciones según la categoría empleada en las

conclusiones…. .............................................................................................................. 57

Tabla 3-1: Componentes en común de las metodologías .......................................... 70

Tabla 3-2: Matriz de priorización de los indicadores de las metodologías

consultadas…................................................................................................................. 75

Tabla 3-3 Especies con mayor frecuencia de aparición en las experiencias de visitadas

en Bosa .......................................................................................................................... 86

Tabla 3-4 Histórico del índice WQI ................................................................................ 89

Tabla 3-5 Dosis de referencia aplicada en el estudio. ..................................................102

Tabla 3-6 Comparación del índice de peligro HI para el caso 1 y caso 2 .....................114

Tabla 3-7 Comparación del índice de peligro HI para el caso 3 y caso 4 .....................115

XIV Evaluación del riesgo en la salud humana por consumo de vegetales irrigados con


Tabla 3-8 Comparación del índice de peligro HI para el caso 5 y caso 6 ..................... 115

Tabla 3-9 Riesgo de cáncer por exposición a Arsénico en las hortalizas ..................... 116

Tabla 3-10 Fuentes de incertidumbre en las etapas de la evaluación de riesgos ......... 117

Contenido XV

Lista de Símbolos y abreviaturas

Símbolo Término Unidad SI Definición

I Ingesta

mg de la

sustancia/kg

peso corporal

día

Ec 2-1

Ec 2-3

C Concentración del contaminante en el medio mg kg -1

mg L-1

Ec 2-1

CR Tasa de consumo por ingestión, absorción o

inhalación accidental

mg día-1

L dia-1

Ec 2-1

EF Frecuencia de la exposición días año-1 Ec 2-1

ED Duración de la exposición años Ec 2-1

BW Peso corporal del individuo kg Ec 2-1

AT Tiempo promedio sobre el cual se promedia la

exposición

años Ec 2-1

RfD Dosis de referencia 3 x10-4 mg/ kg día Ec 2-2

NOAEL

LOAEL

Nivel sin efecto adverso observable, dosis

experimental

Nivel mínimo con efecto adverso observable,

dosis experimental

mg L-1

mg/ kg día

mg L-1

mg/ kg día

Ec 2-2

Ec 2-2

UF Factor de incertidumbre Ec 2-2

HQ Cociente de peligro Adimensional Ec 2-3

XVI Evaluación del riesgo en la salud humana por consumo de vegetales irrigados con



RfD o RfC Dosis de referencia

mg del químico

kg de peso

corporal-1 día-1

Ec 2-3

Ec 2-8

Riesgo

Probabilidad de que un individuo desarrolle

cáncer

Adimensional Ec 2-4

Ec 2-5

CDI

Insumo o Ingesta (I) diaria crónica promediado

durante 70 años

mg del

químico/kg de

peso corporal

día

Ec 2-4

Ec 2-5

SF Factor de pendiente

mg del químico/

kg de peso

corporal-día

Ec 2-4

Ec 2-5

HI

Índice de peligro

Adimensional Ec 2-6

Ec 2-7

Ec 2-8

Riesgo total Adimensional Ec 2-9

Ec 2-11

HIT Riesgo total Adimensional Ec 2-10

HIc

HIs

índice de peligro crónico

índice de peligro subcrónico

Ec 2-7

Ec 2-8

EMEGw Guía de evaluación en agua mg/L Ec 2-12

MRL Nivel de riesgo mínimo mg/Kg/día Ec 2-12

BW Peso corporal kg Ec 2-12

IR Tasa de ingestión L/dia Ec 2-12

EMEGs Guía de evaluación en suelo mg/kg Ec 2-13


Contenido XVII



IR Tasa de ingestión de suelo mg/dia Ec 2-13

CF Factor de conversión 10-6 Kg/mg Ec 2-13

CREGw/s Guía de evaluación de cáncer para ingestión de

agua o suelo

mg/L o mg/kg Ec 2-14

TR Nivel de riesgo objetivo Ec 2-14


IR Tasa de ingestión L/día o mg/día Ec 2-14

SF Factor de pendiente de cáncer (mg/kg/día)-1 Ec 2-14

CREGA Guía de evaluación de cáncer para inhalación de

la sustancia en el aire

µg/m3 Ec 2-15

TR Nivel de riesgo objetivo Ec 2-15

UR Riesgo unitario por inhalación Ec 2-15

MRL Nivel de riesgo mínimo mg/kg/día Ec 2-16

NOAEL Nivel mínimo con efecto adverso observable mg/kg/día Ec 2-16

UF Factor de incertidumbre Ec 2-16

Dosis de

exposición Factor de exposición

Ec 2-17


F Frecuencia de exposición días/año Ec 2-18

ED Duración de la exposición años Ec 2-18

AT Tiempo promedio ED x 365

días/año

Ec 2-18

HI Índice de Peligro adimensional Ec 2-19

Dosis estimada estimada de un producto químico Ec 2-19


XVI

II

Evaluación del riesgo en la salud humana por consumo de vegetales irrigados con



EMEG Evaluación para Medios Ambientales Ec 2-20

MRL Dosis con la cual el contaminante no causa daño

mg del

contaminante

kg de peso

corporal-1 día-1

Ec 2-20


IR Tasa de ingestión diaria L/día o mg/día Ec 2-20

Abreviaturas

Abreviatura Término

EPA Environmental Protection Agency

IRIS Sistema Integrado de Información de Riesgos

ATSDR Agencia para las Sustancias Tòxicas y Registro de Enfermedades

OPS Organización Panamericana de la Salud

MRL Nivel de riesgo mínimo

EMEG Evaluación de Medios Ambientales

CREG Guías para la Evaluación de Riesgo de Cáncer

RMEGs Guías de dosis de referencia de evaluación de medios

Introducción

La cuenca hidrográfica del río Tunjuelo es la de mayor extensión de las tributarias al río

Bogotá y forma parte integral de su funcionalidad y dinámica ambiental. Sin embargo, la

cuenca ha sufrido históricamente el deterioro de los sistemas ecológicos y alteraciones

geomorfológicas ocasionadas principalmente por procesos como la expansión de la

frontera agrícola, las prácticas culturales de producción agrícola y pecuaria, el

establecimiento del relleno sanitario Doña Juana y la declaración de algunas zonas

como Parque Minero (Alcaldía Mayor de Bogotá; Secretaría Distrital de Ambiente;

Universidad Nacional de Colombia, 2007)

La cuenca del río Tunjuelo presenta contaminación por algunos metales pesados tanto

en su cauce principal, como en algunas quebradas o afluentes menores que sirven de

abastecimiento para acueductos e insumo de actividades agropecuarias (CAR , 2015) se

estima que el origen de la contaminación con metales pesados en el río Tunjuelo está

relacionada con vertimientos de las curtiembres de San Benito, del relleno sanitario Doña

Juana, sedimentos del parque minero y del alcantarillado de todo el territorio de la

cuenca del Tunjuelo. (Alcaldía Mayor de Bogotá; Secretaría Distrital de Ambiente;

Universidad Nacional de Colombia, 2007)

El río Tunjuelo desemboca en el río Bogotá, puntualmente en la localidad de Bosa, donde

las autoridades locales han desarrollado y aplicado estrategias conocidas como Entornos

Saludables encaminados a identificar las problemáticas relacionadas con la salud de la

población, derivando en proyectos de agricultura urbana para combatir el problema de

desnutrición que presentan algunos habitantes de la zona.

En consonancia con estos programas, se originaron estudios de investigación formando

una línea base para recopilar información respecto a la identificación de la presencia de

contaminantes presentes en el agua de riego y aplicados sobre los cultivos de la

localidad. (Alcaldía Mayor de Bogotá, 2004)

2 Introducción

Entre los años 2000 y 2009, el Hospital Pablo VI Bosa con el apoyo de la Secretaría

Distrital de Salud, desarrollaron un proyecto en el cual se determinó la calidad

microbiológica, metales pesados y plaguicidas en el agua de riego de las hortalizas en la

localidad de Bosa, y se pudo establecer la presencia de metales pesados en los cultivos

con valores que exceden la normatividad establecida, los resultados mostraron

cantidades excesivas de arsénico, plomo, mercurio y cadmio en el apio, la lechuga, el

repollo y el brócoli, contaminación que es atribuida a las prácticas de riego de los cultivos

con agua del Río Bogotá y sus afluentes, incluido el río Tunjuelo, y con el agravante de

que estos alimentos son comercializados en los centros de abastos, supermercados e

hipermercados de la ciudad y alrededores (Quiroga, Echeverri, Pinzón, & Siachica, 2000)

Estudios desarrollados en la sabana de Bogotá, han demostrado que la contaminación

de los vegetales también puede ser causada por la aplicación de fertilizantes que

contienen cadmio, plomo y cromo (Leiva, Lozano, & Correa, 2012), además aunque las

plantas han desarrollado mecanismos altamente específicos para la absorción y

acumulación de sustancias, los metales pesados presentan un comportamiento

electroquímico similar a los elementos nutritivos requeridos (Miranda, y otros, 2008) lo

cual indica que existe una alta probabilidad de que en un medio con concentraciones

altas de metales pesados, estos ingresen a la planta y se bioacumulen.

Adicionalmente, el método de riego principal para la producción de hortalizas es

aspersión, con una cobertura de 93,6% del área total de la sabana de Bogotá, mientras el

sistema de riego por goteo solo se implementa en el 0,5% del área (Galindo P., y otros,

2001). Esta situación ocasiona que las partes comestibles de la mayoría de hortalizas

como las hojas y tallos, estén en contacto directo con el agua de riego debido al modo de

irrigación empleado en el cual se aplica el agua en forma de precipitación, contrario al

sistema de riego por goteo que irriga directamente la zona de raíces sin tener contacto

con tallos y hojas, situación que evidentemente contribuye a aumentar el riesgo a la salud

de la población, por exposición a vegetales contaminados, sumado a la tradición de

consumo en fresco.

Si se tiene en cuenta que los metales pesados están presentes en las plantas y fuentes

hídricas de la zona propuesta para el estudio, que los vegetales tienen la capacidad de

bioacumular tales contaminantes, que las prácticas de aplicación de agroquímicos

Capítulo 1 3

(incluidos los fertilizantes) se hace de forma inadecuada y excesiva, que los métodos de

riego involucran contacto directo con las partes comestibles de las plantas sin ningún

tratamiento previo y además que el consumo de alimentos contaminados con metales

pesados es un camino contribuyente importante a la exposición humana (más del 90%)

que otras vías como la inhalación y contacto dérmico (Loutfy, y otros, 2006),se configura

una situación de riesgo para la salud por exposición de dichos contaminantes a través

del consumo de los productos agrícolas cultivados en un sector de la cuenca del río

Tunjuelo.

Para responder a la pregunta: ¿Cuál es el riesgo en la salud por el consumo de vegetales

producidos en la zona de estudio que contienen metales pesados? Se propone el

presente trabajo cuyos objetivos se plantean a continuación.

Objetivo General

Evaluar el riesgo en la salud por exposición al consumo de vegetales que son irrigados

con agua que contiene metales pesados cultivados en un sector de la cuenca baja del río

Tunjuelo.

Objetivos Específicos

Revisar por lo menos tres metodologías disponibles para la evaluación de riesgo en la

salud por consumo de vegetales contaminados con metales pesados y seleccionar una

para aplicar en el estudio.

Aplicar el modelo seleccionado para evaluar el riesgo en la salud en personas expuestas

a la ingesta de hortalizas potencialmente contaminadas con metales pesados.

4 Introducción

1. Metodología

Para dar cumplimiento a los objetivos del estudio propuesto, se requiere una planeación

previa que permita definir la metodología más adecuada, que lleve a un modo de

intervención sistemática y disciplinada, y que abarque todos los factores relevantes del

problema; como se ilustra en la figura 1-1 y se explica en los siguientes párrafos.

Figura 1-1: Esquema general de la metodología

Aplicación del modelo de

evaluación del riesgo en salud

Revisión bibliográfica de

metodologías de evaluación de

riesgo en salud

Selección de la metodología de

evaluación de riesgo.

Estudio y recopilación de datos y

revisión del estado del arte referente a

la concentración de metales pesados

en cultivos del sitio.

6 Evaluación del riesgo en la salud humana por consumo de vegetales irrigados

con aguas que contienen metales pesados en un sector de la cuenca del río

Tunjuelo

1.1 Revisión y selección de metodologías de evaluación del riesgo en salud

Se revisaron tres metodologías para la evaluación del riesgo en la salud humana

propuestas por la Agencia de Protección Ambiental (EPA por siglas en ingles), la Agencia

para las Sustancias Toxicas y Registro de Enfermedades (ATSDR) y la de la

Organización Panamericana de la Salud (OPS) (Ver capítulo 2). La selección de la

metodología para aplicar en este proyecto se realizó a partir de una identificación de las

principales diferencias y similitudes entre las metodologías consultadas y de una revisión

de la información disponible referente al grado de contaminación de la zona con metales

pesados. Con este ejercicio se logra identificar que fases de las metodologías son las

que mejor se ajustan conforme a la disponibilidad de datos y alcance del proyecto.

En esta fase se diseñó una matriz de comparación de los criterios de acuerdo al alcance

y aplicabilidad en el proyecto. Criterios como el Propósito, Enfoque y Estrategias para

reducir la incertidumbre fueron evaluados asignándoles un puntaje de 0 a 2, donde 0

equivale a No tiene en cuenta el indicador; 1; Lo considera parcialmente y 2: Lo

considera y se puede evaluar con la información disponible.

De acuerdo a estos criterios, se seleccionó la metodología de la US-EPA como base para

aplicar la evaluación de riesgos en salud para el proyecto.

Un mayor detalle y puntuación sobre los criterios se presenta en el capítulo 3 Resultados

y Análisis.

1.2 Aplicación del modelo de evaluación del riesgo

Como se mencionó anteriormente, el modelo aplicado para la evaluación de riesgo en

salud fue la metodología de la US-EPA. En esta fase se recopiló información acerca de

los antecedentes de la zona a partir de la revisión de los estudios previos y bases de

datos de la Alcaldía de Bogotá, alcaldías locales, hospitales, entre otras, teniendo en

Capítulo 1 7

cuenta la intensidad de las actividades agrícolas: prácticas o métodos de riego,

identificación de cultivos existentes, y concentraciones de metales pesados.

A continuación se menciona las consideraciones y fuentes de información de algunas de

las fases aplicadas en el modelo de evaluación de riesgos seleccionado.

Identificación de contaminantes y vías de exposición 1.2.1

Para esta fase se consultaron como fuentes de información dos estudios adelantados por

el Hospital Pablo VI de Bosa, el primero publicado en el año 2000 y el segundo un

estudio de prevalencia de metales realizado entre el 2008 y 2009.

En el estudio del año 2000, investigadores del Hospital Pablo VI de Bosa, con el apoyo

de la Secretaría Distrital de Salud, realizó un proyecto titulado “Diagnóstico de los niveles

de contaminación por plaguicidas y metales pesados en los cultivos de hortalizas y

trabajadores de los mismos en la localidad de Bosa” (Quiroga, Echeverri, Pinzón, &

Siachica, 2000) investigación relacionada con la presencia de metales pesados en

hortalizas, agua de riego y suelo de la zona de interés del presente estudio. Entre los

hallazgos se evidenció que los cultivos eran irrigados con aguas provenientes de vallados

que contienen aguas sanitarias de los barrios aledaños, aguas lluvia, del río Tunjuelito y

combinaciones de las fuentes anteriormente mencionadas. Tanto en el agua de riego y

en las muestras de suelo se midieron las concentraciones de Cromo, Arsénico, Mercurio

y Plomo. En lo que respecta a las hortalizas el estudio también incluyó los metales

anteriormente mencionados, excepto el Cromo, sin embargo, en esta medición se incluyó

el Cadmio.

El estudio fue de tipo descriptivo, localizado en las parcelas de producción agrícola de la

zona sur occidente de localidad de Bosa. Las muestras tomadas correspondieron al

grupo de hortalizas, agua de riego y suelo.

Inicialmente se contaba con 140 parcelas encuestadas, de las cuales se extrajo una

muestra de 57 parcelas con base en la metodología que seleccionó el grupo de

investigación del Hospital Pablo VI de Bosa y la Secretaría de Salud en el marco del

Convenio 1096-1999, teniendo en cuenta la frecuencia del cultivo, y extensión del área

cultivada.



Tunjuelo

Durante la primera etapa del mes de mayo, en cada parcela de las 57, con base en la

producción y cosecha del momento, se tomaron dos muestras de hortalizas y una

muestra de agua de riego determinando así su procedencia: 1. Vallado de aguas

sanitarias y lluvias; 2. Vallado de aguas lluvias; 3. Vallado de agua sanitaria, agua lluvia y

río Tunjuelito; 4. Agua del río Tunjuelito; 5. Pozo, analizando en hortalizas cuatro metales

pesados arsénico, mercurio, plomo, cadmio y para el agua de riego arsénico, mercurio,

plomo y cromo. No se realizó muestreo en suelo.

Para la segunda etapa del estudio en el mes de octubre, se resalta la influencia del

Proyecto Metrovivienda que adelantó la Alcaldía Mayor de Bogotá en el sector que

abarcó cerca del 67% de la muestra del estudio inicialmente planteado, ya que

convirtieron las parcelas en lotes de construcción como parte del proyecto, de las 57

parcelas muestreadas en la etapa uno, solo se lograron muestrear 36 parcelas, lo que

condujo a reubicar el muestreo y concentrarse en aquellas parcelas que se encontraban

en el área de influencia del río Tunjuelito en las veredas San Bernardino, San José y

Palestina, tanto para el muestreo en hortalizas y agua de riego, se mantuvieron los

mismos criterios de la etapa uno, tomando dos para el grupo de hortalizas y una para el

agua de riego. En esta etapa se realizó muestreo para suelo, los criterios

correspondieron a la aplicación de plaguicidas organoclorados en las parcelas (con alta

concentración en hortalizas evaluadas en otro contexto de la etapa uno), por ende, se

tomaron en diez lotes y se determinaron cinco metales pesados: arsénico, cadmio,

plomo, cromo y mercurio. El resumen de los resultados se presenta en el anexo A.

Análisis de metales

Tratamiento de las muestras de agua de riego. Se empleó el método

APHA/AWWA/WEB “Standard Methods” 3030D U.S EPA 3015, Digestión con

microondas, la preparación incluye ataque con ácido HNO3 para la determinación de

metales totales. A continuación se esboza el procedimiento.

Capítulo 1 9

Tratamiento de las muestras de hortalizas. Se empleó el método AOAC 934.07 Official

Methods of Analysis XVI edition. Con preparación con digestión con HNO3 con equipo

de Digestión por microondas a alta presión marca MDS 2000. A continuación, se

gráfica el procedimiento.

300 mL de muestra de agua de riego,

homegenizada

Adicionar 3 mL de HNO3 concentrado

Llevar a sequedad hasta digestión

completa

Adicionar 2 mL de HNO3

Llevar a casi sequedad

Transvasar a balón volumétrico de 25

mL

Porción de material seco, homogeneo

Digestión con 5 mL HNO3

Equipo microondas se programa con 5

unidades de potencia

En 18 minutos la muestra debe ser sometida a una

potencia de digestión entre 250 y 650 vatios

La muestra digerida se transvasa a balón volumétrico de 25 mL y se lleva a volumen

con agua ASTM tipo 1

La muestra fue analizada por Espectrometría de Absorción Atómica con

Horno de Grafito o Generador de Hidruros

según el caso.



Tunjuelo

Tabla 1-1: Descripción de las condiciones analíticas para análisis de plomo. (Quiroga,

Echeverri, Pinzón, & Siachica, 2000)

PLOMO

Método EPA 239.1

Técnica analítica Espectrometría de Absorción Atómica

Equipo UNICAM 969 Plus/ Horno Grafito FG-90 y

muestreador FS-90 Plus

Longitud de onda 283nm

Rango conc. Trabajo 5-100 µg/L

Sensibilidad 1 µg/L

Límite de detección 1 µg/L

Rendija 0,7 nm

Corriente lámpara 12 mA

Voltaje fototubo 75 v

Tiempo de respuesta 1,5 s

Número de lecturas 3

Tabla 1-2: Descripción de las condiciones analíticas para análisis de cadmio.

(Quiroga, Echeverri, Pinzón, & Siachica, 2000)

CADMIO

Método EPA 213.1


Equipo UNICAM 969 Plus/ Horno Grafito FG-90 y

muestreador FS-90 Plus

Longitud de onda 228.8 nm

Rango conc. Trabajo 0,5-10,0 µg/L

Sensibilidad 0,15 µg/L


Rendija 0,7 nm




Capítulo 1 11

Tabla 1-3: Descripción de las condiciones analíticas para análisis de cromo. (Quiroga,

Echeverri, Pinzón, & Siachica, 2000)

CROMO

Método EPA 218.2


Equipo UNICAM 969 Plus/ Horno Grafito FG-90

Plus y automuestreador FS-90 Plus


Rango conc. Trabajo 5-100 µg/L



Rendija 0,7 nm





Tabla 1-4: Descripción de las condiciones analíticas para análisis de arsénico.


ARSÉNICO

Método EPA 206.3

Técnica analítica Generación de hidruros/Espectrometría de

Absorción Atómica

Equipo UNICAM 969 Plus/ Generador de Hidruros

VP 90 Plus


Rango conc. Trabajo 2,0 - 20 µg/L



Rendija 0,7 nm






Tunjuelo

Tabla 1-5: Descripción de las condiciones analíticas para análisis de mercurio.


MERCURIO

Método EPA 245.1

Técnica analítica Vapor frio/Espectrometría de Absorción

Atómica

Equipo UNICAM 969 Plus/ Generador de Hidruros

VP 90 Plus

Longitud de onda 253,7 nm

Rango conc. Trabajo 0,2 - 20 µg/L

Sensibilidad 3,5 mg/L

Límite de detección 2 mg/L

Rendija 0,7 nm





Posteriormente, entre el año 2008 y 2009, con el objetivo de explorar la persistencia de

metales pesados en las hortalizas, el Hospital Pablo VI de Bosa nuevamente encabeza

un estudio, titulado “Prevalencia de Metales Pesados en hortalizas que se cultivan en la

localidad de Bosa” en el cual se pretendía medir concentraciones de cromo, arsénico,

plomo y mercurio en cultivos de la zona. Ésta fuente fue consultada en el centro de

documentación del Hospital previo permiso y colaboración de los funcionarios de la

entidad quienes aclaran que dicho proyecto no se culminó. Por tal motivo esta fuente de

datos, que es insumo de una parte de la investigación, presenta información incompleta y

no permite una evaluación de riesgos concluyente. Por ejemplo, no se realizó la medición

de las concentraciones de cadmio (Ver Anexo A), a pesar de ser un contaminante que

presentaba altas concentraciones en las mediciones elaboradas en el año 2000.

Adicionalmente, el tamaño de la muestra es poco representativo comparado con las

mediciones anteriores, por lo que el objetivo de evaluar la prevalencia de metales

pesados en hortalizas en la zona claramente no es consistente.

Sin embargo, a criterio del autor, estos datos tienen un valor importante a fin de divulgar

y analizar la escasa información que reposa en las entidades del Estado relacionadas

Capítulo 1 13

con la salud pública, y poner de relieve cual es la visión y criterios que han venido

orientando dichos entes a la problemática que aborda esta investigación.

Con el propósito de priorizar e identificar las vías de exposición (hortalizas) y metales

pesados a evaluar en el estudio, se compararon las concentraciones con valores

permisibles de normatividad nacional e internacional.

Para la comparación de las muestras de agua, se tomaron los valores permisibles

establecidos en Colombia por el Decreto 1594 de 1984 para aguas de uso agrícola.

Tabla 1-6.

Tabla 1-6 Valores máximos permisibles de metales pesados en agua destinada para uso

agrícola y pecuario del Decreto 1594 de 1984.

Metales Expresado como Valor (mg.L-1)

Arsénico As 0.1

Cadmio Cd 0.01

Cromo Cr+6 0.1

Plomo Pb 5.0

Mercurio Hg 0.01*

*Uso pecuario

Debido a que Colombia no cuenta con una normativa que establezca niveles permisibles

de metales pesados en hortalizas, se consultó normatividad internacional, la información

resumida en la tabla 1-7.



Tunjuelo

Tabla 1-7 Normatividad internacional de valores máximos permisibles de metales

pesados en hortalizas.

Plomo (mg.kg

-1)

Hortalizas del género Brassica, hortalizas de hoja (18) y las siguientes setas : Agaricus bisporus (champiñón), Pleurotus ostreatus (seta de ostra) y Lentinula edodes (seta

shiitake) 0.3

1

Hortalizas, excluidas las del género Brassica, las hortalizas de hoja, las hierbas frescas, las setas y las algas marinas. En el caso de las patatas, el contenido máximo se aplica a

las patatas peladas 0.1

1

Hortalizas del género Brassica 0.32

Hortalizas (excepto Brassica) 0.12

Hortalizas 0.53

Cadmio (mg.kg

-1)

Hortalizas de hoja, hierbas frescas, hortalizas de hoja del género Brassica, apio, apionabos, chirivías, salsifíes, rábanos rusticanos y las siguientes setas: Agaricus

bisporus ( champiñón), Pleurotus ostreatus ( seta de ostra) y Lentinula edodes ( seta shiitake)

0.21

Hortalizas y frutas, excluidas las hortalizas de raíz y tubérculo, las hortalizas de hoja, las hierbas frescas, las hortalizas de hoja del género Brassica, los tallos jóvenes, las setas y

las algas marinas 0.05

1

Hortalizas de hoja 0.12

Brasicáceas, Hortalizas de bulbo, Hortalizas de fruto, cucurbitáceas 0.054

Hortalizas de hoja 0.24

Arsénico (mg.kg

-1)

Hortalizas, patata, sandía, melón, calabaza, frutas, bayas 0.25

Mercurio (mg.kg

-1)

Hortalizas, patata, sandía, melón, calabaza, frutas, bayas 0.025

Cromo (mg.kg

-1)

Cualquier alimento 0.13

1: Norma UE.

2: Legislación australiana y neozelandesa de metales pesados (Australian new Zealand Food Standard Code)

3: Norma Brasileña

4: Codex Alimentarius

5: Norma Rusa

Capítulo 1 15

Cálculo de la Ingesta 1.2.2

Para el cálculo de la ingesta diaria de metales pesados concentrados en las hortalizas se

tomaron inicialmente los valores de concentración C reportados en el estudio del año

2000, empleando la ecuación 2-1 (ver figura 1-2) y se realiza probabilísticamente

aplicando el modelo de simulación de Monte-Carlo (MC) con 10.000 iteraciones en cada

simulación (Uddh-Söderberg, Gunnarsson, Hogmalm, Lindegård, & Augustsson, 2015),

de esta manera la variabilidad y la incertidumbre asociada con las variables de entrada

pueden ser consideradas mediante el uso de las distribuciones estadísticas en lugar de

las estimaciones puntuales (U.S. Environmental Protection Agency, 2001). Los

parámetros de entrada y distribuciones seleccionadas de la ingesta diaria, como la

concentración del metal C, tasa de consumo CR, y peso corporal BW se estimaron

utilizando el software @RISK® 7.0 versión de evaluación.

Figura 1-2: Esquema del cálculo probabilístico de la ingesta. Adaptado de (Alvarado,

Ilizaliturri, Martínez, & Torres, 2013)

Los valores de entrada para el parámetro CR se extrajeron de la publicación elaborada

por el Ministerio de Salud y Protección Social en conjunto con la Organización de las

Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura- FAO titulado “Perfil Nacional de

Consumo de Frutas y Verduras”. De dicho documento se tomaron los resultados

correspondientes al consumo de verduras en Bogotá, los valores con consignados en la

tabla 1-8.



Tunjuelo

Tabla 1-8 Consumo de verduras en Bogotá D.C. Valores en g.día-1 por persona.

(Subdireccion de Salud Nutricional Alimentos y Bebidas, Ministerio de Salud y Protección

Social, Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura FAO,

2013)

VERDURA MEDIA DESV. ESTAD

Tomate 34,6 22,0

Zanahoria 28,5 18,9

Arveja Verde 33,7 18,8

Cebolla Bulbo 25,6 20,1

Cebolla Larga 7,1 5,3

Habichuela 30,5 17,3

Lechuga 18,7 16,2

Espinaca 22,6 15,4

Pepino de guiso 31,7 19,7

Repollo 17,8 10,9

Remolacha 42,4 21,8

Ahuyama 57,1 23,5

Cebolla Puerro 15,4 10,3

Acelga 28,1 14,7

Apio 23,6 16,9

Pepino 44,3 23,0

Brócoli 47,1 22,3

Coliflor 37,6 25,6

Calabacín 26,0 13,5

Calabaza 39,6 20,2

Pepino Agua 48,9 19,9

Rábano 29,0 15,6

Col China 8,0 2,4

Con el objetivo de poder evaluar diferentes escenarios de exposición, los cálculos y

análisis se dividieron en seis casos, según sexo y época de la exposición:

Capítulo 1 17

Caso 1: Una persona adulta de sexo femenino y 80.2 años de exposición con datos

obtenidos del estudio del año 2000.

Caso 2: Una persona adulta de sexo masculino y 75.9 años de exposición con datos


Caso 3: Una persona adulta de sexo femenino y 15 años de exposición con datos


Caso 4: Una persona adulta de sexo masculino y 15 años de exposición con datos


Caso 5: Una persona adulta de sexo femenino y 80.2 años de exposición con datos

obtenidos del estudio del año 2008-2009.

Caso 6: Una persona adulta de sexo masculino y 75.9 años de exposición con datos

obtenidos del estudio del año 2008-2009.

Se evaluó una exposición para toda la vida (caso 1 y 2) de acuerdo a la esperanza de

vida de cada grupo, 80.2 años para las mujeres y 75.9 años para los hombres (Secretaría

Distrital de Salud de Bogotá, 2012). Posteriormente la duración de la exposición ED se

lleva al presente (2015) tomando 15 años de duración (Caso 3 y 4) y suponiendo la

prevalencia de las concentraciones de los metales pesados en las hortalizas del año

2000.

Para los casos 5 y 6, los cálculos de ingesta se realizan con valores constantes de la

concentración, puesto que el tamaño de la muestra del estudio del año 2008 y 2009 no

permite obtener valores distribuidos probabilísticamente. Es importante aclarar las

limitaciones e interpretaciones que se pueden efectuar con estos datos, puesto que como

se menciona en el literal 1.2.1 no son los más adecuados en términos estadísticos y

prácticos. Si bien la suposición de prevalencia de los casos 1, 2, 3 y 4 parece no ser

consistente con los resultados del estudio del año 2008-2009 se aclara al lector que

precisamente los resultados del año 2000 son más confiables en términos de tamaño de

muestra y la suposición de prevalencia no se ve afectada de forma significativa por los

resultados del año 2008-2009.

De cualquier forma, el objetivo y enfoque de estos escenarios planteados es ofrecer al

lector y tomadores de decisiones diferentes posibilidades y resultados de la exposición



Tunjuelo

de acuerdo a los datos existentes en la zona teniendo siempre claro las incertidumbres

que conllevan cada uno de los escenarios.

En ambos casos se realiza una estimación de la exposición para hombres y mujeres

adultos con edades entre los 20 y 60 años que corresponden al valor del peso corporal

del estudio reportado por (Gamboa & Forero, 2008)

Un resumen de los datos de entrada se presenta en la tabla 1-9.

Tabla 1-9 Valores de entrada para el cálculo probabilístico de la ingesta.

Variable Unidad Parámetros utilizados para definir la

simulación de MC Referencias

Tasa de consumo de

hortalizas CR g.dia

-1

Distribución Lognormal.

Construida a partir de la media y desviación estándar

de cada hortaliza reportada en la tabla 1-3. El valor se

dividió por 1000 para llevarlo a mg.

Min= Percentil 5 (P5) Max= Percentil 95 (P95)

1,2

Peso corporal mujeres

BW Kg

Distribución Lognormal

Media = 62.4 Desviación Estándar = 11.83


1,2,3

Peso corporal hombres

BW Kg

Distribución Lognormal

Media = 70.01 Desviación Estándar = 12.37


1,2,3

Frecuencia de

exposición EF día Valor constante=365 Asumida

Duración de la

exposición ED Años Valor constante= 15, 80.2, 75.9 4

Tiempo promedio de

exposición AT día Valor constante= ED x 365

1. (Uddh-Söderberg, Gunnarsson, Hogmalm, Lindegård, & Augustsson, 2015) 2. (Subdireccion de Salud Nutricional

Alimentos y Bebidas, Ministerio de Salud y Protección Social, Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y

la Agricultura FAO, 2013) 3. (Gamboa & Forero, 2008) 4. (Secretaría Distrital de Salud de Bogotá, 2012)

Del total de las hortalizas reportadas en los estudios, se seleccionaron aquellas que

cumplieron los siguientes criterios: (1) disponibilidad del valor de tasa de consumo o dieta

diaria reportada en la tabla 1-8 (2) número de muestras representativo para obtener una

distribución de probabilidad (3) hortalizas de consumo en fresco o de cocción leve. Bajo

Capítulo 1 19

estos criterios se seleccionaron las hortalizas acelga, repollo, rábano, calabacín, lechuga,

brócoli y apio.

Evaluación de la toxicidad 1.2.3

En esta parte del proceso, se procede a recopilar la información sobre los efectos en la

salud debido a la ingesta de cada uno de los metales pesados a evaluar.

Consecutivamente, se define un valor de referencia o dosis de referencia para efectos no

cancerígenos y factores de pendiente SF para efectos cancerígenos según información

disponible en bases de datos para exposiciones crónicas por vía oral.

Caracterización del riesgo 1.2.4

A partir de los cálculos probabilísticos de la ingesta obtenidos por simulaciones de

Monte-Carlo, se aplica la ecuación 2-3 para efectos no cancerígenos y la ecuación 2-4

para efectos cancerígenos. Los cálculos de los cocientes de peligro y riesgo de cáncer,

se realizan nuevamente en términos probabilísticos. Ver figura 1-3.

Figura 1-3: Esquema general del cálculo probabilístico del cociente de peligro HQ

Por lo tanto, se obtuvo un resultado distribuido del cual se estimó la probabilidad del

peligro a partir de los diferentes escenarios producidos por la variabilidad de los

parámetros de la ingesta, de manera análoga de aplica la ecuación 2-6 para el cálculo

del riesgo agregado HI. Puesto que no existe evidencia de los efectos en la salud,

sinergia o antagonismo debido a la mezcla de los metales, el riesgo agregado o índice de

peligro HI no suma tales contaminantes (United States Environmental Protection Agency,



Tunjuelo

1989), la ecuación 2-10 es aplicada para sumar los peligros por diferentes rutas

(hortalizas) para cada metal (ecuación 1-1), asumiendo la situación crítica de que una

persona consuma en su dieta diaria todas las hortalizas analizadas (peor escenario).

𝐻𝐼𝑚𝑒𝑡𝑎𝑙 = 𝐻𝑄𝑎𝑝𝑖𝑜 + 𝐻𝑄𝑙𝑒𝑐ℎ𝑢𝑔𝑎+𝐻𝑄𝑎𝑐𝑒𝑙𝑔𝑎 + 𝐻𝑄𝑟𝑎𝑏𝑎𝑛𝑜 + 𝐻𝑄𝑏𝑟𝑜𝑐𝑜𝑙𝑖 + 𝐻𝑄𝑟𝑒𝑝𝑜𝑙𝑙𝑜 + 𝐻𝑄𝑐𝑎𝑙𝑎𝑏𝑎𝑐𝑖𝑛 (1-1)



Tunjuelo

. Revisión de metodologías de evaluación 2de riesgo en salud

Los sitios contaminados con sustancias toxicas o agentes biológicos configuran

escenarios que pueden ocasionar efectos adversos en la salud humana. En general esta

contaminación ocurre en varios medios ambientales, afectas diversas comunidades y

producida por diferentes tóxicos. Por lo tanto, es un problema complejo cuyo estudio

requiere de metodologías que permitan obtener información referente a la fuente de

contaminación, los medios por el cual tienen contacto con las personas y la población

receptora.

En el ámbito de la salud ambiental el término peligroso se entiende como la capacidad de

una sustancia para producir efectos adversos en los organismos, y el término riesgo

describe la probabilidad de que ese efecto no deseado ocurra como resultado de la

exposición a los agentes causales que produzcan el daño (Peña, Carter, & Fierro, 2001) .

Para que exista un riesgo, es necesario que la población esté en contacto con el agente

contaminante, es decir que exista exposición.

Es en este ámbito en el que se requiere de metodologías para la evaluación de riesgos

cuya finalidad es determinar si es tolerable ese riesgo que enfrenta una población por

estar expuesta a tóxicos en el ambiente de un sitio contaminado. Para alcanzar este

objetivo las metodologías requieren de la plena identificación de los riesgos y sus

respectivas magnitudes. Para ello existen diferentes aproximaciones metodológicas cuya

visión será abordada en el presente capitulo.

Existen diversas metodologías de evaluación de riesgos en salud asociadas a la

exposición de poblaciones humanas a sustancias tóxicas de origen antropogénico y/o

natural, siendo las estadounidenses, creadas por la Agencia de Protección Ambiental

(EPA) y la Agencia para las Sustancias Toxicas y Registro de Enfermedades (ATSDR),

las pioneras en este ámbito, las cuales cuentan con bases de datos muy completos y

manuales específicos que permiten a los evaluadores de riesgos realizar, de forma

Capítulo 2 23

ordenada y profunda, un monitoreo ambiental, una evaluación de la exposición y

finalmente una estimación cuantitativa del riesgo. Sin embargo dichas metodologías

emplean modelos matemáticos que también generan incertidumbres, que en el contexto

de América latina, pueden servir de impedimento en la erogación de recursos para la

restauración de sitios contaminados. Es por ello que la Organización Panamericana de la

Salud (OPS) ha modificado y adaptado las metodologías estadounidenses para facilitar

su uso en los países de la región latinoamericana, empleando, por ejemplo, el uso de

biomarcadores que permiten disminuir la incertidumbre en cuanto a la estimación sobre

la absorción de contaminantes en los humanos, y además incluyen otros factores de

salud y sociales que consideran aumenta la vulnerabilidad y que no están contemplados

en las metodologías estadounidenses. En esta revisión se exponen los principales

componentes de las metodologías y sus diferencias más sustanciales.

2.1 Metodología de evaluación de riesgo de la US-EPA

Las agencias ambientales de Estados Unidos han sido pioneras en la implementación de

metodologías científicas para estudio de sitios contaminados con sustancias toxicas.

Tanto la Agencia de Protección Ambiental EPA como la Agencia para las Sustancias

Toxicas y Registro de Enfermedades ATSDR han desarrollado un proceso de evaluación

de riesgo para cumplir con el mandato de la Ley de Responsabilidad, Compensación y

Recuperación Ambiental (Comprehensive Environmental Response Compensation and

Liability Act, CERCLA por sus siglas en inglés), conocida como Superfund, que fue

aprobada por el Congreso de los Estados Unidos en 1980 con el fin de proteger la salud

humana y el medio ambiente frente a las amenazas actuales y potenciales causadas por

emisiones incontroladas de sustancias peligrosas de origen antrópico.

El objetivo de la metodología de evaluación del riesgo de la US-EPA, consiste en

proporcionar un marco básico o línea base que permita calcular y estimar los riesgos

para la salud que acarrea un sitio en un momento determinado o en el futuro y ofrece una

orientación específica sobre los métodos adecuados y los datos a utilizar. Dicha

información es procesada y utilizada por los tomadores de decisiones para mejora,

limpieza o reparación del lugar.



Tunjuelo

Para realizar la línea base de evaluación de riesgo en salud humana la US-EPA propone

una metodología detallada a través del manual titulado Guía de Evaluación de Riesgos

para Superfund (Risk Assessment Guidance for Superfund) (United States Environmental

Protection Agency, 1989) cuyo proceso se observa en la Figura 2-1.

Figura 2-1: Diagrama del proceso de evaluación del riesgo en salud propuesto por la

US-EPA. (United States Environmental Protection Agency, 1989)

Recolección de datos y evaluación

Reunir y analizar información relevante al sitio.

Identificar los contaminantes de interes.

Evaluación de la exposición Analizar la emisión de

contaminantes. Identificar la población

expuesta. Identificar las posibles vías de

exposición. Estimar la exposición de las

concentraciones en puntos y vías concretas.

Estimar la ingesta de contaminantes por vías específicas.

Evaluación de la toxicidad Reunir información

cualitativa y cuantitativa de la toxicidad.

Determinar los valores apropiados de toxicidad.

Caracterización del riesgo Caracterizar los potenciales

efectos en la salud. Estimar el riesgo de cáncer y

riesgo no cancerígeno. Evaluar la incertidumbre. Resumir la información del

riesgo

Aunque los procedimientos y las actividades relacionadas en la Figura 2-1 se presentan

de una manera que parecen secuenciales y distintos, en la práctica el proceso es

altamente iterativo, por lo tanto, la metodología de evaluación de riesgo debe ser vista

como un proceso flexible que puede y debe adaptarse a las circunstancias específicas y

las necesidades de información de cada lugar, no como un enfoque rígido que debe

Capítulo 2 25

llevarse a cabo de forma idéntica en todos los sitios (United States Environmental

Protection Agency, 1989).

En general la metodología es un proceso que incluye una evaluación ambiental donde se

cuantifican los tóxicos en los medios y rutas de exposición involucrados, esta información

es sometida a un tratamiento probabilístico (modelos de simulación de Montecarlo) para

finalmente generar estimados cuantitativos de riesgo.

Alcance del proyecto 2.1.1

El objetivo de alcance del proyecto es concretar el tipo y grado de investigación, así

como el análisis que debe llevarse a cabo para un sitio dado. En esta parte del proceso

es recomendable realizar un modelo conceptual del lugar con el fin de ayudar a evaluar

los posibles impactos en la salud humana y el medio ambiente provocados por las

emisiones, el modelo debe ser establecido teniendo en cuenta de manera cualitativa las

fuentes de contaminación, las posibles vías de exposición, y los receptores potenciales.

Esta caracterización preliminar se desarrolla inicialmente con la información disponible y

se refina con los datos adicionales que se recogen.

Caracterización del Sitio 2.1.2

Durante la caracterización del sitio se desarrolla el plan de muestreo y recolección de los

datos de campo, posteriormente se analizan para determinar la naturaleza y el alcance

de las amenazas a la salud humana y el medio ambiente. Los principales componentes

de la caracterización del sitio son: la recolección de datos, evaluación de la exposición y

la evaluación de la toxicidad.

Recolección de datos 2.1.3

Consiste en recopilar y evaluar los datos del sitio de interés y la identificación de las

sustancias presentes en el sitio que son el centro del proceso de evaluación de riesgos.

La guía a la vez ofrece una información general sobre las consideraciones del muestreo,

tipo y calidad de los datos necesarios.



Tunjuelo

Evaluación de la exposición 2.1.4

La exposición se define como el contacto de un organismo con un agente químico o

físico (Environmental Protection Agency, 1988) . La magnitud de la exposición se

determina por medición o estimación de la cantidad del agente disponible en los límites

de cambio (es decir, los pulmones, el intestino, la piel) durante un período de tiempo

específico. Por lo tanto, la evaluación de la exposición es la determinación o estimación

(cualitativa o cuantitativa) de la magnitud, frecuencia, duración y vía de exposición. Se

pueden considerar las exposiciones pasadas, presentes y futuras, utilizando diferentes

técnicas de evaluación para cada fase.

La guía propone tres pasos para realizar la evaluación:

Paso 1. Caracterización del escenario de exposición.

En esta parte se caracteriza el entorno físico del lugar tales como el clima, hidrología,

geología, vegetación, aguas subterráneas, ubicación de aguas superficiales y tipo de

suelo.

Adicionalmente se debe realizar una caracterización de la población potencialmente

expuesta, de tal forma que se obtenga información referente a la ubicación de la

población en relación con el sitio o fuente de contaminación, los patrones de actividad, y

la presencia de grupos sensibles. La guía ofrece unas recomendaciones generales para

llevar a cabo estos ítems.

Paso 2. Identificación de las vías de exposición.

Una vía de exposición se define como el transcurso de un agente químico o físico desde

la fuente hasta la persona expuesta (United States Environmental Protection Agency,

1989). Generalmente consta de cuatro elementos:(1) una fuente y un mecanismo de

Capítulo 2 27

liberación química, (2) un medio de retención o de transporte, (3) un punto de contacto

humano con el medio contaminado (referido como el punto de exposición), y (4) una vía o

ruta de exposición (ingestión, inhalación, contacto con la piel) en el punto de contacto.

Cada uno de estos cuatro elementos están descritos en la guía con las consideraciones

necesarias para la obtención de la información e integrarlos con los patrones de actividad

de la población.

Paso 3. Cuantificación de la exposición

En este paso, se cuantifica la magnitud, frecuencia y duración de la exposición para cada

vía de transmisión identificada en el Paso 2. Éste se lleva a cabo en dos etapas: la

estimación de las concentraciones de exposición y el cálculo de la ingesta.

Concentración del contaminante. El valor de la concentración del contaminante

corresponde a la media aritmética de la concentración que se pone en contacto durante

el período de exposición. Este valor puede provenir de mediciones directas o por

modelación. La Guía de Evaluación de Riesgos para Superfund permite identificar qué

tipo de información es necesaria para calcular las concentraciones, de acuerdo al medio

donde se encuentre (agua, suelo, aire, alimentos), dónde consultar la información o

modelos propuestos para encontrar esas concentraciones, cómo interpretar y utilizar los

datos con su respectivo manejo estadístico.

En lo que concierne a la concentración de contaminantes en alimentos, y

específicamente a productos vegetales, la guía recomienda la obtención de estos valores

directamente del material vegetal (a través procedimientos de laboratorio y equipos de

medición), de no ser posible, es válido el uso de modelos, cuyos enfoques varían según

el medio donde se presente el contaminante y su interacción con la planta, ya sea por

deposición directa sobre la planta, absorción del suelo, y captación del aire. Sin embargo,

se aclara que el uso de estos modelos puede introducir una incertidumbre sustancial en

la evaluación de la exposición.

Cálculo de la ingesta. Se puede determinar resolviendo la Ecuación (2-1) para el cálculo

de la ingesta en las poblaciones, sustancias y vías seleccionadas previamente:



Tunjuelo

𝐼 =𝐶×𝐶𝑅×𝐸𝐹×𝐸𝐷

𝐵𝑊×𝐴𝑇 (2-1)

Donde I es la Ingesta (mg de la sustancia kg de peso corporal-día-1), C es la

concentración del contaminante en el medio considerado (mg kg -1 ó mg L-1), CR es la

tasa de consumo por ingestión, absorción o inhalación accidental (mg día-1, L dia-1), EF

frecuencia de la exposición (días año-1), ED duración de la exposición (años), BW peso

corporal del individuo (kg) y AT tiempo promedio sobre el cual se promedia la

exposición.

Las ingestas calculadas en este paso se expresan como la cantidad de la sustancia en el

límite de intercambio (por ejemplo, piel, pulmones, intestino) y disponible para la

absorción. Por lo tanto, no es equivalente a la dosis absorbida en la corriente sanguínea.

Una vez realizados los cálculos, la información debe ser resumida y presentada en

formato de tabla, debe enumerar los químicos específicos para cada vía. Las vías deben

ser agrupadas por población a fin de que los riesgos se puedan combinar. La información

resumida se agrupa posteriormente por categorías de uso actual y futuro. Dentro de

estas categorías, la ingesta diaria subcrónica y crónica deben resumirse por separado.

También se deben tabular las fuentes de incertidumbre (por ejemplo, la variabilidad de

datos analíticos, las suposiciones respecto a parámetros usados, errores de muestreo

etc.) y evaluar sus efectos en el cálculo de la exposición.


En la evaluación de la toxicidad se obtiene información acerca de los distintos tipos de

efectos adversos para la salud asociados con la exposición a sustancias químicas, la

relación entre la magnitud de la exposición, los efectos adversos y las incertidumbres

relacionadas, así como el estudio de la evidencia de que las sustancias identificadas

sean carcinogénicas y no carcinogénicas para los humanos.

Capítulo 2 29

La evaluación de la toxicidad de los contaminantes se realiza generalmente en dos

etapas: identificación de peligros y evaluación de la dosis-respuesta.

En la primera etapa se determina si la exposición a un agente puede causar un

incremento en la incidencia de un efecto nocivo para la salud. En este paso se obtiene

información sobre los daños que pueden producir los tóxicos presentes en el sitio, los

índices que corresponden a los distintos modos de acción de la sustancia (cancerígenos,

no-cancerígenos, tóxicos para el desarrollo) correspondientes a los distintos períodos y

vías de exposición y así mismo el peso de la evidencia de que el compuesto es

cancerígeno humano o tóxico para el desarrollo. Como parte de la identificación de los

peligros, la US-EPA recoge pruebas de una variedad de fuentes en relación con el

potencial de que un contaminante pueda causar efectos adversos en la salud humana.

En la segunda etapa, evaluación de dosis-respuesta, se realiza el proceso de evaluación

cuantitativa de la información de toxicidad y se caracteriza la relación entre la dosis del

contaminante absorbido y la incidencia de efectos adversos para la salud en la población

expuesta.

Actualmente la US-EPA cuenta con una base de datos computarizada (Ver Figura 2-2)

denominada Integrated Risk Information System, IRIS (Sistema Integrado de Información

de Riesgos) la cual contiene información cuantitativa sobre los efectos biológicos

asociados a la exposición de una gran variedad de sustancias químicas, tanto

carcinogénicas y no carcinogénicas, en el caso de las no carcinogénicas cuenta con los

valores verificados de las Dosis de Referencia crónica de la ingestión y/o para inhalación

definiendo estas dosis de referencia como “estimaciones de la exposición diaria a una

sustancia que puedan estar sin un riesgo apreciable de efectos nocivos a la población

humana en general (incluyendo subgrupos sensibles) durante toda una vida de

exposición” (Agency for Toxic Substances and Disease Registry , 2005) y para el caso de

carcinogénicas dispone de los Factores de Pendiente SF. Actualmente puede ser

consultada en Internet (United States Environmental Protection Agency, 2015)



Tunjuelo

Figura 2-2: Base de datos IRIS

Por ejemplo, si la sustancia para evaluar es Arsénico inorgánico, para efectos no

carcinogénicos IRIS dispone de la información resumida en la tabla 2-1. Contiene

información de los efectos nocivos que pueden causar, las dosis experimentales como el

nivel sin efecto adverso observable (NOAEL) y nivel mínimo con efecto adverso

observable (LOAEL), la vía de exposición, las referencias de los estudios y evidencias

realizados para la obtención de dichos valores y los respectivos factores de seguridad UF

y MF.

En el ámbito de la toxicología, NOAEL se define como “La dosis más alta ensayada de

una sustancia que se ha informado que no tienen efectos de salud nocivos sobre

personas o animales” y LOAEL “la dosis más baja ensayada de una sustancia que se ha

reportado que causa efectos en la salud nocivos en personas o animales” (Agency for

Toxic Substances and Disease Registry , 2005).

Capítulo 2 31

Tabla 2-1: Resumen de la dosis de referencia RfD por vía oral para el Arsénico

inorgánico. (United States Environmental Protection Agency, 2015)

EFECTO CRÍTICO DOSIS EXPERIMENTAL UF MF RfD

Hiperpigmentación, queratosis

y posibles complicaciones

vasculares

Exposición oral crónica

Tseng, 1977;. Tseng et al, 1968

NOAEL: 0,009mg/L

convertida a 0,0008 mg / kg-día

LOAEL:0,17mg/L

convertida a 0.014 mg /

kg día

3 1 3 x10

-4 mg / kg

día

Para compensar las incertidumbres que presentaban los datos toxicológicos NOAEL y su

aplicabilidad a poblaciones humanas grandes y heterogéneas, se introdujeron factores de

seguridad como el factor de incertidumbre (UF) y un factor modificador (MF) aplicables

para las sustancias no carcinógenas. Un factor de seguridad es un número convencional,

arbitrario, por el que se divide el NOAEL o LOAEL obtenidos en experimentos con

animales para establecer una dosis permisible provisional en los seres humanos. La cifra

resultante se denomina dosis de referencia (RfD) o concentración de referencia (RfC)

(Oficina Internacional del Trabajo , 1998) . Un resumen de las aclaraciones sobre los

factores de incertidumbre se presenta en la tabla 2-2.

Por lo tanto el cálculo de la dosis de referencia es la división del NOAEL (o LOAEL) por el

producto de todos los factores de incertidumbre (Peña, Carter, & Fierro, 2001), como lo

indica la ecuación 2-2.

𝑅𝑓𝐷 𝑜 𝑅𝑓𝐶 =𝑁𝑂𝐴𝐸𝐿

𝑈𝐹×𝑀𝐹 (2-2)



Tunjuelo

Tabla 2-2: Consideraciones de los factores de incertidumbre. (Peña, Carter, & Fierro,

2001)

FACTOR DE

SEGURIDAD VALOR CRITERIO

Factor de incertidumbre

(UF) 0-10

•10 Cuando el NOAEL se obtuvo de

experimentos con animales y se quiere

extrapolar los resultados para determinar los

niveles protectores para el hombre.

• 10 Se usa para tomar en cuenta la

variabilidad en la población general. Tiene por

objeto proteger a las subpoblaciones más

sensibles (niños, ancianos)

• 10 Cuando el NOAEL se obtuvo de un

estudio subcrónico y se desea estimar la dosis

de referencia crónica.

• 10 Cuando se usa el LOAEL en lugar del

NOAEL. Este factor intenta considerar la

incertidumbre asociada con la extrapolación

de LOAEL a NOAEL

Factor modificador

(MF) 0-10

Se aplica un MF entre 0 y 10 para reflejar una

evaluación cualitativa profesional de las

incertidumbres adicionales en el estudio

crítico y en la base de datos que no se hayan

mencionado entre los UF precedentes. El

valor normal del MF es 1.

Siguiendo con el ejemplo para el Arsénico inorgánico, IRIS para efectos carcinogénicos

suministra información como el peso de la evidencia existente para determinar si la

sustancia se puede considerar como cancerígeno para humanos dependiendo de la

evidencia se clasifican las sustancias según la tabla 2-3.

Capítulo 2 33

Tabla 2-3: Clasificación de la Cancinogenicidad por Peso de la Evidencia. (Peña,

Carter, & Fierro, 2001)

CATEGORÍA DESCRIPCIÓN

A Cancerígeno para Humanos

B Probable cancerígeno para Humanos

B1 Hay información limitada con humanos

B2 Hay información suficiente en animales pero no con humanos

C Posible cancerígeno humano

D No clasificable como cancerígeno para humanos

E Evidencia de no-carcinogenicidad para humanos

Por consiguiente, la información obtenida en la base de datos IRIS se resume en la tabla

2-4, de la cual se derivan las siguientes definiciones (United States Environmental

Protection Agency, 2015)

Factor de Pendiente: se define como un límite superior, aproximado a un límite de

confianza del 95%, y representa la estimación del incremento del riesgo de padecer

cáncer a lo largo de la vida por exposición a una dosis unitaria del agente

cancerígeno. Esta estimación, generalmente expresada en unidades de proporción (de

una población) afectados en mg / kg-día, generalmente se reserva para su uso en la

región de dosis baja de la relación dosis-respuesta, es decir, para las exposiciones

correspondientes a los riesgos menos de 1 en 100.

Riesgo unitario: Cota superior de la estimación del incremento del riesgo de padecer

cáncer a lo largo de la vida por exposición a una concentración de 1 μg/L en agua o 1

μg/m3 en aire del agente cancerígeno. La interpretación de la unidad de riesgo sería la

siguiente: si el Riesgo Unitario es igual a 2 × 10⁻⁶ por μg / L, se espera 2 casos de cáncer

(estimación del límite superior) para desarrollar por cada 1.000.000 de personas si se

exponen al día durante toda la vida a 1 μg del producto químico por litro de agua potable.



Tunjuelo

Tabla 2-4: Resumen de los valores para la estimación de riesgo para cáncer del

arsénico inorgánico. (United States Environmental Protection Agency, 2015)

INFORMACIÓN

ESTIMACIÓN CUANTITATIVA

DEL RIESGO CARCINOGÉNICO

DE LA EXPOSICIÓN ORAL

ESTIMACIÓN CUANTITATIVA DEL

RIESGO CARCINOGÉNICO DE LA

EXPOSICIÓN POR INHALACIÓN

Categoría A (agente carcinógeno humano)

Factor de

pendiente (SF)

1,5 por mg / kg-día

(oral) -

Riesgo unitario

(UR)

5 x10 -5 por µg/L

(Beber agua)

4.3 x10 -3 por µg/m3

(Inhalación)

Sitio del tumor Dérmica Respiratorio

Tipo de tumor Cáncer de piel Cáncer pulmonar

La caracterización del riesgo 2.1.6

En este paso, la toxicidad y evaluaciones de la exposición se resumen y se integran en

expresiones cuantitativas y cualitativas de riesgo. Para la caracterización de los posibles

efectos no carcinogénicos, se calculan los Cocientes de Peligro (HQ) dividiendo el valor

de la dosis suministrada por cada ruta entre el valor de la dosis de referencia (Ecuación

2-3)

𝐻𝑄 =𝐼

𝑅𝑓𝐷 𝑜 𝑅𝑓𝐶 (2-3)

Donde HQ es el cociente de peligro (Adimensional), I ingesta o dosis diaria de exposición

(mg del químico kg de peso corporal-1 día-1) y RfD o RfC es la dosis de referencia (mg del

químico kg de peso corporal-1 día-1) según la vía de exposición requerida.

http://cfpub.epa.gov/ncea/iris/iris_documents/documents/subst/0278_summary.pdf#nameddest=canceroral



http://cfpub.epa.gov/ncea/iris/iris_documents/documents/subst/0278_summary.pdf#nameddest=cancerinhal



Capítulo 2 35

Para caracterizar los posibles efectos cancerígenos, los riesgos se calculan como el

incremento en la probabilidad de que un individuo desarrolle cáncer durante su período

vital como resultado de la dosis suministrada por la exposición a un agente cancerígeno.

Es decir, lo que se calcula es el incremento del riesgo de desarrollar cáncer (Ecuación 2-

4)

𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜 = 𝐶𝐷𝐼 × 𝑆𝐹 (2-4)

Riesgo es la probabilidad adimensional de que un individuo desarrolle cáncer, CDI es el

Insumo o Ingesta (I) diaria crónica promediado durante 70 años en (mg del químico kg de

peso corporal-1 día-1), y SF es el factor de pendiente y tiene las unidades de 1/(mg del

químico kg de peso corporal-1 día-1).

La Ecuación 2-4 es válida a niveles bajos de riesgo (por abajo de 0.01). Si el riesgo es

mayor se tendrá que usar la Ecuación 2-5:

𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜 = 1 – 𝑒𝑥𝑝 (−𝐶𝐷𝐼 × 𝑆𝐹) (2-5)

Además de dar instrucciones para el cálculo de las estimaciones numéricas del riesgo, la

metodología de la US-EPA proporciona una guía para la interpretación, presentación y

calificación de los resultados. Una caracterización del riesgo no puede considerarse

completa a menos que las expresiones numéricas del riesgo se acompañen de un texto

explicativo para interpretar y calificar los resultados.

Riesgos agregados de varias sustancias

Al sumar los riesgos por exposición a cada sustancia individual, puede resultar en una

subestimación del riesgo de exponerse a todas en forma simultánea. Por lo tanto, los

riesgos de cáncer y los coeficientes de peligro se calculan a una mezcla de varias

sustancias. En este cálculo se parte de la suposición de que los efectos son aditivos a

menos que se tenga información específica sobre las mezclas que se presentan en el

sitio.



Tunjuelo

Para sustancias no cancerígenas se calcula un índice de peligro (HI) de acuerdo a la

Ecuación 2-6:

𝐻𝐼 = 𝐻𝑄𝑠𝑢𝑠𝑡1 + 𝐻𝑄𝑠𝑢𝑠𝑡2+ 𝐻𝑄𝑠𝑢𝑠𝑡3……

𝐻𝐼 = ∑ 𝐻𝑄𝑖 (2-6)

Donde el subíndice i indica diferentes sustancias.

Cuando la sumatoria es mayor que la unidad (HI >1) se interpreta que existe el peligro de

que se presenten efectos adversos. Si el cociente de peligro HQ de cualquier mezcla

excede su dosis de referencia hará que HQ > 1, pero también puede llegar a ser mayor a

la unidad sumando cada uno de los índices de peligro para cada sustancia analizada.

Es importante calcular el índice de riesgo por separado para exposición crónica (siete

años o toda la vida, Ecuación 2-7), subcrónica (dos semanas a siete años de exposición,

Ecuación 2-8), y de más corto plazo (menos de dos exposiciones por semana):

𝐻𝐼𝑐 =𝐶𝐷𝐼1

𝑅𝑓𝐷1

+ 𝐶𝐷𝐼2

𝑅𝑓𝐷2

+𝐶𝐷𝐼3

𝑅𝑓𝐷3

+ ⋯ +𝐶𝐷𝐼𝑖

𝑅𝑓𝐷𝑖

(2-7)

𝐻𝐼𝑠 =𝑆𝐷𝐼1

𝑅𝑓𝐷𝑠1+

𝑆𝐷𝐼2

𝑅𝑓𝐷𝑠2+

𝑆𝐷𝐼3

𝑅𝑓𝐷𝑠3+ ⋯ +

𝑆𝐷𝐼𝑖

𝑅𝑓𝐷𝑠𝑖 (2-8)

Donde HIc y HIs es el índice de peligro crónico y subcrónico respectivamente, CDIi es la

dosis diaria crónica, CDIsi dosis diaria subcrónica, RfD y RfDs son la dosis de referencia

crónica y subcrónica respectivamente.

Capítulo 2 37

En el cálculo de riesgo para sustancias cancerígenas, se realiza la suma de los riesgos

presentados por cada substancia y se debe expresar con sólo una cifra significativa

(Ecuación 2-9)

𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜 𝑡𝑜𝑡𝑎𝑙 = 𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜𝑠𝑢𝑠𝑡1 + 𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜𝑠𝑢𝑠𝑡2 + 𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜𝑠𝑢𝑠𝑡3 … ..

𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜 𝑡𝑜𝑡𝑎𝑙 = ∑ 𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜𝑖 (2-9)

Donde el subíndice i indica diferentes sustancias.

Riesgos agregados de varias rutas

Los individuos pueden estar expuestos, a una sustancia o mezcla de sustancias, por más

de una ruta de exposición. Estos pueden ser diferentes alimentos, agua contaminada,

aire, suelo, o la combinación de cada uno de ellos.

Para sustancias no cancerígenas se estima el riesgo total 𝐻𝐼𝑇 para varias rutas de la

siguiente manera (Ecuación 2-10)

𝐻𝐼𝑇 = 𝐻𝐼𝑅𝑢𝑡𝑎 1 + 𝐻𝐼𝑅𝑢𝑡𝑎 2 + 𝐻𝐼𝑅𝑢𝑡𝑎 3 … …

𝐻𝐼𝑇 = ∑ 𝐻𝐼𝑖 (2-10)

Donde el subíndice i indica exposición a diferentes rutas.

Cuando el 𝐻𝐼𝑇 de un individuo o subpoblación sobrepasa la unidad (𝐻𝐼𝑇 > 1) se

considera que el sitio puede presentar efectos adversos no-cáncer.

Nuevamente, el valor de 𝐻𝐼𝑇 puede ser mayor de la unidad, aun si todos los HI de cada

ruta son menores de 1.

Para evaluar el riesgo de cáncer se asume que los riesgos de cáncer provenientes de la

exposición a varias rutas son aditivos, siempre y cuando sean para los mismos individuos

y para los mismos períodos de exposición, o sea que, si se tienen exposiciones de corta



Tunjuelo

duración, éstas deberán expresarse como fracciones de exposiciones vitalicias. La

sumatoria se representa en la Ecuación 2-11:

𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜 𝑡𝑜𝑡𝑎𝑙 = 𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜𝑅𝑢𝑡𝑎1 + 𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜𝑅𝑢𝑡𝑎2 + 𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜𝑅𝑢𝑡𝑎3 … ..

𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜 𝑡𝑜𝑡𝑎𝑙 = ∑ 𝑅𝑖𝑒𝑠𝑔𝑜𝑅𝑢𝑡𝑎 𝑖 (2-11)

Evaluación y presentación de la incertidumbre 2.1.7

La guía de evaluación de riesgos de la US-EPA presenta enfoques prácticos para evaluar

la incertidumbre en las evaluaciones de riesgo y describe formas de presentar la

información clave sobre el nivel de confianza en las estimaciones de riesgo cuantitativo

para un sitio.

Debido a la cantidad de estimaciones y suposiciones acerca de la exposición y la

toxicidad es importante especificar completamente esas suposiciones e incertidumbres

inherentes a la evaluación de riesgos para situar las estimaciones de riesgo en la

perspectiva correcta.

Como en todas las evaluaciones de riesgo ambientales, es conocido que la incertidumbre

sobre los resultados numéricos es generalmente grande. Por lo tanto, es más importante

identificar los puntos claves relacionados con el sitio y supuestos que más contribuyen a

la incertidumbre que cuantificar con precisión el grado de incertidumbre en la evaluación

de riesgos. Es por ello, que la guía presenta algunos enfoques cualitativos y

semicuantitativos que pueden proporcionar información útil a los tomadores de

decisiones para una inversión de recursos limitados.

Dentro de los enfoques cuantitativos, la metodología de la US-EPA contempla una

distribución de la incertidumbre numérica que genera la variabilidad de los datos

requeridos para la estimación numérica del riesgo. La solución planteada por US-EPA es

Capítulo 2 39

el uso de modelos probabilísticos, por ejemplo simulaciones de Monte Carlo. Esta técnica

cuantitativa hace uso de la probabilidad para reproducir, a través de modelos

matemáticos, el comportamiento aleatorio de fenómenos (procesos o eventos) reales.

Esta técnica consiste en crear un patrón global del proceso a analizar, identificando

aquellas variables cuyo comportamiento aleatorio determina al fenómeno. Cuando se han

identificado los parámetros, se ejecuta un ensayo que consiste en (1) generar (con ayuda

de la computadora) muestras aleatorias (valores) para cada uno; y (2) analizar el

comportamiento del sistema ante los valores generados. El proceso lo que hace es

repetir “n” veces el experimento (simulaciones) y por lo tanto se dispone de “n”

observaciones acerca del comportamiento del modelo, que serán de utilidad para

entender el funcionamiento del mismo. Este análisis será más preciso en la medida que

aumente el número “n”. (Alvarado, Ilizaliturri, Martínez, & Torres, 2013)

2.2 Evaluación de la salud pública de la ATSDR

Como se mencionó anteriormente, al igual que la US-EPA la Agencia para Sustancias

Tóxicas y el Registro de Enfermedades (ATSDR) también ha desarrollado un método

para evaluar las implicaciones en la salud humana debido a la exposición en sitios

contaminados. Esta metodología se lleva a cabo aplicando un manual o guía titulado

“Guía de Evaluación de Salud Pública de la ATSDR” (Agency for Toxic Substances and

Disease Registry , 2005) .

El propósito de la evaluación de la salud pública de la ATSDR es ayudar en la evaluación

de los datos y la información sobre la liberación de sustancias tóxicas en el medio

ambiente con el fin de evaluar cualquier impacto actual o futuro en la salud pública,

desarrollar recomendaciones de salud, identificar estudios o acciones necesarias para

evaluar y prevenir los efectos sobre la salud humana.

Una evaluación de salud pública de la ATDSR incluye una evaluación preliminar de las

amenazas potenciales que los sitios individuales y las instalaciones representan para la

salud humana. Implementa unos pasos básicos que se basan en el mismo marco general

de evaluación de riesgos de la US-EPA y también bajo el principio en cual se establece



Tunjuelo

que la evaluación es un proceso que no siempre es lineal y por el contrario es iterativo y

dinámico ya que considera los datos disponibles desde diferentes perspectivas y que

muchas actividades pueden ocurrir simultáneamente (Agency for Toxic Substances and

Disease Registry , 2005). Además, dado que los sitios son diferentes, no todos los

aspectos del proceso de evaluación de salud pública descritas en la guía se aplican a

todos los sitios. Los pasos básicos son los siguientes:

Paso 1: Evaluar la información sobre la configuración física, geográfica, histórica, y de

funcionamiento del sitio, determinar las características demográficas de las poblaciones

cercanas, e identificar problemas de salud de las comunidades afectadas.

Paso 2: Determinar los contaminantes de interés en relación con el sitio.

Paso 3. Identificar y evaluar las rutas de medio ambiente.

Paso 4: Identificar y evaluar las rutas de exposición humana.

Paso 5: Identificar y evaluar las implicaciones en la salud pública basadas en la

información médica disponible y datos toxicológicos.

Paso 6: Elaborar conclusiones acerca de la amenaza para la salud planteados por el sitio

y hacer recomendaciones en relación con otras actividades de salud pública.

Obtención de la información del sitio 2.2.1

En general la información que se recomienda recopilar es la siguiente:

Información general del sitio: intervenciones en el sitio, historia, acciones regulatorias

pertinentes, uso de la tierra área y los recursos naturales, demografía.

Capítulo 2 41

Problemas de salud de la comunidad: incluir la naturaleza de los problemas y de la

población afectada y otra información proporcionada por la comunidad, como las

encuestas.

Información ambiental: datos de contaminación, así como la documentación, en la

calidad y fiabilidad de los datos.

Información de las vías de exposición: cómo las personas entran en contacto con la

contaminación.

Información de las sustancias específicas: incluir químicas y físicas, propiedades que

pueden afectar el destino de una sustancia en el ambiente o en el cuerpo humano.

Datos de efectos en la salud: datos toxicológicos, epidemiológicos, clínicos y de

efectos en la salud.

La guía es específica en recomendar las fuentes de información tales como: agencias

gubernamentales ambientales y de salud, recursos de internet, miembros de la

comunidad afectada y visitas al sitio.

Los datos anteriores apoyarán las evaluaciones descritas posteriormente, aunque es

importante aclarar que no toda la información es estrictamente necesaria para realizar la

evaluación de la salud pública y se recomienda concebir esta lista como un buen punto

de partida (Agency for Toxic Substances and Disease Registry , 2005).

Participación y comunicación con la comunidad 2.2.2

Desde el enfoque de evaluación de la salud pública de la ATSDR la participación de la

comunidad es un elemento fundamental para realizar el proceso de evaluación. Es por

eso que la guía establece una serie de herramientas y consejos cuyo objetivo general es

garantizar una adecuada comunicación y relación con la comunidad afectada.



Tunjuelo

Para llevar a cabo este aspecto con eficacia la metodología propone una serie de

estrategias encaminadas a: (1) ganar confianza y credibilidad (2) asegurar que existe una

sensibilidad o conciencia a las cuestiones de confidencialidad y privacidad, (3) ser

consciente de la sensibilidad cultural en la interacción con miembros de la comunidad, (4)

ser conscientes de las posibles preocupaciones de justicia ambiental que pueden estar

presentes en su sitio (Agency for Toxic Substances and Disease Registry , 2005)


Esta fase comparte muchos principios y objetivos con respecto a la metodología de la

US-EPA, donde, a partir de datos del sitio se estima si las personas están expuestas a la

contaminación, determinar las concentraciones de los contaminantes, se identifican las

vías de exposición, sus efectos en la salud y todas las técnicas y consideraciones

pertinentes al manejo de datos y muestreo. Para llevar a cabo la evaluación de la

exposición, la guía propone abordar esta fase en dos partes; una Evaluación de la

contaminación donde básicamente se valida y evalúa la información ambiental disponible

que posteriormente será utilizada como insumo de la siguiente fase denominada

Evaluación de las vías de exposición.

Evaluación de la contaminación.

Este apartado de la guía ofrece directrices encaminadas a resolver cuestionamientos

tales como si los datos medidos o modelados cuentan con la calidad y cantidad suficiente

para evaluar las vías de exposición y como completar posibles vacíos en la información

crítica disponible. Tales directrices incluyen recomendaciones sobre las técnicas de

muestreo, interpretación de datos obtenidos por análisis de laboratorio, recomendaciones

de los datos obtenidos por modelación, posibles fuentes de información, y ejemplos de

cómo resumir y presentar los datos que servirán como insumo para la Evaluación de las

vías de exposición.

Capítulo 2 43

Evaluación de las vías de exposición

El objetivo de una evaluación de las vías de exposición es responder el siguiente

interrogante ¿están, estarán, o han estado las personas expuestas a los contaminantes

del sitio? Por lo tanto condiciones de exposiciones anteriores, actuales y futuras son

considerados debido a que los elementos de una vía de exposición normalmente

cambian con el tiempo (Agency for Toxic Substances and Disease Registry , 2005).

Esta fase de la guía presenta similitudes con la US-EPA, como por ejemplo la

identificación de elementos que componen las vías de exposición: (1) la fuente

contaminante o liberación, (2) el destino y transporte en el medio ambiente, (3) punto de

exposición o área, (4) ruta de exposición y (5) poblaciones potencialmente expuestas,

siendo este quinto elemento un punto de diferencia con respecto a la US-EPA. El estudio

de cada uno de estos elementos ayudará a identificar las situaciones de exposición que

requieren mayor investigación, apoyándose en modelos conceptuales que permitan

visualizar cómo los contaminantes se mueven en el medio ambiente del sitio y cómo las

personas pueden entrar en contacto con estos contaminantes. Cada uno de estos cinco

elementos está detallados y explicados en la guía, con sus respectivas recomendaciones

y ejemplos de cómo presentar los resultados del estudio (ver tabla 2-5)

Una diferencia importante con respecto a la metodología de la US-EPA, es que durante

esta etapa la ATSDR propone el uso de Biomarcadores para la toma de algunas

muestras biológicas en personas con el fin de confirmar o descartar la exposición a un

contaminante bajo investigación. Un biomarcador de exposición es por lo general un

producto químico que se mide en un fluido corporal, tal como orina o sangre. A diferencia

de las muestras ambientales, los biomarcadores son una medida inequívoca de la

exposición, ya que miden la concentración del producto químico en el cuerpo. Sin

embargo, estas pruebas tiene sus limitaciones: las pruebas de productos químicos con

vidas medias biológicas cortas se limita a exposiciones recientes; la prueba no puede

identificar la fuente de las exposiciones; y la importancia para la salud de muchos

biomarcadores es incierta (Agency for Toxic Substances and Disease Registry , 2005).



Tunjuelo

Tabla 2-5: Ejemplo de documentación de resultados de una evaluación de las vías de

exposición (Agency for Toxic Substances and Disease Registry , 2005).

Nombre de la

vía

Elementos de las vías de exposición

Periodo

de

tiempo Fuente Medio

Ambiental

Punto de

exposición

Población

potencialmente

expuesta

Ruta de

exposición

Aire ambiente Batería Aire Aire Los residentes

locales Inhalación

Pasado

Presente

Futuro

Superficie del

suelo Batería Suelos

Patios

residenciales

Niños y

residentes locales Ingestión

Pasado

Presente

Futuro

Abastecimiento

de agua público Batería

Agua

municipal

Residencias y

negocios

Los usuarios del

abastecimiento de

agua municipal

Ingestión

Pasado

Presente

Futuro

Pozo privado Batería

Las aguas

subterráneas

(Pozo)

Residencias

Los residentes a

lo largo del sur de

la ciudad

Ingestión

Inhalación

Contacto

dérmico

Pasado

Presente

Futuro

Cadena

Alimentaria

(Biota)

Batería Alimentos Alimentos Los residentes

con jardines Ingestión

Pasado

Presente

Futuro

Evaluación de los efectos en la salud 2.2.4

Si la evaluación de la exposición evidencia que las personas tienen o podrían entrar en

contacto con sustancias peligrosas, el paso a seguir es determinar si este contacto puede

causar efectos nocivos. La metodología de la ATSDR utiliza la información científica

existente, que puede incluir resultados médicos, toxicológicos y estudios

epidemiológicos, para determinar cuáles son los efectos de salud pueden resultar de la

exposición. La ATSDR reconoce que los niños, debido a su comportamiento, tamaño y

cuerpos en crecimiento, pueden ser particularmente vulnerables a las exposiciones

relacionadas con el sitio. Por lo tanto, se hace un especial énfasis en el impacto en los

Capítulo 2 45

niños a la hora de evaluar la amenaza para la salud de una comunidad. Los impactos en

la salud de otros grupos potencialmente de alto riesgo dentro de la comunidad (como los

ancianos, los enfermos crónicos y las personas que pueden tener una mayor exposición

potencial) también reciben especial atención durante la evaluación.

La evaluación de los efectos sobre la salud se compone de dos partes: un análisis de

detección y, en algunos sitios, con base en los resultados de los análisis de detección y

de las preocupaciones de la comunidad, se realiza un análisis más profundo para

determinar las posibles implicaciones para la salud pública de exposiciones específicas

del lugar.

Durante el proceso de evaluación de la salud pública, por lo general hay que revisar

grandes volúmenes de datos ambientales, además de evaluar estos datos en el contexto

de la evaluación de la exposición específica del sitio. El análisis de detección, permite

ordenar a través de una manera consistente estos datos para identificar sustancias

dentro de las vías de exposición que pueden necesitar ser evaluadas más de cerca. Esto

se logra mediante el uso de razones de salud denominadas valores de comparación.

Valores de comparación

Dentro del contexto de evaluación de la salud pública el término valores de comparación

se define como “las dosis (directrices de salud) o concentraciones de sustancias

(directrices ambientales) fijados muy por debajo de los niveles que se sabe o se anticipan

a dar lugar a efectos adversos para la salud” (Agency for Toxic Substances and Disease

Registry , 2005) La ATSDR tiene como directrices de salud el nivel de riesgo mínimo

(MRL) que es el equivalente a la dosis de referencia (RfD o RfC) de la US-EPA para

sustancias no carcinogénicas. En cuanto a las directrices ambientales “representan

concentraciones de una sustancia (por ejemplo, en agua, suelo y aire) tales que los seres

humanos pueden estar expuestos a través de una vía de exposición particular durante un

período determinado de tiempo sin experimentar efectos adversos para la salud” (Agency

for Toxic Substances and Disease Registry , 2005). La ATSDR ha elaborado directrices

ambientales para las sustancias en el agua potable, el suelo y el aire. Las directrices

ambientales de la ATSDR incluyen Guías para la Evaluación de Medios Ambientales

(EMEG), Guías para la Evaluación de Riesgo de Cáncer (CREG) y guías de dosis de

referencia de evaluación de medios (RMEGs). Estas directrices se aplican de manera

uniforme utilizando las directrices de salud y los supuestos de exposición



Tunjuelo

predeterminados, el cálculo y definición de cada una de ellas se encuentran consignadas

en la tabla 2-6.

Siempre que sea posible, los valores de comparación están generalmente disponibles

para tres períodos específicos de exposición: aguda (14 días o menos), intermedio (de 15

a 365 días) y crónica (más de 365 días). Los valores de comparación generalmente están

disponibles para dos vías de exposición: ingestión e inhalación y además pueden ser

consultados en la base de datos de la ATSDR que, al igual que la US-EPA también

publica una serie de documentos llamados Perfiles Toxicológicos ( Agency for Toxic

Substances and Disease Registry, 2012). Contiene información general sobre toxicidad y

niveles de exposición asociados con letalidad, cáncer, genotoxicidad, neurotoxicidad,

toxicidad para el desarrollo y la reproducción, inmunotoxicidad y toxicidad sistémica. Así

mismo sobre los efectos tóxicos observados en el hombre y en los animales, por ruta de

exposición y duración (aguda, intermedia, crónica). Un listado de otras fuentes de

información de agencias gubernamentales de Estados Unidos es sugerido en la guía,

tales como la Administración de Alimentos y Medicamentos (FDA) entre otros.

Capítulo 2 47

Tabla 2-6: Valores de comparación de la ATSDR (Agency for Toxic Substances and

Disease Registry , 2005).

VALOR DE

COMPARACIÓN DEFINICIÓN CÁLCULO

Guías para la

Evaluación de

Medios

Ambientales en

Agua (EMEGw)

Se deriva del agua utilizada en los hogares,

incluye agua para beber, cocinar y preparar

la comida. Para derivar los EMEGs, la

ATSDR utiliza los MRL orales crónicas de

los perfiles toxicológicos. Idealmente, el

MRL se basa en un experimento en el que

se administró el producto químico en agua.

𝐸𝑀𝐸𝐺𝑤 =𝑀𝑅𝐿 ×𝐵𝑊

𝐼𝑅 (2-12)

EMEGw : Guía de evaluación en agua

(mg/L)

MRL : Nivel de riesgo mínimo

(mg/Kg/día)

BW : Peso corporal (Kg)

IR: Tasa de ingestión (L/dia)

Guías para la

Evaluación de

Medios

Ambientales en

Suelo (EMEGs)

Idealmente, un MRL para derivar una

EMEGs debe estar basado en un

experimento en el que se administró la

sustancia química en el suelo. Sin embargo,

los datos de este tipo de estudio rara vez

están disponibles. Por lo tanto, a menudo la

ATSDR deriva EMEGs de MRL basados en

estudios en los que se administró el

producto químico en agua potable, los

alimentos o mediante sonda con aceite o

agua como vehículo. Los perfiles

toxicológicos de las sustancias individuales

proporcionan información detallada sobre el

MRL y el experimento en que se basa.

𝐸𝑀𝐸𝐺𝑠 =𝑀𝑅𝐿 ×𝐵𝑊

𝐼𝑅×𝐶𝐹 (2-13)

EMEGs: Guía de evaluación en suelo

(mg/kg)

MRL : Nivel de riesgo mínimo

(mg/Kg/día)

BW : Peso corporal (Kg)

IR: Tasa de ingestión de suelo (mg/dia)

CF: Factor de conversión 10-6

(kg/mg)

Guías para la

Evaluación de

Medios

Ambientales en

aire (EMEGa)

La Guías de evaluación en aire se derivan

de los MRL por inhalación crónica que se

presentan en los perfiles toxicológicos

ATSDR.

Las MRL por inhalación se expresan en

unidades de concentración de mg/m3 o

partes por billón ppb. Por lo tanto, la

EMEG de aire para un producto químico

es la misma que su MRL, y no se

requiere cálculo matemático



Tunjuelo

Continuación Tabla 2-6. Valores de comparación de la ATSDR (Agency for Toxic

Substances and Disease Registry , 2005).

VALOR DE

COMPARACIÓN DEFINICIÓN CÁLCULO

Guías para la evaluación de

riesgo de cáncer

(CREG)

CREG son valores de comparación de

medios específicos que se utilizan para

identificar las concentraciones de

sustancias que causan cáncer y con baja

probabilidad de producir un aumento de las

tasas de cáncer en una población expuesta.

La ATSDR desarrolla CREG utilizando el

factor de pendiente de cáncer (SF) de la

EPA, un nivel de riesgo objetivo (TR) que

representa un riesgo teórico de 1 casos de

cáncer en una población de 1.000.000, y el

Riesgo Unitario (UR) de la EPA. CREG sólo

están disponibles para las exposiciones en

adultos.

𝐶𝑅𝐸𝐺𝑤/𝑠 =𝑇𝑅×𝐵𝑊

𝐼𝑅×𝑆𝐹 (2-14)

CREGw/s: Guía de evaluación de cáncer

para ingestión de agua o suelo (mg/L o

mg/kg)

TR : Nivel de riesgo objetivo (10-6

)

BW : Peso corporal (kg)

IR: Tasa de ingestión (L/día o mg/día)

SF: Factor de pendiente de cáncer

(mg/kg/día)-1

𝐶𝑅𝐸𝐺𝐴 =𝑇𝑅

𝑈𝑅 (2-15)

CREGA: Guía de evaluación de cáncer

para inhalación de la sustancia en el aire

(µg/m3)

TR : Nivel de riesgo objetivo (10-6

)

UR : Riesgo unitario por inhalación

(µg/m3)-1

Guías de dosis de

referencia de

evaluación de

medios (RMEGs)

Si ningún MRL está disponible para derivar

una EMEG, la ATSDR desarrolla RMEGs

utilizando dosis de referencia (RfD) de la

EPA. Las concentraciones de referencia de

la EPA (Rfc) sirven como RMEGs para las

exposiciones en aire. RfD y RfC consideran

exposiciones de por vida, por lo tanto,

RMEGs aplican a exposiciones crónicas.

El cálculo es el mismo que para las EMEG,

donde se reemplaza MRL por una RfD o RfC

según sea el caso

Los niveles de

riesgo mínimo

(MRL)

La MRL es una estimación de la exposición

humana diaria a una sustancia que es

probable que no tenga efectos no

carcinogénicos en la salud durante un

período determinado de exposición

basándose en las evaluaciones de la

ATSDR.

𝑀𝑅𝐿 =𝑁𝑂𝐴𝐸𝐿

𝑈𝐹 (2-16)

MRL : Nivel de riesgo mínimo (mg/kg/día) NOAEL: Nivel mínimo con efecto adverso observable (mg/kg/día)

UF: Factor de incertidumbre.

Capítulo 2 49

Por ejemplo, si se requiere consultar información para el Arsénico, los Perfiles

Toxicológicos resumen los resultados como se muestran en la tabla 2-7.

Tabla 2-7: Resumen del nivel de riesgo mínimo MRL para Arsénico. ( Agency for

Toxic Substances and Disease Registry, 2012)

Ruta Duración MRL Factores de

incertidumbre (UF)

Punto final

Oral Aguda 0,005 mg/kg/día 10 El reflujo gastroesofágico.

Oral Crónico 0,0003 mg/ kg/día 3 Dérmica

Para derivar un MRL, la ATSDR generalmente selecciona el punto final, que, a su mejor

juicio, representa el efecto más sensible a la salud humana por una ruta determinada de

exposición y la duración.

El enfoque para la estimación del nivel de riesgo mínimo MRL de la ATSDR tiene

similitudes y diferencias con el enfoque empleado por la US-EPA para la estimación de la

Dosis de Referencia RfD (ver tabla 2-8) La ATSDR utiliza los mismos factores de

incertidumbre UF y MF de la US-EPA en los procedimientos de extrapolación de los

animales a los seres humanos, de LOAEL a NOAEL, por la variabilidad entre humanos y

duración de la exposición. Sin embargo, los enfoques presentan algunas diferencias, por

ejemplo, la ATSDR no extrapola a través de la vía de exposición, mientras que US-EPA

la realiza más comúnmente con datos de estudios de inhalación para estimar los niveles

por la vía oral y así desarrollar un RfD donde no hay información adecuada para ruta la

específica (Chou, Selene, Holler, & De Rosa, 1998).



Tunjuelo

Tabla 2-8: Similitudes y diferencias en los enfoques en la estimación de la MRL y

RfD. (Chou, Selene, Holler, & De Rosa, 1998)

MRL (ATSDR) RfD (EPA)

Duración de la exposición

Aguda

Intermedia

Crónica

Crónica

Ruta de exposición Oral

Inhalación

Oral

Inhalación

Factores de incertidumbre usados:

Variabilidad entre humanos Si Si

Extrapolación de animales a humanos Si Si

Extrapolación de LOAEL a NOAEL Si Si

Extrapolación a través de la duración de la

exposición Si Si

Extrapolación de rutas de exposición No Si

Factor Modificador (MF) Si Si

La comparación con una directriz ambiental es una forma rápida y fácil de elegir los

contaminantes que requieren una evaluación adicional en un sitio, por lo tanto es posible

que durante todo el proceso de evaluación de la exposición se utilice directrices

ambientales al estudiar la naturaleza y el alcance de la contaminación en un sitio y

empezar a evaluar el potencial de las exposiciones nocivas (Agency for Toxic

Substances and Disease Registry , 2005).

Para llevar a cabo esta elección de contaminantes, se debe entonces comparar las

concentraciones detectadas y el valor de comparación más adecuado, esto con la

finalidad de (1) identificar sustancias cuyas concentraciones están por debajo de las

directrices ambientales y es probable que no plantean riesgos para la salud, y (2) las

sustancias cuyas concentraciones están por encima de las directrices ambientales y

puede requerir una evaluación adicional. Para aquellas sustancias cuyas

Capítulo 2 51

concentraciones están por encima de las directrices ambientales, se procederá a la

comparación con una directriz de salud.

La comparación de directrices de salud consiste en estimar y evaluar las dosis de

exposición específicas del sitio y permite establecer una línea base para estudiar las

posibles implicaciones para la salud pública. Una dosis de exposición (expresada en

mg/kg /día) es una estimación de “la cantidad de una sustancia con la que una persona

pueda hacer contacto con base en sus acciones y hábitos” (Agency for Toxic Substances

and Disease Registry , 2005). Se calcula empleando la ecuación 2-17.

𝐷𝑜𝑠𝑖𝑠 𝑑𝑒 E𝑥𝑝𝑜𝑠𝑖𝑐𝑖ó𝑛 =C×IR×AF×EF

BW (2-17)

Donde C es la Concentración de la sustancia (mg L-1, mg kg-1, o partes por millón), IR es

la Tasa de admisión (L día-1 o kg día-1), AF es el Factor de Biodisponibilidad (sin

unidades), EF es el Factor de exposición (sin unidades) y BW peso corporal de la

persona (kg). El factor de exposición es una expresión de la frecuencia y por cuánto

tiempo una persona puede estar en contacto con una sustancia en el medio ambiente. El

factor de exposición se calcula utilizando la ecuación 2-18.

𝐸𝐹 =F×ED

AT (2-18)

Donde F es la Frecuencia de exposición (días año-1), ED es la Duración de la exposición

(años), y AT Tiempo promedio (ED x 365 días año-1)

Los factores a considerar para cada uno de los parámetros anteriormente expuestos en

las ecuaciones están estipulados en la guía.

Una vez más, debido a que las directrices de salud no representan umbrales de

toxicidad, este proceso simplemente identifica sustancias en las vías de exposición

completas o potenciales que requieren una evaluación más extensa. Es posible que

ninguna de las sustancias detectadas deba necesitar una evaluación adicional. Por lo

tanto, las conclusiones de salud pública se construyen sobre la base de los resultados de

la comparación de directriz salud (Agency for Toxic Substances and Disease Registry ,

2005)



Tunjuelo

Por consiguiente, luego de completar la comparación con la directriz de salud, se han

identificado: (1) sustancias que están por debajo de las directrices de salud y

probablemente no representan riesgo para la salud, y (2) las sustancias que están por

encima de las directrices de salud y puede requerir un análisis en profundidad.

Análisis en profundidad

El objetivo de este análisis en profundidad es proporcionar una perspectiva sobre lo que

significa exceder un valor de comparación basado en la salud, y en algunos casos, la

forma de abordar las preocupaciones específicas de salud de la comunidad con respecto

a esa situación. En general, un análisis en profundidad requerirá del examen y la

interpretación de datos fiables para sustancias específicas y sus efectos en la

salud. Muchos de los datos se refieren a las relaciones dosis-respuesta para la sustancia

y las vías de interés. La guía proporciona una base teórica y aclaraciones para llevar a

cabo esta fase.

Los perfiles toxicológicos de la ATSDR y el Sistema de Información de Riesgos Integrado

(IRIS) de la US-EPA sirven como un recurso importante para obtener datos sobre efectos

en la salud. En la mayoría de los casos, estos perfiles proporcionan la información

necesaria para apoyar el análisis del evaluador y obtener conclusiones de salud

pública. Estos perfiles también contienen otros datos de sustancias específicas, tales

como información sobre la biodisponibilidad y la interacción con otras sustancias

químicas. Se ponen de relieve las limitaciones e incertidumbres de los estudios

individuales y la base de datos global. Para los evaluaciones que requieren de un análisis

con mayor profundidad o en ausencia de fuentes secundarias tales como las bases de

datos mencionadas anteriormente, los libros de texto de toxicología estándar y revistas

científicas de toxicología ambiental o la salud del medio ambiente pueden ser

consultados (Agency for Toxic Substances and Disease Registry , 2005)

Por ejemplo, el análisis a profundidad para efectos no cancerígenos requiere revisar con

detalle la obtención de la MRL en las bases de datos (Perfiles toxicológicos). El

evaluador debe tener en cuenta si el MRL se basa en un estudio humano o animal y si se

Capítulo 2 53

deriva de un NOAEL o LOAEL. Si las exposiciones específicas del sitio están bien por

debajo de un NOAEL que se basa en un estudio en humanos, la probabilidad de efectos

adversos para la salud en la población expuesta sería bajo. Pero si el NOAEL se basa en

un estudio en animales y las dosis de exposición encontradas están cerca de la NOAEL

podrían ser motivo de preocupación debido a la incertidumbre en la sensibilidad relativa

de los animales en comparación con los seres humanos. En ausencia de información, es

prudente asumir que los seres humanos son más sensibles a la sustancia química que

los animales. (Agency for Toxic Substances and Disease Registry , 2005)

Debido a que las dosis LOAEL causan efectos adversos a la salud, las exposiciones que

se aproximan o superan un LOAEL son motivo de preocupación y deben ser identificados

como un peligro para la salud pública. Por consiguiente, los casos en que un MRL se

deriva de una LOAEL, la probabilidad de efectos negativos para la salud aumenta a

medida que las exposiciones específicas del lugar se acerquen a un LOAEL derivado ya

sea de un estudio en humanos o animales.

Una sustancia sólo producirá efectos adversos o tóxicos si sus metabolitos llegan a sitios

específicos en el cuerpo con una concentración y durante un período suficiente para

producir un efecto adverso (Agency for Toxic Substances and Disease Registry ,

2005). Para que la exposición pueda conducir a un resultado adverso en la salud

depende de la duración, las características de la exposición y de las particularidades de

la población receptora (por ejemplo, la etapa de desarrollo, el estado de alguna

enfermedad existente, de la genética) que podrían hacerlos más o menos susceptibles a

las exposiciones relacionadas con el sitio.

Teniendo en cuenta estos aspectos, la guía propone una fase denominada evaluación de

otros factores que pueden aumentar o disminuir el daño potencial, por lo tanto, se

orientan análisis tales como, aspectos bilógicos específicamente toxicocinéticos o

propiedades farmacocinéticas de substancias específicas (por ejemplo, la absorción,

distribución, metabolismo y eliminación), poblaciones y etapas sensibles y exposiciones a

múltiples sustancias.

Con respecto a las exposiciones a múltiples sustancias un primer paso en éste análisis

es consultar las secciones interacciones con otros productos químicos del perfil

toxicológico. Esta sección puede proporcionar información respecto a lo que se conoce y



Tunjuelo

lo que no se sabe sobre las interacciones entre los diversos contaminantes. Sin embargo,

para muchos productos químicos, la información sobre interacciones tóxicas es

deficiente, y la bibliografía disponible se centra en los efectos de las interacciones

químicas a dosis de exposición que son mucho más altas que las que normalmente se

encuentran en sitios de desechos peligrosos. Por otra parte, a pesar de que la

información es limitada para algunas mezclas químicas, ningún conjunto de datos

empíricos podría explicar la variedad infinita de productos químicos que en proporciones

variables se pueden encontrar en los sitios.

Como parte de esta evaluación, se propone calcular el Índice de Peligro (HI) para la

mezcla de productos químicos en un sitio. HI es adimensional y se define como la suma

de los cocientes de la dosis estimada de un producto químico dividido por su MRL o valor

comparable (ecuación 2-19).

𝐻𝐼 =𝐷𝑂𝑆𝐼𝑆1

𝑀𝑅𝐿1+

𝐷𝑂𝑆𝐼𝑆2

𝑀𝑅𝐿2+

𝐷𝑂𝑆𝐼𝑆3

𝑀𝑅𝐿3+ ⋯ +

𝐷𝑂𝑆𝐼𝑆𝑖

𝑀𝑅𝐿𝑖 (2-19)

Si el HI es inferior a 1.0, es muy poco probable que se produzcan interacciones

significativas aditivos o tóxicos, por lo que no es necesaria otra evaluación.

Para las mezclas químicas con un HI superior a 1.0, el evaluador debe comparar las

dosis estimadas de los productos químicos individuales con sus NOAEL. Si las dosis

estimadas de los productos químicos individuales son de menos de una décima parte de

sus respectivos NOAEL, a continuación, se considera que los efectos aditivos e

interactivos son poco probables, y no es necesaria otra evaluación. Si por el contrario la

dosis de uno o más de los productos químicos individuales supera la décima parte su

respectivo NOAEL (0,1 x NOAEL), entonces hay un potencial para efectos aditivos o

interactivos. En tales circunstancias, el evaluador debe realizar una evaluación en

profundidad para mezclas como se describe en la ATSDR el Manual de orientación para

la evaluación de la acción tóxica conjunta de mezclas Guidance Manual for the

Assessment of Joint Toxic Action of Chemical Mixtures (ATSDR, 2001)

Capítulo 2 55

Conclusiones y recomendaciones 2.2.5

De acuerdo a los resultados de la exposición y efectos en la salud, se caracteriza el

grado de peligro para la salud pública. En resumen, es necesario determinar si las

condiciones:

Representan un peligro.

No representan ningún peligro.

No puede ser evaluados completamente debido a la falta información.

Los análisis realizados a lo largo del proceso de evaluación constituyen la base de las

conclusiones sobre el nivel de riesgo para la salud pública de un sitio. Las conclusiones

dependen de las características y circunstancias de la exposición. En los casos en que

se identifican las vías de exposición completas o potenciales, las conclusiones deben

basarse en el resultado de la proyección sobre los efectos en la salud y las implicaciones

de salud pública.

Dentro del marco general de las tres condiciones anteriormente mencionadas, la ATSDR

ha establecido cinco categorías distintas para ayudar a garantizar un enfoque coherente

en la elaboración de conclusiones en los sitios y ayudar al equipo de evaluación de la

salud pública en la determinación del tipo de acciones que podrían ejecutar. Las

categorías también sirven como un mecanismo de información consistente de los

peligros específicos del sitio sobre la base de los datos de sustancias peligrosas de la

ATSDR. Las categorías y sus definiciones se muestran en la tabla 2-9.



Tunjuelo

Tabla 2-9: Resumen de las conclusiones por categorías. (Agency for Toxic

Substances and Disease Registry , 2005)

CATEGORÍA DEFINICIÓN

1: Peligro urgente para la

salud pública

Se aplica a los sitios que tienen ciertos riesgos físicos o pruebas de

exposición de corto plazo (menos de 1 año), relacionada con el sitio de la

exposición a sustancias peligrosas que podrían resultar en efectos adversos

para la salud y que requieren rápida intervención para impedir la exposición

de las personas.

2: Peligro para la salud

pública

Se aplica a los sitios que tienen ciertos riesgos físicos o pruebas de

exposición crónica (más de 1 año), relacionada con el sitio de la exposición a

sustancias peligrosas que podrían resultar en efectos adversos para la salud.

3: Peligro Intermedio para la

salud pública

Se aplica a los sitios donde se carece de información crítica (que faltan o que

aún no se ha reunido) para apoyar un juicio acerca del nivel de riesgo para la

salud pública.

4: No hay peligro aparente

para la salud pública

Se aplica a los sitios donde la exposición a los productos químicos

relacionados con el sitio podría haber ocurrido en el pasado o se sigue

produciendo, pero las exposiciones no se encuentran en niveles que puedan

causar efectos adversos a la salud.

5: No hay peligro de salud

pública

Se aplica a los sitios donde no hay exposición a sustancias peligrosas

relacionadas con el sitio.

Concretamente las conclusiones deben ser explícitas y sin ambigüedades donde

claramente se aborden los siguientes aspectos:

Efectos potenciales sobre la salud por la exposición a los contaminantes del sitio

(pasados, presentes y futuros) por vía de exposición. Asimismo, se debe indicar los

caminos eliminados de la evaluación debido a la ausencia de exposición.

Las respuestas a los problemas de salud de la comunidad predominantes.

Los resultados con datos de las evaluaciones de salud.

El efecto que la falta de información tiene sobre los análisis y conclusiones.

Capítulo 2 57

Todas las conclusiones deben ser breves y no repetir porciones grandes de aspectos

presentados en secciones anteriores. En la mayoría de los casos, es recomendable

presentar conclusiones en el orden de prioridad de salud pública e importancia. Las

afirmaciones deben ser plenamente coherentes con la información presentada en el

documento público de evaluación de salud y no deben presentar ninguna información

nueva.

Posteriormente, de acuerdo a la categorización empleada en las conclusiones, se

pueden recomendar medidas para proteger la salud pública. Las recomendaciones

deben hacer hincapié tanto en la prevención de las emisiones como de las exposiciones

y sobre las precauciones necesarias para garantizar la salud pública. Debido a que la

ATSDR es una agencia de asesoramiento y no es una agencia de gestión de riesgos, sus

recomendaciones pueden identificar acciones que otras entidades (por ejemplo, los

propietarios de sitios, las de salud estatal o agencias ambientales) tendrían que tomar

para aplicar las recomendaciones. Los criterios que se describen en la tabla 2-10 sirven

como guía para la presentación de las recomendaciones sus decisiones.

Tabla 2-10: Criterios de recomendaciones según la categoría empleada en las

conclusiones. (Agency for Toxic Substances and Disease Registry , 2005)

CATEGORÍA TIPO DE ACCIÓN

1: Peligro urgente para la

salud pública Medidas para detener o reducir la exposición inmediatamente.

2: Peligro para la salud

pública Medidas para reducir o prevenir las exposiciones crónicas.

3: Peligro Intermedio para

la salud pública

Medidas para llenar los vacíos de los datos críticos para que sea posible aplicar

la evaluación de la salud pública.

4: No hay peligro aparente

para la salud pública

Ninguna acción es necesaria. Dependiendo de la preocupación de la

comunidad, algunas de las mismas medidas adoptadas para las categorías 1 y

2 deben ser consideradas.

5: No hay peligro de salud

pública No hay acciones probables.



Tunjuelo

El documento final debe contener recomendaciones siempre en consonancia con el

resumen y las conclusiones. Es posible que tenga conclusiones que no den lugar a

recomendaciones, pero no se puede tener una recomendación sin una conclusión.

Cada recomendación debe indicar la urgencia o el período de tiempo en el que la

recomendación debe ser abordada. Esta medida de urgencia indicará la gravedad de la

conclusión y permite establecer prioridades para responder a la recomendación. Por lo

tanto, las recomendaciones que no tienen un plazo de ejecución podrían ser

interpretadas como de baja prioridad.

La guía recomienda consultar los apéndices y anexos donde se detallan con ejemplos y

fundamentos teóricos para elaborar esta última fase de la evaluación del riesgo en salud.

2.3 Metodología de identificación y evaluación de riesgos para la salud en sitios contaminados de la Organización Panamericana de la Salud OPS

La Metodología de identificación y evaluación de riesgos para la salud en sitios

contaminados es una adaptación de la metodología desarrollada por la ATSDR, e incluye

también aspectos desarrollados por la US-EPA. Fue elaborada por el doctor Fernando

Díaz Barriga, de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí, México y la primera

versión fue revisada en la ATSDR por el equipo del doctor Juan Reyes. Posteriormente,

un comité de investigadores, reunidos por la Organización Panamericana de la Salud

(OPS), analizó la segunda versión (Diaz Barriga, 1999).

Las metodologías propuestas por la US-EPA y ATSDR son útiles, pero se enfrentan a

incertidumbres grandes debido a la gran cantidad de suposiciones que se requieren para

llevar a cabo la cuantificación del riesgo. En América Latina todavía no existen

infraestructuras suficientes para el manejo controlado de los residuos peligrosos. Estas

fuentes de contaminación representan riesgos para la salud pública, cuya reducción

Capítulo 2 59

requiere de programas de restauración ambiental que son costosos para el contexto de

los países de la región donde los recursos económicos son insuficientes y abundan los

problemas sociales (Diaz Barriga, 1999). Es decir, que la aplicación exacta de los

métodos de la US-EPA y de la ATSDR en América Latina presenta algunas dificultades

especialmente por limitaciones económicas, insuficiencia de tecnología, laboratorios,

escases de información y el gran número de sitios para realizar estudios, además de que

no es posible arriesgar la erogación de recursos económicos cuantiosos en limpieza de

sitios solo por una mala definición de riesgo. La Organización Panamericana de la Salud

realizó un análisis crítico de las metodologías estadounidenses existentes para

mejorarlas y adaptarlas a las condiciones de América Latina, e incluir técnicas que

permitan disminuir la incertidumbre. Como resultado propuso, por ejemplo, el uso de

biomarcadores de exposición y de biomarcadores de efecto, lo que permite mejorar la

certeza de que el contaminante es absorbido por el individuo expuesto (biomarcador de

exposición) y que una vez absorbido el contaminante haya comenzado a afectar la

función celular del mismo (biomarcador de efecto).

La metodología propone dos objetivos básicos:

1. Evaluar la peligrosidad de los sitios considerados peligrosos.

2. Proponer mecanismos de acción para que los gobiernos de la región puedan

tomar decisiones en cuanto a restauración de los sitios usando como base

principalmente los datos de salud.

Para alcanzar dichos objetivos la metodología desarrolla una secuencia de actividades

que constan de tres fases generales: la obtención de un listado de los sitios

potencialmente contaminados (basureros municipales, campos agrícolas donde se

apliquen en exceso agroquímicos, etc.), la inspección de esos sitios y la evaluación de

la exposición de los sitios que se consideran que presentan alto riesgo.



Tunjuelo

Generación de un listado de sitios peligrosos 2.3.1

La metodología ha diseñado la fase del listado de sitios peligrosos adaptándose a las

condiciones de los países donde se presume que no existe dicho listado debido a la

escasez de información ambiental. Se entiende por sitio potencialmente peligroso a todas

las zonas que probablemente se encuentren contaminadas con sustancias peligrosas de

origen antropogénico o natural (Diaz Barriga, 1999)

Para generación del listado se deben conformar un grupo organizador, donde participen

diferentes actores de diversos sectores y disciplinas: gobierno, estudiantes universitarios,

sociedad civil y organizaciones no gubernamentales. Deben tener conocimiento en

materia ambiental y conocer la región de estudio.

Una vez conformado el grupo que realiza el listado, debe haber una unificación de

criterios, para ello el siguiente es paso la categorización de los sitios donde el grupo

organizador clasifica el sitio ya sea por región geográfica (municipal, estatal, nacional

etc.), medio ambiental que se encuentre contaminado (aguas subterráneas, aguas

superficiales, aire, etc.) por fuentes de contaminantes (zonas mineras, petroleras, etc.)

tipos de contaminantes (plaguicidas, metales pesados, etc.) o pueden definirse usando

todas las categorías anteriormente mencionadas.

Posterior a la definición de la categoría que se piensa trabajar, se procede a reunir la

información que bien puede provenir a partir de la experiencia de los miembros del grupo,

de inventarios industriales o de fuentes contaminantes que pueden existir en las

regiones, y la recopilada por sistemas información geográfica u otras fuentes

estadísticas.

Para facilitar la elaboración del listado, el manual expone algunas fuentes de residuos

peligrosos comunes en América Latina:

Minerometalurgia.

Regiones agrícolas.

Capítulo 2 61

Macroindustrias.

Industria petrolera.

Microindustrias.

Depósitos no controlados (Rellenos sanitarios)

Otros (volcanes, derrames accidentales, sitios con residuos hospitalarios, etc.)

Antes de seguir con la siguiente fase (inspección preliminar) es posible que se obtenga

un largo listado de sitios peligrosos con grandes vacíos de información, por lo tanto se

requiere de una priorización de los sitios, ordenándolos de acuerdo a su peligrosidad, sin

eliminar ninguno, para ello el manual cuenta con un Anexo denominado “Priorización

preliminar de sitios potencialmente contaminados con residuos peligrosos” el cual

contiene una serie de pasos y preguntas referentes al sitio cuyas respuestas, con base a

la información que se dispone, sirven como herramienta para realizar la priorización, el

cual se debe abordar teniendo siempre en cuenta que es un proceso interactivo y como

tal debe ser retroalimentado y corregido durante el proceso.

Inspección de sitios peligrosos 2.3.2

Las fases de inspección preliminar y caracterización del sitio de las metodologías

estadounidenses plantean un estudio muy detallado del lugar (geología, climatología,

hidrología, demografía, datos de salud de la población, etc.) que requieren de una

disponibilidad de datos y recursos apropiados para desarrollarla. Es estas fases donde la

metodología de la OPS presenta diferencias con las propuestas de la US-EPA y ATSDR,

puesto que argumenta la dificultad que presentan las regiones latino americanas en

materia de disponibilidad de datos y recursos económicos, por consiguiente la fase de

inspección del sitio se ha diseñado de forma más económica pero confiable, priorizando

en las rutas de mayor importancia y en los contaminantes que consideran (Diaz Barriga,

1999) La fase de Inspección comprende cinco actividades: la primera es la visita al sitio,

la cual tiene como objetivo describir el sitio, reconocer el tipo de los contaminantes

presentes y definir cuáles serían los puntos de exposición.



Tunjuelo

La segunda actividad es la de monitoreo de la contaminación ambiental, donde se realiza

el muestreo ambiental y la determinación de los contaminantes mediante el análisis

químico en el laboratorio.

La tercera actividad es la selección de contaminantes críticos, durante esta fase se

comparan las concentraciones de los contaminantes contra valores de referencia y así

determinar la importancia del contaminante evaluado, la metodología de la OPS sugiere

el uso de la Guía de Evaluación para Medios Ambientales (EMEG por sus siglas en

inglés) de la ATSDR (ecuación 2-20) y se calcula usando la dosis con la cual el

contaminante no causa daño alguno (MRL de la ATSDR o RfD de la US-EPA)

𝐸𝑀𝐸𝐺 =𝑀𝑅𝐿 𝑜 𝑅𝑓𝐷 ×𝐵𝑊

𝐼𝑅 (2-20)

Donde MRL o RfD están en (mg del contaminante kg de peso corporal-1 día-1), BW es el

peso corporal (10kg/infante, 14 kg/niño (3-6años) o 70 kg/adulto), IR es la tasa de

ingestión diaria de: agua = 1 litro/niño y 2 litros/adulto, suelo = 350 mg/niño y 50

mg/adulto, polvo = 35 mg/niño y 5 mg/adulto.

Debido a que el valor de la EMEG se obtiene de la dosis de la cual no causa daño

alguno, es un indicador de máxima seguridad, por lo tanto, un contaminante cuya

concentración en el ambiente supere a la EMEG en cualquiera de los medios, deberá ser

sujeto de un análisis toxicológico. Un contaminante que no rebase a la EMEG en alguno

de los medios analizados, podría ser descartado (Diaz Barriga, 1999)

Por lo tanto, un contaminante que sea considerado crítico debe cumplir con algunos de

estos aspectos: (1) que el contaminante supere la EMEG o el valor de referencia, (2) que

sean causa de preocupación social, (3) que sea un tóxico persistente, (4) que tenga

efecto aditivo con otro de los tóxicos presentes en el sitio y (5) que exista evidencia de

una exposición al mismo.

La cuarta actividad corresponde al Análisis preliminar de las rutas de exposición, donde

el evaluador debe estimar la posibilidad de que en el futuro los contaminantes

considerados críticos se encuentren en otros medios del ambiente. Para ello el evaluador

debe responder las siguientes preguntas:

Capítulo 2 63

¿A qué velocidad están entrando los contaminantes al medio?

¿Adónde se dirigen los contaminantes y qué tan rápido están migrando?

¿Cuál es el grado de degradación de los contaminantes mientras están migrando?

¿Los contaminantes migrarán a otros medios?

La quinta y última actividad de esta fase es la Estimación preliminar del riesgo, donde

básicamente se aplican los mismos pasos de las metodologías estadounidenses

(Identificación del contaminante, Análisis Dosis-Respuesta, Estimación de la exposición,

Caracterización del riesgo) sin embargo la novedad está en el quinto paso denominado,

Factores asociados al riesgo, donde se propone reunir información referente a la

nutrición de la población, enfermedades microbianas y estudios microbiológicos en el

ambiente, puesto que, según la metodología, estos factores tienen gran incidencia (en el

contexto latinoamericano) en el aumento de la vulnerabilidad de la población expuesta a

contaminantes.

Otra de las diferencias con respecto a las metodologías estadounidenses, radica en que

después de la fase de inspección se realiza una calificación con el fin de priorizar los

sitios de acuerdo al nivel de riesgo y tomar acciones según corresponda, los niveles son:

(1) bajo e implica una vigilancia ambiental pero sin restauración, (2) alto que requiere de

una evaluación de la exposición, y (3) muy alto que además de la evaluación de la

exposición también requiere de restauración inmediata.

Evaluación de la exposición en sitios peligrosos 2.3.3

Una vez determinados los sitios potencialmente peligrosos (riesgo alto y muy alto) se

procede un análisis mucho más profundo de esos sitios siguiendo 10 fases: antecedentes

del sitio, contaminación ambiental, selección de contaminantes críticos, análisis de rutas

de exposición, estimación del riesgo en salud, evaluación de biomarcadores de

exposición, estudio de biomarcadores nutricionales, análisis microbiológico, análisis de

datos estadísticos de salud, conclusiones y recomendaciones.

Sin embargo, para los sitios considerados con nivel alto de riesgo es necesario reevaluar

y profundizar el estudio y definir si ese riesgo justifica la inversión de la acción de

restauración, ya que, por ejemplo, si un sitio presenta altos valores de un metal pesado



Tunjuelo

en el suelo (hecho que sustenta la calificación de alto riesgo) pero la biodisponibilidad es

baja, entonces el nivel de riesgo es bajo para la población y no requiere restauración.

Para poder medir la biodisponibilidad de un contamínate, la metodología propone el uso

de biomarcadores de exposición los cuales permiten detectar que cantidad del

contaminante es absorbido por los individuos expuestos. Por lo tanto, además de los

indicadores ambientales también se cuenta con valores de absorción del contaminante

en la población, y así corroborar si el nivel de riesgo está asociado al sitio, disminuir la

incertidumbre de la estimación del riesgo asociada al uso de los procedimientos

matemáticos clásicos y dar mayor certeza al tomador de decisiones de que la acción de

restauración está justificada por un riesgo significativo en la salud (Diaz Barriga, 1999).

Es necesario aclarar que la metodología de la ATSDR también propone el uso de

biomarcadores, pero solo en casos especiales, mientras que la OPS los utiliza siempre.

La metodología de la OPS también contempla en la fase de evaluación de la exposición

el uso de biomarcadores de nutrición y evaluación microbiológica en todos los

casos, justificándose en la realidad que afronta América Latina donde la mayoría

poblaciones expuestas a sitios peligrosos son comunidades marginadas y en condiciones

de pobreza, por lo tanto un estudio nutricional permitiría mejorar el entendimiento de la

relación del riesgo con la nutrición puesto que un contaminante químico puede tener

mayor toxicidad en individuos con deficiencias nutricionales (Diaz Barriga, 1999). En

cuanto a la evaluación microbiológica también se justifica en que muchos casos de la

región la contaminación en sitios peligrosos se da por agentes biológicos y no solamente

químicos, y que en algunos casos existe una relación entre ambos tipos de

contaminantes, dado que, por ejemplo, la afectación de un agente químico puede

disminuir el sistema inmunológico y así aumentar la susceptibilidad de un individuo ante

la exposición de un agente biológico que normalmente no debería afectarlo, o el caso

contrario donde un contaminante biológico en el organismo puede aumentar la

susceptibilidad ante un contaminante químico (Diaz Barriga, 1999)

Resultados y Análisis 3

3.1 Selección del modelo de evaluación de riesgo en salud.

A lo largo de la revisión de las tres metodologías consultadas, se logra identificar que

comparten una estructura transversal que consiste básicamente en la recopilación y

análisis de una serie de datos y fases las cuales permiten al final presentar conclusiones

sobre posibles medidas de seguridad, restricciones y controles para el sitio contaminado.

El hecho de que las metodologías compartan fases y procedimientos se ha explicado en

el documento, tanto la metodología de la US-EPA como la de ATSDR fueron

desarrolladas bajo el mismo mandato conocido como Superfund aprobado por el

congreso de los Estado Unidos en 1980, aunque con enfoques y funciones diferentes, y

la metodología de la OPS es prácticamente una adaptación de la ATSDR para aplicar en

países latinoamericanos.

Antes de aplicar alguna de las metodologías estudiadas, es necesario poner de relieve

las principales diferencias y similitudes, tanto en enfoques, alcances y procedimientos.

Dicho proceso ayudará a clarificar y seleccionar la metodología bajo un criterio acertado

y ajustado a lo propuesto en este trabajo.

Principales diferencias entre las metodologías US-EPA, 3.1.1ATSDR y OPS

Es importante destacar que las metodologías reconocidas como pioneras US-EPA y

ATSDR cuentan con guías más robustas y detalladas en comparación con la OPS, pero

ambas hacen saber que su aplicación no necesariamente se debe seguir en el orden

establecido en la guía, que el proceso es iterativo y además no es imperioso llevar a

cabo en detalle cada una de las fases, puesto que reconocen la posibilidad de



Tunjuelo

limitaciones en la información y la complejidad de la interacción de los contaminantes con

las rutas a evaluar.

Si bien la creación y aplicación de la metodología de la OPS tiene como principal

argumento la dificultad de aplicar las metodologías estadounidenses por la evidente

brecha tecnológica, económica y técnica entre el contexto norteamericano y

latinoamericano, la justificación de la metodología no aclara la flexibilidad y adaptación

que ofrecen dichas metodologías al contexto donde se pretendan aplicar. El otro pilar de

la OPS es el uso de biomarcadores que tiene como objeto reducir la incertidumbre

generada especialmente en la fase de exposición y tener mayor certeza de que cantidad

del contaminante es realmente absorbido por las personas que se sabe presentan alta

variabilidad en aspectos de salud, peso corporal, condiciones socioeconómicas, y otros

factores que pueden influir directamente en este aspecto, y además asegurar que la

exposición realmente proviene de la ruta o vía de exposición supuesta en el estudio. Con

ello se pretende mejorar la aproximación y ser más eficientes en la erogación de recursos

para la reparación del sitio si es necesario.

Este enfoque y propuesta metodológica usando biomarcadores de la OPS ofrece una

gran ventaja en lo que concierne a reducir la incertidumbre en comparación con las

metodologías US-EPA y ATSDR, pero su aplicación también está sujeta a limitaciones

como el costo, la interpretación de los resultados, equipamiento, e implica un arduo

trabajo y programas de sensibilización dirigidos a la población en búsqueda del

convencimiento y autorización para aplicar este método invasivo. (Hernández, 2012)

En lo que respecta a las metodologías estadounidenses, existen importantes diferencias

entre las evaluaciones de riesgo de la US-EPA para la salud humana y las evaluaciones

de salud pública de la ATSDR. Básicamente porque estas agencias cumplen diferentes

funciones y por lo tanto divergen en enfoques. En Estados Unidos, la US-EPA es la

encargada de identificar los sitios de desechos peligrosos más serios en esta nación.

Estos sitios constituyen la Lista de Prioridades Nacionales (NPL por sus siglas en inglés)

y son los sitios designados para limpieza a largo plazo por parte del gobierno federal

(United States Environmental Protection Agency, 1989). Por consiguiente, las

evaluaciones de riesgo en salud de la US-EPA son cuantitativas y tiene un enfoque de

Capítulo 3 69

regulación y limpieza para los sitios contaminados, con estimaciones del riesgo que

sustancias específicas en un sitio representan para la salud humana. Dichas

estimaciones se basan en modelos estadísticos y biológicos que utilizan los datos de las

investigaciones epidemiológicas en humanos y estudios de toxicidad en animales. La

información generada a partir de una evaluación de la salud humana de la US-EPA se

utiliza en las decisiones de gestión de riesgos, establecer los niveles de limpieza y

seleccionar una alternativa de recuperación (Agency for Toxic Substances and Disease

Registry , 2005).

Una vez se identifica un sitio para ser orientado a la Lista de Prioridades Nacionales

(NPL) aplicando la evaluación de riesgos de la US-EPA, la ATSDR es requerida por ley

para llevar a cabo una evaluación de salud pública en todos los sitios propuestos de la

US-EPA. (Agency for Toxic Substances and Disease Registry , 2005)

Las evaluaciones de la ATSDR, a pesar de que pueden emplear los datos cuantitativos,

son más de carácter cualitativo. Se centran no sólo en las posibles amenazas para la

salud provocados por los contaminantes químicos atribuibles a un sitio, también tienen en

cuenta todas las amenazas, tanto físicos y químicos, a los que una población que vive

cerca de un sitio puede ser sometida. Las evaluaciones de salud de la ATSDR se centran

en las preocupaciones médicas y de salud pública asociados con la exposición en un

lugar. La US-EPA considera que la información en una evaluación de la salud cuantitativa

junto con los resultados de la evaluación de riesgo en salud pública cualitativa, brindan

un panorama completo de amenazas para la salud (Agency for Toxic Substances and

Disease Registry , 2005).

Por su diseño, las evaluaciones de riesgos cuantitativos de la US-EPA aplicadas con

fines de regulación no ofrecen una perspectiva sobre lo que significan las estimaciones

de riesgo en el contexto de la comunidad del sitio. La evaluación de la salud pública de la

ATSDR si lo hace. El proceso identifica y explica si las exposiciones son realmente

probables para que sea nocivo en las condiciones específicas del lugar y recomienda

acciones para reducir o prevenir estas exposiciones.



Tunjuelo

Transversalidad entre metodologías 3.1.2

El diseño de las metodologías y sus enfoques no son excluyentes entre sí, al contrario

son complementarias y se rigen bajo el mismo mandato de protección ambiental y de la

salud humana. Sus propósitos y escalas difieren, pero comparten una aproximación

cuantitativa del riesgo, abordado desde la solución de ecuaciones y comparación con

valores de referencia consultados en bases de datos (IRIS o Perfiles Toxicológicos) que

involucran un juicio cualitativo para estimar si hay riesgo de que se presente un efecto

adverso en la salud. Como ya se mencionó, el estudio a mayor profundidad desde el

enfoque cualitativo de la ATSDR suele ser complementario al estudio previo cuantitativo

de la US-EPA y las metodologías y regulaciones están diseñadas para que así sea, y al

final se obtenga la mayor aproximación y entendimiento del riesgo asociado a la

exposición de contaminantes en una población y poder determinar la reparación más

acertada.

La metodología de la OPS está diseñada y adaptada tomando componentes y enfoques

de las metodologías estadounidenses; una fase para identificar los sitios peligrosos,

competencia de la US-EPA en Estados Unidos, otra fase de inspección del sitio y la

evaluación de la exposición desde el enfoque de la ATSDR con uso de biomarcadores.

Ver tabla 3-1

Tabla 3-1: Componentes en común de las metodologías adaptado de (Diaz Barriga,

1999)

FASES LAS METODOLOGÍAS METODOLOGÍA

Generación de un listado de sitios peligrosos EPA-OPS

Inspección de sitios peligrosos EPA-ATSDR-OPS

Visita al sitio EPA-ATSDR-OPS

Preocupaciones comunitarias en salud ATSDR-OPS

Selección de contaminantes críticos EPA-ATSDR-OPS

Análisis de las rutas de exposición EPA-ATSDR-OPS

Estimación del riesgo en salud EPA-ATSDR-OPS

Biomarcadores de exposición ATSDR*-OPS

Biomarcadores nutricionales OPS

Evaluación microbiológica total OPS

Análisis de datos estadísticos de salud EPA-ATSDR-OPS

Conclusiones y recomendaciones EPA-ATSDR-OPS

(*) Esta etapa ya es considerada por la ATSDR, pero sólo se aplica en estudios especiales

Capítulo 3 71

Selección de la metodología 3.1.3

Una vez identificadas las similitudes y diferencias, a continuación se propone una

metodología para seleccionar el modelo de evaluación de riesgos en salud para aplicar

en el estudio. Dicha metodología es una adaptación de lo propuesto por (Guaitero, 2010)

donde, de acuerdo a la disponibilidad de datos, pertinencia, herramientas informáticas,

escala y propósito del proyecto, se realiza una matriz de priorización donde se asigna un

puntaje por indicador, de 0 a 2 para al final sumar y seleccionar una metodología. Para

ello se elabora la tabla 3-2 que será explicada a continuación.

Identificar sitios peligrosos

Tanto las metodologías de la US-EPA como OPS contemplan dicho propósito, las guías

están diseñadas para tal fin. La aplicabilidad es pertinente al estudio, puesto que, a pesar

de que en la zona circundante se han realizado aproximaciones, una evaluación de

riesgo contemplando la ruta de exposición objeto de este estudio no se ha ejecutado,

esto permitirá dar un mayor peso científico para descartar o catalogar la zona como

peligrosa. Se les asigna un puntaje de 2.

Reparación

Las tres metodologías están diseñadas para que, a través de recomendaciones y

conclusiones se logre aportar a la reparación o limpieza del sitio, si es necesaria. El

aporte que se pueda llegar a hacer, es netamente la propuesta escrita en el documento

final. Adoptar tales acciones es función de los entes reguladores. Puntaje 2.



Tunjuelo

Enfoque cuantitativo

El enfoque cuantitativo se entiende básicamente como la solución matemática de las

ecuaciones propuestas y la adecuada interpretación de los resultados. Las guías ofrecen

las herramientas y procedimientos claros para lograr tal fin. La aplicación de dichas

ecuaciones no representa mayor complejidad en el caso de aproximaciones con datos

puntuales, ni requiere de software especializado para su solución. La complejidad está

en la consecución de los datos tales como: concentraciones de contaminantes por vías

de exposición (especialmente en los vegetales), valores de referencia, peso corporal de

la población, hábitos de la dieta. Estos valores están disponibles, y provienen de

información oficial con su respectivo análisis de calidad de datos. El puntaje considerado

es de 2.

Enfoque cualitativo

Ahondar en estudios que involucren una participación activa con la comunidad,

participación activa de grupos interdisciplinarios de profesionales que aporten y

profundicen la interpretación de la información toxicológica, son aspectos que no están

dentro del alcance del estudio. Además este enfoque esta originalmente diseñado para

un contexto en el previamente se haya realizado una evaluación de riesgo. Por lo tanto

su aplicabilidad no es considerada para el estudio.

Uso de biomarcadores

Su uso es propuesto por las metodologías que contemplan el enfoque cualitativo para

reducir la incertidumbre que surge en la presentación de los resultados. El estudio no

dispone de tales datos.

Capítulo 3 73

Uso de modelos probabilísticos

En el contexto de esta metodología, el objetivo básico de un análisis de Monte Carlo es

caracterizar cuantitativamente la incertidumbre y la variabilidad en las estimaciones de la

exposición o riesgo. Un objetivo secundario es identificar las principales fuentes de

variabilidad y la incertidumbre y para cuantificar la contribución relativa de estas fuentes a

la varianza total y el rango de los resultados del modelo.

De acuerdo a los datos obtenidos de información indirecta, se pretende aplicar esta

aproximación con el estudio. El puntaje es 2, para la metodología US-EPA y cero para las

restantes.

Tabla 3-2: Matriz de priorización de los indicadores de las metodologías consultadas.

INDICADOR US-EPA ATSDR OPS

Propósito Contemplado Puntaje Contemplado Puntaje Contemplado Puntaje

Identificar sitios peligrosos 2 0 2

Reparación (recomendaciones) 2 2 2

Enfoque

Cuantitativo 2 2 2

Estrategia para reducir la

incertidumbre de los resultados

Uso de modelos probabilísticos 2 0 0

TOTAL 8 4 6

0=No tiene en cuenta el indicador; 1; Lo considera parcialmente y 2: Lo considera y se puede evaluar con la información disponible

De acuerdo a los resultados, el modelo de la US-EPA es la que mejor se ajusta al

alcance y enfoque del proyecto. Su aplicabilidad es altamente reconocida y se ha

empleado en diferentes aplicaciones relacionadas con la exposición a metales pesados

por consumo de vegetales contaminados.

A continuación se presenta un resumen de algunos estudios relacionados.

Revisión de la aplicabilidad de la metodología seleccionada 3.1.4en otros estudios

Islam, publicó la evaluación de riesgo en salud debido a la concentración de seis metales

pesados en productos alimenticios de consumo general en la población de Bangladesh,

determinaron las posibles fuentes de los metales pesados en estos productos, y

evaluaron el riesgo potencial para la salud en términos de ingesta alimentaria

implementando la metodología US-EPA, apuntado a la orientación y concientización de

los riesgos de cáncer para los residentes locales del distrito de Bogra en Bangladesh. El

estudio reveló altas concentraciones de Cr, Ni, As, Cd y Pb en los alimentos de consumo

habitual, con altos niveles permisibles de acuerdo a las normas de la OMS y de la FAO,

donde el grado de concentración de menor a mayor fue en el orden de Cu> Ni> Cr> Pb >

Cr > Cd. En términos generales, los niveles más altos de metales pesados se

encontraron en verduras, cereales y frutas, y el análisis multivariado mostró que el Ni, Cu

y As en los alimentos fueron aportados en su mayoría por las actividades

antropogénicas. La ingesta de alimentos con metales pesados mostró niveles superiores

a la ingesta diaria máxima tolerable (IDMT), lo que sugiere un riesgo considerable para

los consumidores. El riesgo por acumulación de los metales estudiados a través del

consumo de pescado, verduras, cereales y frutas superaron la unidad de medida (HQs >

1), e indicaron que las personas experimentarían riesgos potenciales si están expuestos

a los metales tóxicos a través del consumo de los alimentos estudiados (Islam T. , 2015)

Li y otros, midieron las concentraciones de metales pesados (Cr, Ni, Cu, Pb y Cd) en

cinco tipos de verduras, en el suelo, la raíz, y se establecieron las muestras de partículas

de aire de dos sitios (sitio A: en un incinerador de residuos domésticos, y, sitio B: a 20



Tunjuelo

km del incinerador) en Guangzhou, sur de China. Investigaron la contribución de las

partículas de aire y del suelo en la la absorción de metales pesados en los vegetales, y

evaluaron los riesgos de exposición humana a los contaminantes a través de la ingesta

accidental del suelo teniendo en cuenta la bio-accesibilidad o bio-exposición, empleando

metodología US-EPA, encontrando que las concentraciones de metales pesados en los

suelos de la rizósfera fueron mayores que los de las raíces. Las concentraciones de

metales pesados en las partes aéreas de los vegetales fueron mayores que los de las

raíces. La tendencia y la relación de los metales pesados (Cr, Cd) en relación a las

concentraciones en suelo, las raíces y partes aéreas de los vegetales de dos sitios,

sugieren que la absorción aérea de metales pesados vía foliar puede ser significativa

para el Cr y Cd. El valor observado de Cd en el suelo fue mayor a los niveles de las

normas de calidad ambiental en China, y las concentraciones de Cu Cr, Pb, Ni estaban

por debajo de la norma. Las mayores concentraciones de metales pesados fueron

encontradas en lechuga de hoja y lechuga amarga para los sitios A y B,

respectivamente. La evaluación de riesgos demostró que el Cd y Pb en muestras de

suelo dieron como resultado mayor riesgo no cancerígeno, asi mismo el Cd presentó

riesgo de cáncer para la población infantil. (Li, y otros, 2015)

,Augustsson, Uddh-Söderberg, Hogmalm, & Filipsson realizaron la evaluación de riesgo

de suelo contaminado empleando los Factores de Bioconcentración (FBC), que expresan

las concentraciones de contaminantes en las partes comestibles de las plantas en

función de la concentración de contaminante en el suelo, con el fin de evaluar los riesgos

asociados con el consumo de verduras. Este estudio tuvo como objetivo cuantificar la

variabilidad en la FBC y evaluar las implicaciones de esta variabilidad para las

evaluaciones en la exposición humana, centrándose en los metales Cd y el Pb en plantas

de lechuga y papa tomando muestras alrededor de 22 sitios contaminados cercanos a

vidrieras. Además, se caracterizaron los riesgos asociados con las concentraciones

medidas de Cd y Pb en las muestras de suelo y vegetales y se realizó una evaluación

probabilística de la exposición para estimar la probabilidad de que los residentes locales

superen la ingesta diaria tolerable. Los resultados muestran que las concentraciones en

los vegetales fueron moderadas a pesar de las altas concentraciones en el suelo, y la

mayoría de las muestras cumplían con la legislación sobre alimentos. Sin embargo, la

Capítulo 3 79

ingesta diaria de Cd (pero no Pb) se evaluó a superar los umbrales toxicológicos por

alrededor de una quinta parte de la población de estudio. No se encontró variación en los

factores de bioconcentración más que lo indicado por estudios previos, pero la

disminución de FBC con el aumento de las concentraciones de metales en el suelo

pueden explicar por qué la exposición calculada es afectada moderadamente por la

elección del valor FBC cuando se exceden los valores guía o generales de suelo y el

riesgo puede tornarse inaceptable. (Augustsson, Uddh-Söderberg, Hogmalm, & Filipsson,

2015)

Yang, Yuan, Shou-Jiang, Jin-Feng, & Fang-Yan investigaron sobre la concentración y la

ingestión diaria admisible de metales pesados (Pb, Zn, Mn, Cu, Cd y Cr), en las verduras

en mercados de Chongqing ,China, y los riesgos potenciales para la salud de los

consumidores locales es a la vez evaluada mediante el cálculo del cociente de peligro

aplicando la metodología US-EPA. Los resultados mostraron que las concentraciones de

plomo y cadmio superan los límites de seguridad establecidos por la FAO/OMS y la

República Popular China, lo que indica una grave contaminación de los vegetales del

mercado con estos metales. Los respectivos valores de ingesta diaria de Pb, Cd y Mn, se

encuentran por encima de las bases de las directrices internacionales, donde el riesgo

para la salud de los consumidores se hace evidente. El HQ individual para Pb y Cd en

pakchoi y Cd en mostaza, y la combinación HQ para todos los metales en cada especie

vegetal, excluyendo la lechuga romana, estuvieron por encima del umbral de 1,0, lo que

implica el efecto adverso sobre la salud. Por lo tanto, se debe prestar atención especial al

riesgo potencial por la exposición a metales pesados en los vegetales, especialmente el

Pb y Cd, y se recomendó un monitoreo continuo en este aspecto (Yang, Yuan, Shou-

Jiang, Jin-Feng, & Fang-Yan, 2011)

Mancilla, y otros teniendo en cuenta que los altos niveles de concentración de metales

pesados en agua utilizada para riego representan un problema importante para la

agricultura y la salud humana, así como para la biodiversidad, llevaron a cabo un estudio

en noviembre de 2009 a marzo de 2010, en el cual tomaron 91 muestras de agua con

duplicado, se analizó el pH, la conductividad eléctrica (CE), y metales pesados totales:

As,Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb y Zn. Se comparó la calidad del agua superficial con los

criterios de la NOM-001-ECOL-1996, de US-EPA (1986), de SEDUE (1989) y la



Tunjuelo

modificación a la NOM-127-SSA1-1994. Los resultados mostraron valores bajos en la

concentración de metales pesados en agua para riego agrícola y uso urbano, no así,

para el consumo humano, pues 50% de las muestras tomadas presentaron

concentraciones por encima de los límites permisibles para Cd, 20% para Hg y 2% para

Pb (SSA 2000, Modificación a la Norma Oficial Mexicana NOM-127-SSA1-1994). Se

concluyó que el agua superficial no representa riesgos para el riego agrícola. La mayor

concentración y dispersión la presentó el As con valores de 0.0 a 0.78 mg/L, mientras

que la menor con 0.0 a 0.03 mg/L, fue para el Hg (Mancilla, y otros, 2011)

3.2 Evaluación del riesgo en la salud

La evaluación de riesgo en salud por consumo de hortalizas irrigadas con agua que

contiene metales pesados se abordó inicialmente empleando los datos del estudio

reportado del año 2000, suponiendo que los valores de concentración se mantuviesen

hasta la fecha del presente trabajo, es decir 15 años de exposición y evaluando el riesgo

por exposición durante toda la vida por consumir dichos vegetales. Tal evaluación se

aplica para un grupo poblacional de adultos entre 20 y 60 años de edad y por sexo, esto

bajo el criterio de la disponibilidad de datos como el peso corporal y dieta diaria de

hortalizas, de estudios reportados por entes gubernamentales y universidades.

Así mismo se abordará la cuantificación del riesgo tomando los valores reportados en el

año 2008-2009 para toda una vida de exposición teniendo en cuenta las restricciones y

suposiciones expuestas en la metodología.

A continuación, se presentan los resultados a partir de los datos de ambos estudios con

el fin de cuantificar y recopilar información para la aplicación del modelo de evaluación de

riesgo en salud por el consumo de las hortalizas contaminadas con metales pesados.

Capítulo 3 81

Área de estudio 3.2.1

Cuenca del río Tunjuelo

La cuenca del río Tunjuelo está localizada al sur de la ciudad de Bogotá sobre la

vertiente occidental de la Cordillera Oriental, abarcando las localidades de Sumapaz,

Usme, Ciudad Bolívar, Rafael Uribe Uribe, San Cristóbal, Tunjuelito, Bosa y Kennedy

(Figura 3-1). El río Tunjuelo nace en la Laguna de Chisacá y drena la superficie en

sentido Sur-Noroeste, para desembocar luego en el río Bogotá. El río recibe ese nombre

desde la confluencia del Chisacá y el Mugroso, que ocurre donde está hoy la represa La

Regadera. Su área de drenaje es de 41.427 Hectáreas, con una longitud en su cauce

principal de aproximadamente 73 Km (Alcaldía Mayor de Bogotá; Secretaría Distrital

de Ambiente; Universidad Nacional de Colombia, 2007)

Figura 3-1: Ubicación de la cuenca del río Tunjuelo (Dora, Peña, & Baron, 2012)

En su recorrido, el rio presenta transformaciones: pasa de ser un torrente montañoso de

pendiente fuerte, a un río meándrico de pendiente suave altamente intervenido por las

actividades urbanas y mineras en la zona urbana de Bogotá. (Alcaldía Mayor de

Bogotá; Secretaría Distrital de Ambiente; Universidad Nacional de Colombia, 2007)



Tunjuelo

En la cuenca pueden considerarse tres zonas: un sector alto (cuenca alta) que

corresponde al trayecto entre el nacimiento y la represa de La Regadera, la cual regula el

rio para su aprovechamiento en el acueducto de la ciudad; un sector medio (cuenca

media) entre la Regadera y Cantarrana, ambas zonas con una superficie de 29.523

hectáreas ricos en agua y biodiversidad, lo que los hace zona de preservación y

protección ambiental (Henao, et al., 2010) y uno bajo a partir de Cantarrana hasta la

desembocadura en el río Bogotá.

Localidad de Bosa

Se encuentra localizada aguas abajo de la cuenca del río Tunjuelo, al suroccidente de la

ciudad de Bogotá y limita por el norte con la localidad de Kennedy, por el sur con la

localidad de Ciudad Bolívar y el municipio de Soacha (Ver figura 3-2), por el oriente con

las localidades de Kennedy y Ciudad Bolívar, y por el occidente con el municipio de

Mosquera, ubicada en el tramo IV del rio Tunjuelo. Tiene una extensión de 2.391

hectáreas, de las que 1.929 se clasifican como suelo urbano y 462.4 Ha se consideran

suelo de expansión. La localidad no tiene suelo rural. El suelo urbano de la localidad de

Bosa tiene un total de 1.929 Ha dentro de las que hay cerca de 230 Ha de áreas

protegidas y 418 Ha por desarrollar o terrenos no urbanizados que solamente pueden ser

desarrollados mediante planes parciales. El suelo urbanizado totaliza 1.511 Ha, que

equivalen al área de suelo urbano menos la superficie de los terrenos sin desarrollar.

Como se describe a continuación, Bosa se encuentra dividida en cinco Unidades de

Planeación Zonal (UPZ) (Diagnóstico Local con Participación Social Bosa, 2009).

1. Bosa Central – UPZ 85

2. Bosa Occidental – UPZ 84

3. El Apogeo – UPZ 49

4. Tintal – UPZ 87

Capítulo 3 83

5. El Porvenir – UPZ 86

Donde, dos de ellas son tipo 1, residencial de urbanización incompleta, una es de tipo 2,

residencial consolidado, y dos son de tipo 4, destinadas al desarrollo (Enríquez, 2013).

Figura 3-2: Ubicación de la Localidad de Bosa.

Además la localidad, tiene dos fronteras, el río Bogotá y la Autopista Sur, también cuenta

con tres vecindades con el municipio de Soacha, las localidades de Kennedy y Ciudad

Bolívar. No obstante aunque en el Plan de Ordenamiento Territorial (POT) se considera

que Bosa no tiene áreas rurales, en las dos últimas UPZ se desarrollan actividades de

explotación agrícola y pecuaria a campo abierto, ya que en la localidad se encuentran

terrenos suburbanos, dedicados al cultivo de hortalizas, que están siendo presionados

por procesos de urbanización tanto formal como no formal (Comisión Ambiental, 2012),

comprendiendo las denominadas veredas del Porvenir, Escocia, San José y San

Bernardino, siendo esta última vestigio del antiguo Resguardo Indígena Muisca de Bosa,

las zonas veredales y parte de los barrios, en términos generales abarcaron el presente

estudio.



Tunjuelo

Hasta mediados del siglo XX Bosa era un municipio compuesto por cinco barrios y

habitado por no más de 20.000 personas, dedicadas en gran parte, a la agricultura de

pan coger, los productos agrícolas que se cultivaban eran principalmente, cebada, trigo,

papa y arveja. En esta época cada familia tenía un terreno donde construía una o varias

viviendas hechas de bahareque y techo de paja extraída del trigo y la cebada. A finales

de la década de los cuarenta, en el período de violencia que desató el asesinato del líder

liberal Jorge Eliécer Gaitán, provocó un movimiento de inmigración campesina de

grandes proporciones a los centros urbanos, donde los territorios de municipios cercanos

a las capitales, como es el caso de Bosa, fueron el nuevo lugar de habitación para esas

familias desplazadas por la violencia que llegaban a la ciudad en busca de mejores

oportunidades. A partir de 1954, por medio del Decreto 3640 expedido durante el

gobierno de general Gustavo Rojas Pinilla, Bosa se anexó al Distrito Especial de Bogotá.

Se da el comienzo de la parcelación y venta de los pequeños minifundios con miras a

satisfacer económicamente lo que ya la agricultura a pequeña escala no lograba. En

medio de campos de hortalizas surgen construcciones de nuevos pobladores,

enmarcando un “estilo” propio de la localidad. Así mismo, el Estado y particulares

negociaron parte de estos predios con miras a intermediar el proceso de reubicación

industrial, y con ello recoger ingresos. Algunos de estos lotes no lograron ser ocupados,

lo que los convirtió en el escenario de los movimientos “viviendistas” en las décadas de

los setentas y ochentas, quienes a través de posesiones ilegales e ilegitimas, lograron

parte de la consolidación de los actuales barrios (Alcaldía Mayor de Bogotá, 2004).

Hidrología

El sistema hidrográfico de la localidad, se encuentra conformado por las cuencas del río

Tunjuelo y El Tintal, así como por humedales (Diagnóstico Local con Participación Social

Bosa, 2009).

Cuenca del Tintal. Ubicada entre los ríos Fucha y Tunjuelo al occidente del perímetro de

servicios hasta el río Bogotá, recibe las aguas de las urbanizaciones localizadas al

oriente de la futura Avenida Cundinamarca. De aquí hacen parte los canales Santa Isabel

Capítulo 3 85

y Tintal IV en la UPZ Occidental y Canal Tintal III y 1º Primero de Mayo en la UPZ

Porvenir que desembocan en el Canal Cundinamarca y posteriormente son bombeados

por la estación de Gibraltar al río Bogotá.

Humedales. Se encuentran en las áreas más bajas, en algunas depresiones que

permanecen inundadas, dando origen a pequeñas zonas pantanosas y encharcadas, que

se observa particularmente en el área cercana a la desembocadura del río Tunjuelo y

también en la zona sur occidental de la localidad, frente al barrio Manzanares, entre éste

y la vereda San José, en donde se encuentra el Humedal de Potrero Grande. Los

humedales son característicos en la localidad, lo que se debe a la presencia del río

Bogotá y a la subcuenca del río Soacha. Actualmente la localidad cuenta con dos

humedales: El Humedal Tibaníca y el Humedal La Isla.

Vallados. La localidad por su ubicación, es una zona de inundación natural de los ríos

Bogotá y Tunjuelo. Esta posición permitió la construcción de una serie de vallados para el

riego de cultivos, que en tiempos indígenas se conocían como Chucuas, y que hoy en día

se alimentan de aguas domiciliarias y del río Tunjuelo principalmente. El agua de estos

vallados es utilizada para el riego de pastos y hortalizas, las cuales son posteriormente

vendidas para consumo humano. Los vallados más importantes, sobre los que la Alcaldía

Local realiza control son San José y San Bernardino, el primero fue canalizado con

tubería dada la afectación sanitaria para los habitantes por el vertimiento de aguas

domiciliarias de varios predios que no cuentan con un sistema de alcantarillado por su

condición de ilegalidad (Comisión Ambiental, 2012).

Uso del suelo

Con base en el POT reglamentado mediante el Decreto 619 de 2000, 2.391 Ha de la

Localidad de Bosa, el 80,6% corresponde a suelo urbano y el 19,3% corresponde al área

de expansión urbana, anteriormente suelo rural, donde por esta condición y la proyección

de construcción de vivienda de interés social se ha incrementado la actividad de

disposición de escombros para la nivelación de los predios. El área urbana cuenta con

infraestructura vial, redes de energía, acueducto y alcantarillado. Dentro de las áreas de



Tunjuelo

suelo urbano existen 230,2 Ha de área protegida y 418,3 Ha no urbanizadas, éstas

últimas como ya se aclaró pueden ser construidas por medio de la implementación de

Planes Parciales. Dentro de las áreas protegidas (Áreas de Manejo Especial por su

importancia ambiental) se encuentran las rondas y zonas de manejo y preservación

ambiental de los ríos Bogotá y Tunjuelo. La ronda del río Bogotá se encuentra en

mejores condiciones de preservación por cuanto no ha sufrido procesos de urbanización

como los que se presentan a orillas del Río Tunjuelo, aunque entre los años 2009 y 2010

se presentaron reforzamientos de los jarillones con materiales contaminados, lo cual

puede generar una condición de riesgo en las temporadas de lluvias. Los espacios

ecológicos que hacen parte del suelo de protección del Distrito Capital, son el Humedal

de La Tibanica y la Ronda del río Bogotá (Diagnóstico Local con Participación Social

Bosa, 2009).

Agricultura urbana

En el año 2007, se realizó un diagnóstico de la agricultura urbana en la localidad de Bosa

(Ramírez, Gómez, & Calvo, 2007). En el estudio identificaron varios aspectos: el tipo de

espacio usado para agricultura urbana, las especies cultivadas, la fuente de agua usada

en el riego, entre otros. Al momento de realizar las visitas se encontraron 101 especies

vegetales, distribuidas en las 22 espacios destinados para la agricultura urbana, de esta

forma se estableció la frecuencia de aparición en cada una de ellas, obteniéndoles sus

porcentajes de frecuencia, las cinco especies con mayor frecuencia se presentan en la

tabla 3-3.

Tabla 3-3 Especies con mayor frecuencia de aparición en las experiencias de visitadas en Bosa

ESPECIE FRECUENCIA PORCENTAJE

lechuga 15 68,2%

Acelga 12 54,5%

Cilantro 12 54,5%

Fresa 12 54,5%

Hierbabuena 12 54,5%

Capítulo 3 87

De acuerdo a la tabla 3-3, se observa que las hortalizas que presentan mayor frecuencia

son la lechuga (68,2%), seguida del cilantro y acelga (54,5%) en la frecuencia de

aparición en las experiencias visitadas.

Problemáticas ambientales

De acuerdo a la recopilación de diferentes informes y diagnósticos locales recopilados

desde el 2004 hasta los planes de ordenamiento y gobierno hasta el 2016, se evidencian

las problemáticas ambientales en la localidad de manera amplia y diversa, teniendo una

alta incidencia en la salud de la población. Sin embargo, son muchas las deficiencias de

información que no permiten un análisis profundo de las afectaciones en salud derivadas

de las condiciones ambientales locales y globales, lo que sí es posible afirmar es que

deben ser observadas el mayor número de situaciones o condiciones del ambiente con

una mirada centrada en la salud, dentro de los factores sociales y económicos. A

continuación, se resumen las problemáticas representativas en los objetivos del presente

trabajo.

Contaminación Hídrica.

Bosa pertenece al ecosistema sabanero del altiplano Cundiboyacence, situado en el

margen sur del río Bogotá, siendo fragmentada por el río Tunjuelo. En otras épocas su

ubicación era altamente ventajosa, pero en la actualidad y como resultado del “Plan

Maestro de Alcantarillado” desarrollado en la década de los setentas, la alta

contaminación de estos ríos por vertimientos industriales (cementerios, relleno sanitario,

frigoríficos, fábricas, entre otros) y domésticos generan detrimento de la calidad de vida

urbana y de manera notoria a la comunidad aledaña al río Tunjuelo que atraviesa un sin

número de barrios desde su ingreso hasta su confluencia en el río Bogotá (Diagnóstico

Local con Participación Social Bosa, 2009).

La Secretaría Distrital de Ambiente, teniendo en cuenta los monitoreos realizados en los

ríos de la ciudad y las series históricas de caracterizaciones proporcionadas por la Red



Tunjuelo

de Calidad Hídrica de Bogotá RCHB, estableció un índice para representar de manera

clara y entendible la calidad de las corrientes que atraviesan la ciudad, es el índice de

calidad creado por el Consejo Canadiense del Ministerio de Ambiente CCME- Water

Quality Indicator WQI (Secretería Distrital de Ambiente, 2015)

Éste índice permite evaluar la calidad hídrica por categorías en una escala de 0 a 100,

agrupadas así:

Entre 95 y 100: Excelente

80 y 94: Buena

65 y 79: Aceptable

45 y 64: Marginal

0 y 44: Pobre

En el río Tunjuelo, los monitoreos realizados por la Secretaría de Ambiente de Bogotá se

miden por tramos:

Tramo 1: Regadera, longitud 1.46 km

Tramo 2: Yomasa Doña Juana, longitud 4.10 km

Tramo 3: Doña Juana Barrio Mexico San Benito Makro Autopista Sur, longitud 14.16 km

Tramo 4. Makro Autopista Sur Transversal 86 Puente la Independencia, longitud 14.39

km

El tramo 4 corresponde a la zona de estudio, ver Figura 3-3

Capítulo 3 89

Figura 3-3: Tramo 4 del río Tunjuelo (Secretería Distrital de Ambiente, 2015)

Tabla 3-4 Histórico del índice WQI (Secretería Distrital de Ambiente, 2015)

Fecha Tramo 1 Tramo 2 Tramo 3 Tramo 4

2008 80 27 31 23

2009 82 34 35 35

2010 82 33 34 41

2011 81 69 51 44

2012 80 60 38 38

2013 88 81 39 43

2014 88 67 52 45

De acuerdo a la tabla 3-4, el WQI del tramo 4 del rio Tunjuelo históricamente ha sido el

menor, clasificado siempre como Pobre, indicando la mala calidad del agua.



Tunjuelo

Adicionalmente la Corporación Autónoma de Cundinamarca CAR han encontrado niveles

de concentraciones de metales pesados en los monitoreos realizados por dicha entidad

en los afluentes del río Bogotá (Ver figura 3-4)

Figura 3-4 Concentraciones de algunos metales pesados en afluentes del Rio Bogotá

(CAR , 2015)

De acuerdo con la Figura 3-4, el río Tunjuelo presenta concentraciones de algunos

metales pesados, destacándose la presencia de Plomo, Cromo y Manganeso. Se puede

observar que la concentración promedio de Cromo y Manganeso, es mayor en el rio

Tunjuelo que en los demás afluentes observados y significativamente más altas en el

tramo 4.

La comunidad responsabiliza de este hecho al Estado, que no garantiza el saneamiento

de los ríos Bogotá y Tunjuelo, a las constructoras privadas que desarrollan proyectos de

vivienda en zonas de ronda como el caso de San José o en terrenos inundables que han

sido rellenados con escombros provenientes de demoliciones de toda la ciudad y que son

dispuestos en la localidad como el barrio San Diego. También culpa a las personas que

viven en la rivera de los ríos, ya que al no tener condiciones mínimas de saneamiento

disponen todos sus residuos en los cuerpos de agua, a los agricultores de la localidad

Capítulo 3 91

por hacer uso inadecuado del recurso hídrico regando hortalizas con agua contaminada,

a otras localidades ya que reconocen que cuando el río Tunjuelo llega a la localidad de

Bosa ya trae una carga contaminante relacionada con vertimientos de las curtiembres de

San Benito, del Relleno de Doña Juana, sedimentos del parque minero y del

alcantarillado de todo el territorio de la cuenca del Tunjuelo, y finalmente se culpan ellos

mismos por la falta de conciencia ambiental (Diagnóstico Local con Participación Social

Bosa, 2009).

Contaminación de Alimentos

Las deficientes condiciones higiénico sanitarias, de saneamiento básico y manejo de

alimentos del común de los habitantes de la localidad en las viviendas, hábitos de higiene

personal (lavado frecuente y adecuado de manos), limpieza y desinfección de áreas

superficies y equipos, condiciones de almacenamiento de agua potable, manejo

inadecuado de residuos sólidos y bajo control de vectores, propician de esta manera

riesgos de intoxicación por contaminación cruzada, por perdida de cadena de frio de

alimentos como carne, leche y sus derivados o por manipulación inadecuada de los

alimentos. De otra parte el riego de hortalizas con agua contaminada del río Tunjuelo,

Bogotá y el vallado de San Bernardino han dado como resultado la contaminación de

alimentos por presencia de metales pesados como Cromo y Plomo en estos alimentos.

Se debe aclarar que un pequeño porcentaje de estos cultivos son consumidos en la

localidad y el resto distribuido en las grandes plazas de abastos de la ciudad o en los

municipios circunvecinos a la localidad (Enríquez, 2013) (Diagnóstico Local con

Participación Social Bosa, 2009).


Identificación de las Vías de exposición y contaminantes

A partir de los resultados del estudio del año 2000 (ver anexo A) inicialmente se compara

las concentraciones de metales en agua con la normatividad colombiana, Decreto 1594

de 1984 que establece los criterios de calidad para uso agrícola, figura 3-5



Tunjuelo

Figura 3-5: Distribución de los valores de concentración de Cr, Hg, Pb y As en el agua

de riego en el año 2000.

CROMO

MERCURIO

PLOMO

ARSÉNICO

Las muestras de agua para riego, tomadas de los cuatro sitios de procedencia (P1, P3,

P4 y P5), presentaron niveles por debajo del máximo permito por el Decreto 1594 de

1984 a excepción del cromo, las muestras de agua proveniente de los sitios P1, P3 y P4

Capítulo 3 93

mostraron niveles superiores a 0.1 mg.L-1 que sobrepasan el nivel máximo permitido por

el Decreto 1594 de 1984.

Con respecto a los resultados de las concentraciones en hortalizas se realizó una

comparación con la normatividad disponible a en otros países ya descrita en la

metodología (figura 3-6).

Los resultados del año 2000, presentaron niveles por encima de los máximos permitidos

por legislaciones de la Unión Europea (UE), Nueva Zelanda, Australia y el codex

alimentarus para cadmio en seis hortalizas analizadas, con excepción del brócoli que

presentó niveles inferiores al 0.2 mg/kg que permite la UE; para el mercurio se

compararon los niveles con la legislación Rusa (>0.02 mg/kg), que presenta niveles para

este metal, evidenciando que de las siete hortalizas analizadas, seis de ellas

sobrepasarían el nivel máximo permitido, excepto el rábano; para el plomo con

legislaciones de la Unión Europea, Nueva Zelanda, Australia y Brasil, se encontró que

los niveles de las siete hortalizas estarían por encima del máximo permitido en Nueva

Zelanda y Australia (>0.1 mg/kg), tres de ellas (acelga, apio y lechuga) presentaron

niveles por encima de la norma de la UE (>0.3 mg/kg) y de la norma Brasileña (>0.5

mg/kg); y el arsénico con legislación Rusa, como se observa en la Figura 3-6, ninguna de

las siete hortalizas sobrepasó el máximo permitido (>0.2 mg/kg).



Tunjuelo

Figura 3-6: Distribución de los valores de concentración de Cd, Hg, Pb y As en

hortalizas año 2000.

CADMIO

Rojo: UE Azul: Legislación australiana y neozelandesa de metales pesados. Verde: Codex alimentarus

MERCURIO

PLOMO

Rojo: UE Azul: Legislación australiana y neozelandesa de metales pesados. Verde: Norma Brasileña

ARSÉNICO

De la revisión de la información disponible para los años 2008 y 2009 (ver anexo A), se

puede apreciar que el rábano no presenta valores de concentración para ninguno de los

metales analizados. Los tallos y el cilantro no fueron tenidos en cuenta para la evaluación

de riesgo, puesto que se carece de datos de ingesta diaria. Así mismo los valores para

mercurio y arsénico estuvieron debajo del nivel de detección.

ACELGA APIO BROCOLI CALABACIN LECHUGA RABANO REPOLLO

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

HORTALIZA

CA

DM

IO (

mg

/kg

)


0.0

00

.01

0.0

20

.03

0.0

40

.05

0.0

60

.07

HORTALIZA

ME

RC

UR

IO (

mg

/kg

)


0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

HORTALIZA

PL

OM

O(m

g/k

g)


0.0

00

.05

0.1

00

.15

0.2

0

HORTALIZA

AR

SE

NIC

O (

mg

/kg

)

Capítulo 3 95

De acuerdo a la información recopilada se identifican los metales Cd, Cr, As, Pb, y Hg

como los contaminantes a evaluar y las hortalizas como principal ruta de exposición,

cuya dinámica se presenta en la figura 3-7 a continuación:

Figura 3-7: Rutas y vías de exposición de los contaminantes

Las hortalizas, regadas con las aguas contaminadas del río Tunjuelo y vallados hacen

parte de la dieta de la población, la planta toma a través de la raíz y las hojas los

contaminantes depositados por el agua en el suelo y otros en la vía aérea,

presentándose una bioacumulación de estos metales en los órganos de la planta y en

orgánelos específicos como las vacúolas presentes en la hoja (Patra & Sharma, 2000).

Continuando con el esquema de la Figura 3-7, cuando se cosechan estos productos

hortícolas, se comercializan en centrales de abastos, supermercados y tiendas de barrio,

de la ciudad de Bogotá, consumiéndose en su gran mayoría frescos, e ingresando al

cuerpo humano, donde dependiendo de la cantidad del metal y la forma química que éste

presente, será metabolizado y desechado por vía urinaria o heces, o podrá

bioacumularse en el organismo.



Tunjuelo

Cálculo de la ingesta

Los resultados de las distribuciones probabilidad de las concentraciones de metales en

hortalizas del año 2000 son consignados en el anexo B en el cual se presentan los

valores y gráficas por metal y hortaliza.

Una vez obtenidas las distribuciones de las concentraciones de los metales en hortalizas

y definidos los valores de entrada, se procede al cálculo probabilístico de la ingesta, un

resultado de ejemplo se presenta en la figura 3-8, aplica para el Caso 1 (una persona de

sexo femenino con una exposición de por vida, es decir 80.2 años y un peso corporal de

62.4 Kg).

En la figura 3-8 se puede apreciar que la ingesta de los metales a través de la acelga,

lechuga y brócoli son las hortalizas que presentaron mayor variabilidad. Así mismo, el

número de muestras evaluadas fueron mayores en estas tres hortalizas, lo que en parte

podría explicar este comportamiento. Estas distribuciones de la ingesta, son comparadas

posteriormente en la Caracterización del riesgo con los valores de referencia para

estimar los cocientes de peligro HQ e índices de peligro HI, donde se podrá apreciar y

analizar con mayor profundidad las implicaciones de tales valores.

Capítulo 3 97

Figura 3-8: Variabilidad de los valores de ingesta diaria promedio para una persona de

sexo femenino y 80.2 años de exposición.



Tunjuelo


Cadmio

Ingerir alimentos o tomar agua con niveles de cadmio muy altos produce irritación grave

del estómago, lo que puede producir vómitos y diarrea y en ciertas ocasiones la muerte.

Ingerir niveles de cadmio más bajos durante un período prolongado puede producir su

acumulación en los riñones. Si se alcanza un nivel suficientemente alto, se producirá

daño del riñón. La exposición a niveles de cadmio más bajos durante un período

prolongado puede aumentar la fragilidad de los huesos de manera que se pueden

quebrar fácilmente (ATSDR, Agencia para Sustancias Tóxicas y Registro de

Enfermedades, 2015).

La base de datos de la ATSDR contiene información de los efectos por exposición oral

crónica de cadmio. Aunque hay algunos estudios crónicos en los animales, la mayoría de

los estudios realizados examinan la relación entre los niveles urinarios de cadmio (o la

ingesta de cadmio acumulado) y los efectos adversos para la salud en la población

general o en poblaciones que viven en zonas contaminadas con el metal. Una variedad

de efectos sobre la salud se han observado incluyendo defectos óseos (osteoporosis,

aumento de fracturas óseas, disminución de la densidad mineral ósea), disfunción renal y

alteraciones en los niveles de hormonas reproductivas. Estos estudios de exposición

ambiental apoyan firmemente la identificación de los huesos y los riñones como los

objetivos más sensibles de toxicidad crónica de cadmio (U.S Departament of health and

human services; ATSDR, 2012). Los niveles de efectos adversos para efectos renales

fueron similares a los observados para los efectos óseos.

Debido a que la base de datos de efectos renales es más fuerte, la derivación de un MRL

oral crónica se definió con valor de 0.0001 mg.Kg-1.dia-1 para dichos efectos. (U.S

Departament of health and human services; ATSDR, 2012)

Capítulo 3 99

Plomo

De acuerdo con la información de la ATSDR (2015), poco después de que el plomo entra

al cuerpo, la sangre lo distribuye a órganos y tejidos (por ejemplo, el hígado, los riñones,

los pulmones, el cerebro, el bazo, los músculos y el corazón). Después de varias

semanas, la mayor parte del plomo se moviliza hacia los huesos y los dientes. En

adultos, aproximadamente el 94% de la cantidad total de plomo en el cuerpo se

encuentra en los huesos y los dientes, en cambio en los niños, aproximadamente 73%

del plomo en el cuerpo se almacena en los huesos. Cierta cantidad de plomo puede

permanecer en los huesos durante décadas, sin embargo, bajo ciertas condiciones parte

del plomo puede abandonar los huesos y entrar nuevamente a la sangre y a los tejidos y

órganos (por ejemplo, durante el embarazo y la lactancia, cuando se fractura un hueso y

en la vejez). El cuerpo no transforma al plomo a ninguna otra forma, una vez dentro, el

plomo que no se almacena en los huesos abandona el cuerpo en la orina o las heces.

Aproximadamente 99% de la cantidad de plomo que entra al cuerpo de un adulto

abandonará el cuerpo en la orina y las heces dentro de dos semanas. Sin embargo,

solamente 32% del plomo que entra al cuerpo de un niño lo abandonará en el mismo

período. Si la exposición es continua, no todo el plomo que entra al cuerpo será

eliminado, lo que puede causar acumulación de plomo en los tejidos, especialmente en

los huesos. Los efectos del plomo son los mismos, independientemente de cómo entra al

cuerpo. Afecta principalmente al sistema nervioso, tanto en niños como en adultos. La

exposición ocupacional prolongada de adultos al plomo ha causado alteraciones en

algunas funciones del sistema nervioso. La exposición al plomo también puede producir

debilidad en los dedos, las muñecas o los tobillos, así mismo puede producir anemia, los

niveles de exposición altos pueden dañar seriamente el cerebro y los riñones en adultos

o en niños y pueden causar la muerte. Pese a todo lo anterior, aun no se ha demostrado

definitivamente que el plomo produce cáncer en seres humanos (ATSDR, Agencia para

Sustancias Tóxicas y Registro de Enfermedades, 2015).

El plomo es un compuesto singular en cuanto a su comportamiento toxicológico puesto

que no presenta umbral de acción. Por lo tanto la ATSDR no ha derivado un MRL para el

plomo, igualmente la US-EPA no ha desarrollado una dosis de referencia RfD. (U.S

Departament of health and human services; ATSDR, 2007)



Tunjuelo

El Comité Mixto FAO/OMS de Expertos en Aditivos Alimentarios (JECFA) estableció en

1999 una PTWI (ingesta semanal tolerable provisional) de 0.025 mg.Kg-1. Semana-1

(0.00357 mg.Kg-1.dia-1) como un valor de referencia de ingesta para un efecto adverso en

el neurodesarrollo en niños y la presión arterial sistólica en adultos (World Health

Organization, 2015). Actualmente fue retirado por las razones anteriormente expuestas,

sin embargo para el desarrollo del presente estudio y con el objeto de comparar valores,

se toma como dosis de referencia 0.00357 mg.Kg-1.dia-1.

Arsénico

El arsénico inorgánico es muy tóxico y la ingesta de grandes cantidades conduce a los

problemas gastrointestinales, trastornos graves de los sistemas cardiovascular y nervioso

central, y finalmente la muerte. La ingestión de arsénico inorgánico puede provocar la

enfermedad vascular periférica, que en su forma más extrema se puede presentar una

condición gangrenosa (enfermedad del pie negro, sólo en Taiwán). Las poblaciones

expuestas al arsénico a través del consumo de agua contaminada han aumentado la

mortalidad por cáncer de pulmón, vejiga y riñón (Järup, Berglund, Elinder, Nordberg, &

Vahter, 1998) (Järup, Hazards of heavy metal contamination, 2003).

La US-EPA ha derivado una dosis de referencia RfD oral crónica de 0.0003 mg.Kg-1.dia-1

a partir de estudios donde los datos muestran una incidencia de hiperpigmentación y

queratosis. Los estudios afirman que la incidencia aumenta con la dosis y que las

lesiones de la piel son el punto final más sensible. (United States Environmental


Así mismo ha establecido un factor de pendiente de riesgo de cáncer SF de 1.5 (mg. kg -

1. día-1)-1 sobre la base de pruebas suficientes a partir de datos humanos. Un aumento de

la mortalidad del cáncer de pulmón se observó en múltiples poblaciones humanas

expuestas principalmente a través de la inhalación. Además, el aumento de la mortalidad

por cánceres múltiples de órganos internos (hígado, riñón, pulmón y vejiga) y una mayor

incidencia de cáncer de piel se observaron en las poblaciones que consumen agua

Capítulo 3 101

potable de alta concentración en el arsénico inorgánico. (United States Environmental


Mercurio

La exposición aguda al mercurio inorgánico puede dar lugar a daños en los pulmones. La

intoxicación crónica se caracteriza por síntomas neurológicos y psicológicos, tales como

temblor, cambios en la personalidad, inquietud, ansiedad, trastornos del sueño y

depresión. El mercurio metálico puede causar daño renal, que es reversible después de

la exposición si ésta se ha detenido (Järup, Hazards of heavy metal contamination,

2003).

Aunque se sabe que la exposición al mercurio elemental y a compuestos que contienen

mercurio inorgánico causa diversos problemas de salud, no hay datos suficientes para

calcular la carga de morbilidad de estos efectos (Poulin & Gibb, 2008), la US-EPA y la

ATSDR actualmente no han establecido con una dosis de referencia por vía oral. Sin

embargo el Comité Mixto FAO/OMS de Expertos en Aditivos Alimentarios instauró una

PTWI para el mercurio en alimentos de 4 µg.Kg-1. Semana-1 (0.000571 mg.Kg-1.dia-1)

basado en estudios con efectos como cambios en el peso del riñón, daño en el túbulo

proximal y nefropatía progresiva (World Health Organization, 2015)

Cromo

Cr (III) en su forma biológicamente activa facilita la interacción de la insulina con su sitio

receptor, influye en la glucosa, proteínas y metabolismo de los lípidos. Por lo tanto, Cr

(III) es esencial para los animales y los seres humanos. La deficiencia de cromo puede

causar cambios en el metabolismo de la glucosa y los lípidos. Cr (VI) es

considerablemente más tóxico que el Cr (III), con efectos reportados que incluyen úlceras

orales, diarrea, dolor abdominal, indigestión, vómitos, leucocitosis, y la presencia de

neutrófilos inmaduros. Otros informes de efectos tóxicos en los humanos se limitan a los

informes de casos de intoxicaciones accidentales. La US-EPA establece una RfD oral de

0.003 mg.Kg-1.dia-1 (U.S. Environmental Protection Agency , 1998)



Tunjuelo

La información de los valores o dosis de referencia recopilados en la Evaluación de la

toxicidad, se resumen en la tabla 3-5.

Tabla 3-5 Dosis de referencia aplicada en el estudio.

Metal Valor de referencia Efecto adverso Fuente

Cd MRL = 0.0001 mg.Kg-1

.dia-1

Daño renal (ATSDR, Toxicological profile for cadmium, 2012)

Pb PTWI = 0.025 mg.Kg

-1. Semana

-1

(0.00357 mg.Kg

-1.dia

-1)

Neurodesarrollo en niños y la presión arterial sistólica en adultos

(World Health Organization, 2015)

As -RfD = 0.0003 mg.Kg

-1.dia

-1

-SF = 1.5 (mg. Kg

-1. día

-1)-1

-Hiperpigmentación y queratosis -Cáncer de piel

(United States Environmental Protection Agency, 2015)

Hg PTWI = 4 µg.Kg

-1.Semana

-1

(0.000571 mg.Kg-1

.dia-1

)

Cambios en el peso del riñón, daño en el túbulo proximal y nefropatía progresiva

(World Health Organization, 2015)

Cr (VI) RfD = 0.003 mg.Kg-1

.dia-1

No reportado (U.S. Environmental Protection Agency , 1998)

Caracterización del riesgo 3.2.4

En este paso se compararon las dosis de referencia con respecto a la ingesta diaria

utilizado la ecuación 2-3 inicialmente para efectos no cancerígenos, excepto para el caso

del arsénico, donde también se evaluó el riesgo de cáncer.

Efectos no cancerígenos

Resultados Caso1

Para el Caso 1, los valores resumidos en la figura 3-9 muestran que los cocientes de

peligro HQ son superiores a la unidad (HQ>1) para el cadmio, todas las hortalizas, a

excepción del rábano y repollo, presentaron valores que indican un riesgo de que se

presenten efectos adversos en la salud, daño renal según tabla 3-5.

Capítulo 3 103

Figura 3-9: Cociente de peligro HQ e índice de peligro HI (adimensional) para una

persona de sexo femenino y 80.2 años de exposición.



Tunjuelo

La acelga fue la hortaliza que más presentó valores por encima de 1, con más de un 50%

del total de combinaciones obtenidas por la simulación. Le siguen la lechuga y el apio.

Así mismo, el índice de peligro HI excede en todas las simulaciones la unidad (HI>1)

para cadmio. Lo que indica que para una exposición de por vida, y asumiendo el

consumo en la dieta diaria de cada una de las hortalizas evaluadas, la probabilidad de un

efecto adverso (daño renal) es bastante alta.

Un análisis más profundo se realiza para el cadmio, a partir de las funciones de

distribución obtenidas para cada hortaliza en la figura 3-10 donde en el eje X representa

HQ o HI según corresponda y el eje Y la probabilidad, de la cual se puede apreciar que

en el caso de la acelga, los resultados muestran que existe un 39.9 % de probabilidad de

presentarse valores con HQ > 1, el repollo un 5%, la lechuga un 22.6 %, calabacín con

5.2%, brócoli 4.1% y apio 10.4%. En cuanto a la distribución del riesgo agregado HI

(recuadro rojo), indica que hay un 0.1 % de probabilidad de que el valor sea inferior a 1,

es decir existe un 99 % de probabilidad de superar la unidad en el peor escenario.

Los demás metales estuvieron por debajo de la unidad, tanto en el cociente de peligro

(HQ<1) e índice de riesgo (HI<1). El arsénico fue el metal que presentó los valores más

altos de los índices, en lechuga, rábano y brócoli. Sin embargo aún en el peor escenario

HI no es superado en la unidad.

Capítulo 3 105


indice de peligro HI para cadmio. Caso 1



Tunjuelo

Resultados Caso 2

Al igual que en el Caso 1, los valores de cadmio en las hortalizas están por encima de la

unidad en el cociente de peligro HQ. Según los resultados reportados en la figura 3-11, la

exposición a Cd por la ingesta de las hortalizas estudiadas presenta riesgo para la

población del caso 2. La función de distribución del cociente de peligro HQ para cadmio

de la figura 3-12, muestran que nuevamente la acelga y la lechuga son las que presentan

mayor probabilidad de superar la unidad, con 35.3 % y 19.4 % respectivamente. El apio

presenta una probabilidad de 8.2%, calabacín 4.6%, brócoli 2.3 %, y repollo un 0.1 %. El

rábano fue la única hortaliza que no presentó probabilidad de presentarse un valor por

encima de la unidad, presenta un HQ = 0.477 en el percentil 95.

El índice de peligro HI para cadmio fue superado en la unidad para todos los valores, con

1.52 en el percentil 5.

Los otros metales no presentaron valores superiores a la unidad. Nuevamente el

arsénico es el metal con mayor valor de HQ comparado con el plomo y mercurio. Así

mismo en el riesgo agregado HI tampoco superan la unidad (HI<1)

Capítulo 3 107


masculino y 75.9 años de exposición.



Tunjuelo

Figura 3-12 : Funciones de distribucion de probabilidad del cociente de peligro HQ e indice de peligro HI para cadmio. Caso 2.

Capítulo 3 109

Resultados Caso 3.

Los resultados fueron muy similares a los del caso 1. Superando la unidad tanto para HQ

e índice de peligro HI para el cadmio. Ver anexo C.

La ingesta de acelga representa un 39.8 % de probabilidad que se supere la unidad del

cociente de peligro seguido de la lechuga con 23.6 %, apio con 10.1%, calabacín con

5.6%, brócoli 4.3%, y repollo 0.4%. Por lo tanto el peligro de que se presenten efectos

adversos en la salud por el consumo de las hortalizas es considerable especialmente

para la acelga y lechuga por exposición a cadmio.

El riesgo agregado HI en el peor escenario también supera la unidad, incrementando el

peligro, mostrando un 100 % de probabilidad en el que HI>1 en los datos calculados por

la simulación.

Los otros metales no superan la unidad, ni en el cociente de peligro HQ como en el

riesgo agregado HI.

Resultados Caso 4

Los resultados del caso 4 muestran la continuidad en el comportamiento de los

resultados obtenidos en anteriores casos. Nuevamente los cocientes de peligro

superaron la unidad para algunos resultados de las hortalizas evaluadas por exposición a

cadmio. La acelga presenta una probabilidad de 34.1% (Ver anexo C) de superar la

unidad y por lo tanto presentar un peligro de que se presenten efectos adversos, la

lechuga 19.1 %, el apio 8.1%, calabacín 4.4 %, brócoli 2.3 % y repollo 0.1%. El rábano

presentó un valor de 0.47 en el percentil 95.

El riesgo agregado HI por consumo de todas estas hortalizas en la dieta diaria, es de 1.5

en el percentil 5 y 5.4 en el percentil 95, indicando un 100% de probabilidad de superarse

la unidad y por lo tanto presenta peligro de un efecto adverso para cadmio.

El plomo, arsénico y mercurio, presentaron valores por debajo de uno, tanto en el

cociente de peligro como en el riesgo agregado HI.



Tunjuelo

Resultados Caso 5

Para el análisis de los datos tomados entre el 2008 y 2009 los cocientes de peligro HQ e

índice de peligro HI no superaron la unidad. Cabe aclarar que en este muestreo no se

midieron concentraciones de cadmio, en su defecto se midió el cromo (ver figura 3-13),

en ese mismo orden de ideas las muestras presentaron valores de mercurio y arsénico

por debajo del nivel de detección. Por lo tanto, de acuerdo a los datos analizados, no se

presentan peligros para que se presenten efectos adversos por el consumo de acelga,

lechuga y apio para una exposición de por vida.


femenino y 80.2 años de exposición. Caso 5

Capítulo 3 111

Resultados Caso 6

Al igual que el caso 5, los valores de HQ y HI no superaron la unidad (ver figura 3-14)

para ninguno de los metales evaluados. Lo que indica que, de acuerdo a los valores y

supuestos del estudio, el consumo de estas hortalizas (acelga, lechuga y apio) no

presenta peligro de efecto adverso para ningún metal.


masculino y 75.9 años de exposición. Caso 6



Tunjuelo

Efectos cancerígenos

Como se indicó anteriormente, las bases de datos consultadas establecieron un factor de

pendiente SF = 1.5 (mg. kg -1. día-1)-1 por vía oral únicamente para el arsénico, del total

de los metales evaluados.

El cálculo se realizó a partir de una ingesta diaria de todas las hortalizas reportadas en el

año 2000 con una duración de exposición de 70 años (Ecuación 2-11), como lo sugiere la

US-EPA. La figura 3-15 muestra función de probabilidad de Riesgo de cáncer para una

persona adulta de sexo femenino. Todos los parámetros de entrada fueron los mismos

utilizados en los cálculos de efectos no cancerígenos a excepción de la duración de la

exposición.


de sexo femenino.

Capítulo 3 113

La figura 3-15 indica que para el percentil 95 (5 % de probabilidad de ser excedido), el

riesgo de cáncer es de 0.0002, por lo tanto se interpreta que bajo estas condiciones

existe una probabilidad de que 20 individuos de 100.000 desarrollen cáncer (Uddh-

Söderberg, Gunnarsson, Hogmalm, Lindegård, & Augustsson, 2015). Así mismo para el

percentil 50 o media con un valor de 0.0001, es decir 10 individuos de 100.000 pueden

desarrollar cáncer con un 50% de probabilidad. Para el percentil 5 (95 % de probabilidad

de ser superado) el valor es de 0.00008, por consiguiente representa una probabilidad de

que 8 individuos en 100.000 desarrollen cáncer.

Con respecto a los resultados para una población adulta masculina (figura 3-16) se

observa que para el percentil 95 el valor corresponde a 0.00018, aproximado a 0.0002 lo

que corresponde a que 20 individuos de 100.000 desarrollen cáncer. El percentil 50 con

0.0001, y percentil 5 con 0.00007, es decir 10 individuos de 100.000 y 5 de 100.000 de

que desarrollen cáncer respectivamente.


de sexo masculino.

Los valores tolerables de la Organización Mundial de la Salud (OMS) se establecen en 1

de cada 100.000 (Vilanova, 2006). Por lo tanto de acuerdo a este criterio los resultados

no son tolerables.



Tunjuelo

Análisis de resultados 3.2.5

A la luz de los resultados obtenidos en la caracterización del riesgo, se pudo observar un

peligro de presentarse efectos adversos en la salud para cadmio. Comparando los

valores entre casos, se aprecia un mayor riesgo para las mujeres que los hombres.

Matemáticamente se puede explicar este comportamiento, puesto que el cálculo se

realiza con ecuaciones donde la duración de la exposición es directamente proporcional

al resultado. Para el caso 1 y caso 2, exposición de por vida, se ingresaron las

esperanzas de vida, 80.2 años en mujeres y 75.9 años en hombres. El otro parámetro

que influye en los resultados es el peso corporal, el cual es inversamente proporcional a

la ingesta y por lo tanto a los índices de peligro. Para las mujeres el peso promedio con

el que se realizó la simulación fue de 62.4 Kg y para los hombres 70.01 Kg.

Confrontando los resultados del índice de peligro HI el caso 1 y el caso 2 (tabla 3-6) se

observa que el percentil 95 es mayor para las mujeres en todos los metales. El cadmio es

el único que supera la unidad, con 6.17 para las mujeres y 5.46 para los hombres, lo que,

de acuerdo a las suposiciones y criterios establecidas en este estudio, representa un

peligro de presentarse un efecto adverso en la salud, es decir daño renal. En cuanto al

arsénico, si bien no supera la unidad, se observan valores máximos de 0.81 en mujeres y

0.75 en hombres, valores no muy alejados de 1 y que podrían ser motivo de

preocupación.

Tabla 3-6 Comparación del índice de peligro HI para el caso 1 y caso 2

Mujeres (Caso 1) Hombres (Caso 2)

Metal Cd As Pb Hg Cd As Pb Hg

Mín 0.84 0.10 0.02 0.03 0.75 0.10 0.02 0.02

Media 3.47 0.30 0.08 0.08 3.09 0.27 0.07 0.07

Máx 12.61 0.81 0.40 0.24 10.56 0.75 0.30 0.25

5% 1.70 0.18 0.04 0.04 1.52 0.16 0.03 0.04

95% 6.17 0.47 0.15 0.13 5.46 0.42 0.13 0.11

Capítulo 3 115

Resultados muy similares se obtienen en los casos 3 y 4 (ver tabla 3-7) donde HI es

superior para las mujeres que los hombres, a pesar de ambos casos se tomaron con una

duración de 15 años, pero la variable del peso corporal no cambia.


Mujeres (Caso 3) Hombres (Caso 4)

Metal Cd As Pb Hg Cd As Pb Hg

Mín 0.93 0.10 0.01 0.03 0.65 0.10 0.02 0.02

Media 3.48 0.30 0.08 0.08 3.08 0.27 0.07 0.07

Máx 12.39 0.84 0.32 0.28 11.57 0.87 0.27 0.28

5% 1.71 0.18 0.04 0.04 1.53 0.16 0.03 0.04

95% 6.19 0.47 0.15 0.12 5.49 0.41 0.13 0.11

Estos resultados reflejan que la duración de la exposición es poco sensible en el modelo

de simulación.

Los resultados del HI para los casos 5 y 6 (Tabla 3-8) no indicaron un peligro de

presentarse efecto adverso. Sin embargo, este cálculo se realiza a partir de datos

tomados entre el año 2008 y 2009 donde el número de muestras fue significativamente

menor al estudio anterior. Otro aspecto importante es que en el estudio del 2008 y 2009

no se hicieron mediciones de cadmio, que ha sido el contaminante que representa mayor

peligro en las hortalizas.


Mujeres Hombres

Metal Cr Pb Cr Pb

Mín 0.00 0.02 0.00 0.02

Media 0.01 0.06 0.01 0.06

Máx 0.03 0.15 0.03 0.13

5% 0.00 0.04 0.00 0.03

95% 0.02 0.10 0.02 0.09

Para los resultados de efectos cancerígenos, por exposición por vía oral al arsénico, se

consigan en la tabla 3-9.



Tunjuelo

Tabla 3-9 Riesgo de cáncer por exposición a Arsénico en las hortalizas

Mujer Hombre

Mín 4.53024 x10-5 4.20351 x10

-5

Media 0.000137257 0.00012191

Máx 0.000405693 0.000401723

5% 8.2977 x10-5 7.3666 x10-

5

95% 0.00021282 0.000187115

Estos valores fueron similares, el percentil 95 en ambos casos, y como se explicó en la

caracterización del riesgo, representan un riesgo de que se presenten riesgo de cáncer

de piel en 20 individuos por cada 100.000. Valores que a criterio de la OMS no son

tolerables. (Vilanova, 2006) (Augustsson, Uddh-Söderberg, Hogmalm, & Filipsson, 2015)

Por lo tanto es recomendable realizar un estudio a mayor profundidad y con valores

actuales, se aclara que éste es un estudio diagnostico que permite atenuar las

principales fuentes de contaminación y vías de exposición para ir depurando futuras

metodologías y estudios en la zona referentes a evaluar aspectos en salud por

exposición a metales pesados en hortalizas.

Presentación de la incertidumbre 3.2.6

Pese a que el cálculo probabilístico con simulaciones de Monte-Carlo tiene como

objetivo cuantificar las incertidumbres generadas por la combinación y aleatoriedad de

los parámetros utilizados en las ecuaciones, en el desarrollo de la evaluación de riesgos

se realizaron suposiciones y aplicaron criterios que, combinados pueden llegar contribuir

al aumento de la incertidumbre. Suposiciones ambientales tales como la prevalencia de

las concentraciones durante los periodos analizados, excluir contaminantes que

posiblemente también están en la zona y rutas de exposición, de comportamiento al

asumir el consumo de hortalizas combinado para el cálculo del índice de peligro y Riesgo

de cáncer entre otros. Por lo tanto a continuación en la tabla 3-10 se presentan las

posibles fuentes de incertidumbre y las acciones para reducirlas.

Capítulo 3 117

Es importante destacar que solamente se evaluó el riesgo para una población adulta y

por sexo. Las metodologías recomiendan trabajar con poblaciones sensibles (niños o

adultos mayores) pero la información clave de estos grupos no estuvo disponible como la

ingesta de hortalizas. En lo posible, se trató de evitar al máximo suposiciones y

extrapolaciones de datos.

Tabla 3-10 Fuentes de incertidumbre en las etapas de la evaluación de riesgos

Fase Fuentes de Incertidumbre Acciones para reducir la

incertidumbre

Identificación de

las vías de exposición

Información de concentraciones de metales pesados y selección

Se trabajó con información oficial del estudio adelantado por la Alcaldía de Bogotá, que bajo el criterio de sus expertos, se seleccionaron dichos contaminantes como los de mayor importancia. Los valores de las concentraciones fueron estimados en los laboratorios de dicha entidad (Secretaría de Salud)

Cálculo de la ingesta

Variabilidad en datos del peso corporal, patrones de consumo de hortalizas, y duración de la exposición.

Los parámetros del cálculo fueron obtenidos de información oficial y otros estudios publicados por universidades en bibliografía indexada, por lo tanto dichos valores suponen una revisión de la calidad de los datos. En el cálculo se aplicaron simulaciones de Monte –Carlo para generar 10.000 iteraciones o posibles combinaciones de los parámetros. Para ello se usaron los valores estadísticos reportados en los estudios como el promedio y la desviación estándar y software especializado @RISK® 7.0

Evaluación de la toxicidad

Identificación de efectos adversos que pueden estar subestimados o sobreestimados

La información se obtuvo de bases de datos destinadas para tal fin, IRIS (EPA), Perfiles toxicológicos (ATSDR) y Organización Mundial de la Salud. Dichas fuentes reportan valores numéricos que han demostrado, bajo el criterio de estas agencias, representan algún peligro de presentar efectos adversos.

Caracterización del riesgo

Identificación de peligros asociados a la exposición por el consumo de hortalizas. En esta etapa se realizaron supuestos como la ingesta combinada de las hortalizas para el cálculo de HI

Se caracterizó el riesgo de acuerdo al criterio de la EPA. HQ>1 o HI >1 representan peligro. Valores por debajo de 1 no representan peligro. Así mismo se cuantificaron los riesgos con simulaciones de Monte-Carlo a partir de la distribución probabilística de la ingesta.

Conclusiones y recomendaciones 4

4.1 Conclusiones

La aplicación de la metodología desarrollada por la US-EPA de evaluación de riesgo en

la salud humana tiene la facilidad de permitir emplear datos de mediciones indirectas y

pasadas. Si bien esta situación implica un aumento de la incertidumbre, el utilizarla

permite llegar a un diagnóstico sustentado en datos oficiales y conceptos de salud y

toxicología provenientes de fuentes de información reconocidas.

Los resultados obtenidos de riesgos en la salud aplicando las simulaciones de Monte-

Carlo reflejaron que los niveles de concentración de metales pesados cadmio, arsénico,

plomo y mercurio en hortalizas reportados en el año 2000 en la localidad de Bosa,

representaron riesgo de presentarse efectos no cancerígenos únicamente para el

cadmio, mostrando valores HQ> 1 en casi todas las hortalizas.

La acelga fue la hortaliza o ruta que mayor probabilidad presentó de superar la unidad

en el cociente de peligro HQ >1, con valores entre el 39.9 % y 34.1 %, seguido de la

lechuga (23.6% y 19.1 %) y el apio (10.4 % y 8.1 %).

Así mismo el riesgo agregado o índice de peligro HI por ingesta de todas las hortalizas

superó la unidad HI> 1 en un 100% en los casos estudiados. Por lo tanto, de prevalecer

la exposición a estos niveles de contaminación, se presenta riesgo de efecto adverso por

exposición a cadmio en hortalizas, es decir daño renal, basado en la dosis de referencia

asumida en el estudio y duraciones de exposición de 15 años y toda la vida para

hombres y mujeres adultos.

El riesgo de cáncer de piel por exposición a arsénico, de acuerdo a los resultados

obtenidos por esta investigación superó los valores permisibles de la OMS (1:100.000).



Tunjuelo

Los resultados de riesgo a partir de las concentraciones del estudio posterior, realizado

entre los años 2008 y 2009, no presentaron peligro de efecto adverso, recalcando que

dichos valores presentan las limitaciones ya expuestas en el documento.

4.2 Recomendaciones

Esta investigación deja entrever la poca priorización y articulación de los estudios de

seguimiento a la problemática correspondiente a la exposición de la población a los

alimentos cultivados en la zona de Bosa que contienen metales pesados por parte de las

autoridades responsables, para la lo cual, a la luz de estos resultados, se invitan a

estudiar más fondo el sitio priorizando en contaminantes como el cadmio y arsénico.

Así mismo, es necesario revisar las acciones que las autoridades desarrollan para el

control de calidad de los alimentos (hortalizas) que consume la población, puesto que

para llevar a cabo esta investigación fue necesario comparar valores de normas de otros

países al no ser evidente una normatividad local ni el cumplimiento de las que existen.

121

A. Anexo: Concentraciones de metales pesados en hortalizas y aguas de riego.

Concentraciones de As, Pb, Cd, Hg en hortalizas año 2000

HORTALIZA VALOR ARSÉNICO

mg kg-1

PLOMO mg kg

-1

CADMIO mg kg

-1

MERCURIO mg kg

-1

ACELGA n=38

Media 0.04651 0.18460 0.26802 0.02055

sd 0.03327 0.14790 0.18463 0.01173

Max 0.20266 0.67000 0.75000 0.05100

Min 0.00454 0.04100 0.03900 0.00651

APIO n= 14

Media 0.02816 0.17515 0.12594 0.01230

sd 0.01210 0.19078 0.13562 0.00755

Max 0.05130 0.59730 0.53220 0.03000

Min 0.01000 0.02800 0.00420 0.00330

BRÓCOLI n=28

Media 0.02469 0.07293 0.06376 0.01953

sd 0.01317 0.07135 0.03534 0.01623

Max 0.05800 0.25980 0.18350 0.07060

Min 0.00820 0.01700 0.00008 0.00580

CALABACIN n=5

Media 0.01860 0.03240 0.18140 0.01652

sd 0.00702 0.00586 0.30196 0.01625

Max 0.02900 0.03800 0.72000 0.03900

Min 0.01000 0.02500 0.02900 0.00230

CEBOLLA PUERRO n=5

Media 0.01691 0.13280 0.03286 0.01739

sd 0.00943 0.14389 0.02312 0.01589

Max 0.03140 0.38750 0.06250 0.04410

Min 0.00497 0.04950 0.01520 0.00411

LECHUGA n=17

Media 0.04869 0.25614 0.28225 0.02020

sd 0.03982 0.26073 0.24891 0.01538

Max 0.14480 0.92200 0.98030 0.05380

Min 0.00390 0.02350 0.02300 0.00690

PEREJIL n=3

Media 0.01910 0.15097 0.08357 0.01419

sd 0.00946 0.08956 0.01898 0.00590

Max 0.03000 0.25190 0.10370 0.02100

Min 0.01300 0.08100 0.06600 0.01056

RÁBANO n= 8

Media 0.03690 0.08440 0.05914 0.01033

sd 0.01773 0.06627 0.02955 0.00393

Max 0.06440 0.21550 0.09000 0.01800

Min 0.00940 0.02800 0.01800 0.00420

REPOLLO n= 5

Media 0.02347 0.05818 0.10674 0.01761

sd 0.00366 0.03003 0.06543 0.00779

Max 0.02800 0.11000 0.20000 0.02900

Min 0.01895 0.03740 0.02850 0.00740

TALLOS n= 10

Media 0.02109 0.12124 0.09794 0.01251

sd 0.01166 0.09220 0.03933 0.00699

Max 0.05000 0.29000 0.17000 0.02800

Min 0.00643 0.02100 0.02900 0.00508



Tunjuelo

Continuación Concentraciones de As, Pb, Cd, Hg en hortalizas año 2000

HORTALIZA VALOR ARSÉNICO

mg kg-1

PLOMO mg kg

-1

CADMIO mg kg

-1

MERCURIO mg kg

-1

ALVERJA n=2

Media 0.00780 0.01250 0.02850 0.00330

sd 0.00085 0.00354 0.01626 0.00283

Max 0.00840 0.01500 0.04000 0.00530

Min 0.00720 0.01000 0.01700 0.00130

CEBOLLA CABEZONA n=1

Media 0.04230 0.08340 0.04190 0.00980

sd NA NA NA NA

Max 0.04230 0.08340 0.04190 0.00980

Min 0.04230 0.08340 0.04190 0.00980

CILANTRO n=1

Media 0.02260 0.11810 0.23550 0.00731

sd NA NA NA NA

Max 0.02260 0.11810 0.23550 0.00731

Min 0.02260 0.11810 0.23550 0.00731

COLINABO n=1

Media 0.02500 0.02200 0.04100 0.00900

sd NA NA NA NA

Max 0.02500 0.02200 0.04100 0.00900

Min 0.02500 0.02200 0.04100 0.00900

PAPA n= 1

Media 0.01000 0.01600 0.04800 0.00320

sd NA NA NA NA

Max 0.01000 0.01600 0.04800 0.00320

Min 0.01000 0.01600 0.04800 0.00320

Concentraciones de As, Pb, Cr, Hg en hortalizas años 2008-2009

Predio Producto PLOMO (mg/kg)

MERCURIO (mg/kg)

CROMO (mg/kg)

ARSÉNICO (mg/kg)

FINCA LA SOLEDAD VEREDA SAN BERNARDINO TALLOS 0.08450 ND 0.13070 ND

CRR 100 CALL84 SUR TALLOS 0.19940 ND 0.00960 ND

TRANSV 101 N 83 23 SUR TALLOS 0.32420 ND 0.00900 ND

CALLE 83 SUR N 85 01 LECHUGA ND ND ND ND

CALLE 78 SUR N 87J 43 INT 1 LECHUGA 0.15033 ND 0.00475 ND

CRR83 N 85 74 SUR RÁBANO ND ND ND ND

CRR 87B N 82 11 APIO 0.20700 ND 0.08730 ND

CALLE 78 SUR 87J 43 INT 1 ACELGA 0.26000 ND 0.00300 ND

CRR 80J N 70-16SUR CILANTRO 0.10033 ND 0.00833 ND

VEREDA SAN BERNARDINO CILANTRO 0.12300 ND 0.06400 ND

123

Concentraciones de metales pesados en agua del estudio del año 2000

PROCEDENCIA *

1 3 4 5 Total

METAL n 57 7 4 3 71

ARSÉNICO (mg L-1)

Media 0.00486 0.00699 0.00135 0.00448 0.00486

sd 0.00488 0.00361 0.00133 0.00364 0.00466

Max 0.02500 0.01140 0.00330 0.00800 0.02500

Min 0.00021 0.00077 0.00034 0.00073 0.00021

PLOMO (mg L-1)

Media 0.01843 0.01697 0.01430 0.01229 0.01779

sd 0.01869 0.01096 0.01109 0.00312 0.01725

Max 0.08640 0.03210 0.03000 0.01500 0.08640

Min 0.00141 0.00749 0.00420 0.00888 0.00141

CROMO (mg L-1)

Media 0.08899 0.12551 0.14275 0.03533 0.09335

sd 0.12295 0.13293 0.13977 0.02108 0.12190

Max 0.56000 0.31860 0.30000 0.05300 0.56000

Min 0.00360 0.01580 0.01100 0.01200 0.00360

MERCURIO (mg L-1)

Media 0.00328 0.00284 0.00160 0.00210 0.00310

sd 0.00189 0.00069 NA NA 0.00170

Max 0.00995 0.00344 0.00160 0.00210 0.00995

Min 0.00211 0.00185 0.00160 0.00210 0.00160

*1: Vallado de aguas sanitarias y lluvias 2: Vallado de aguas lluvias 3: Vallado de agua sanitaria, lluvias y río

Tunjuelito 4: Agua del río Tunjuelito 5: Agua de pozo



Tunjuelo

B. Anexo: Distribuciones de probabilidad de las concentraciones de metales pesados en hortalizas.

Hortaliza Distribución

Arsénico

Acelga

Repollo

Rábano

Calabacín

125

Lechuga


Brócoli

Apio

Cadmio

Acelga



Tunjuelo

Repollo


Rábano

Lechuga

Calabacín

127

Brócoli

Distribución de probabilidades de las concentraciones de As, Cd, Pb y Hg en hortalizas.


Apio

Plomo

Acelga



Tunjuelo

Repollo

Rábano



Lechuga

Calabacín

129

Brócoli

Apio



Mercurio

Acelga



Tunjuelo

Repollo

Rábano

Lechuga



Calabacín

131

Brócoli

Apio



Tunjuelo

C. Anexo: Cociente de peligro HQ e índice de riesgo HI

HQ y HI para una persona de sexo femenino y 15 años de exposición. Caso 3

133

Funciones de distribucion de probabilidad del cociente de peligro HQ e indice de peligro

HI para cadmio. Caso 3.



Tunjuelo

Cociente de peligro HQ e índice de peligro HI para una persona de sexo masculino y 15

años de exposición. Caso 4.

135

Funciones de distribucion de probabilidad del cociente de peligro HQ e indice de peligro

HI para cadmio. Caso 4.



Tunjuelo

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