OPS/CEPIS/PUB/01.66

CENTRO PANAMERICANO DE INGENIERÍA SANITARIAY CIENCIAS DEL AMBIENTE

(CEPIS)

MANUAL DE EVALUACIÓN Y MANEJO DE SUSTANCIAS TÓXICASEN AGUAS SUPERFICIALES

SECCIÓN 2

EVALUACIÓN Y MANEJO DEL RIESGO

Diciembre l988(Versión revisada, marzo 1990)

(Versión Actualizada, enero 2001)

Dr. Roy HickmanHealth and Welfare Canada

Dr. Robert V. Thomann,Manhattan College

Estados Unidos

Anexo 2.I preparado por:Dr. D. Murdoch

Health and Welfare Canada

Organización Panamericana de la Salud (OPS) - División de Salud y AmbienteOficina Regional de la Organización Mundial de la Salud (OMS)

Se agradece la colaboración de:

Dr. Peter ToftHealth and Welfare Canada

Ing. Henry J. SalasCoordinador del Proyecto, CEPIS

Ing. José E. LobosProfesional Joven Residente, CEPISINCYTH, Argentina

Ing. Enrique OrtízProfesional Joven Residente, CEPISSEDUE, México

Dra. Paloma MartinoOficial Profesional Asociado, CEPISEspaña

así como el apoyo de:

Sra. Sonia Queija de VictorioSecretaria, CEPIS

Sr. Luis Torres AlacheDibujante

ÍNDICE

Página

2.1 Introducción ................................................................................................................. 1

2.2 El concepto del riesgo .................................................................................................. 1

2.3 Identificación del peligro debido a sustancias químicas contaminantes en el agua .................................................................................................................... 6

2.4 Establecimiento de la relación entre la dosis y el efecto ............................................. 72.4.1 Estudios de toxicidad animal .................................................................................. 8

2.4.1.1 Toxicidad aguda ............................................................................................. 82.4.1.2 Toxicidad subcrónica ...................................................................................... 82.4.1.3 Toxicidad crónica ........................................................................................... 92.4.1.4 Estudios metabólicos y farmacocinéticos ......................................................... 102.4.1.5 Toxicidad de las fases de reproducción y de desarrollo ...................................... 102.4.1.6 Efectos genéticos .......................................................................................... 10

2.4.2 Observaciones en seres humanos .......................................................................... 112.4.2.1 Dosis-respuesta ............................................................................................. 12

2.5 Estimación del riesgo en seres humanos ..................................................................... 132.5.1 Ingestión diaria aceptable ....................................................................................... 13

2.5.1.1 Factores de incertidumbre (factores de seguridad) ............................................ 132.5.2 Extrapolación a baja dosis ..................................................................................... 14

2.5.2.1 "Riesgo aceptable" ......................................................................................... 222.5.2.2 El empleo de los límites de confianza .............................................................. 24

2.5.3 Evaluación de la exposición ................................................................................... 24

2.6 El riesgo en los ecosistemas acuaticos ........................................................................ 252.6.1 Efectos agudos ..................................................................................................... 252.6.2 Efectos crónicos ................................................................................................... 252.6.3 Criterios para unidades de toxicidad ........................................................................ 26

2.7 El riesgo dentro de un contexto comparativo .............................................................. 262.7.1 Riesgos elevados: comparación con los niveles de base .......................................... 272.7.2 Riesgos balanceados: comparación de alternativas ................................................. 272.7.3 Riesgos comparativos: análisis de otros riesgos ..................................................... 272.7.4 Riesgo-beneficio ................................................................................................... 30

2.8 Manejo del riesgo ........................................................................................................ 302.8.1 Manejo integral del riesgo ...................................................................................... 33

2.9 El mundo de sustancias químicas ................................................................................ 33

Bibliografía ......................................................................................................................... 36

Figuras

Figura 2.1 Una comparación de modelos para evaluación y manejo del riesgo .................... 2Figura 2.2 Un modelo para la evaluación y manejo del riesgo (Krewski) .............................. 3Figura 2.3 Un modelo para la evaluación y manejo del riesgo (OMS) .................................. 4Figura 2.4 Componentes del riesgo a la salud .................................................................. 5Figura 2.5 Resultados de un ensayo ............................................................................... 15Figura 2.6 Curva de dosis-respuesta ................................................................................ 15Figura 2.7 Estimación de la dosis virtualmente segura "d*" ................................................ 17Figura 2.8 Linealidad, sub-linealidad y supra-linealidad a dosis bajas ................................. 18Figura 2.9 Relación para cálculo de criterio de calidad de agua para consumo humano ........ 21Figura 2.10 Diferentes maneras de comparar el riesgo ........................................................ 28Figura 2.11 Interdependencia de los estándares de calidad de agua ..................................... 34Figura 2.12 Factibilidad para llevar a cabo evaluaciones del peligro

a la salud de sustancias en siete categorías del universo seleccionado .............. 35

Tablas

Tabla 2.1 Ejemplos del modelo, monitoreo y técnicas de pruebautilizadas para estimar los riesgos ambientales y a la salud humana .................. 7

Tabla 2.2 Algunos tipos de estudios de toxicidad ............................................................ 9Tabla 2.3 Factores de incertidumbre .............................................................................. 14Tabla 2.4 Factores de percepción pública del riesgo ........................................................ 23Tabla 2.5 Probabilidades comparativas de muerte por diferentes actividades ...................... 29Tabla 2.6 Riesgo de muerte de uno en un millón ............................................................. 30Tabla 2.7 Algunas opciones de manejo de riesgo usadas frecuentemente en situaciones de contaminación de aguas superficiales ................................... 32

Anexos

Anexo 2.I Un ejemplo de los cálculos de la evaluación del riesgo ...................................... 39

Anexo 2.II Criterios de calidad del agua ........................................................................... 43

Tabla 2.A.II.1 Vida acuática de agua dulce ........................................................................... 44Tabla 2.A.II.2 Vida acuática de agua dulce ........................................................................... 46Tabla 2.A.II.3 Salud humana ............................................................................................... 47Tabla 2.A.II.4 Algunas concentraciones máximas permitidas en

pescado ("límites de acción") .......................................................................... 49Tabla 2.A.II.5 Criterios de la organización mundial de la salud

para la calidad del agua de abastecimiento ...................................................... 50Tabla 2.A.II.6 Constituyentes orgánicos de importancia para la salud ..................................... 51Tabla 2.A.II.7 Calidad estética ............................................................................................. 52Tabla 2.A.II.8 Guías de calidad del agua potable en Canadá - salud humana .......................... 53Tabla 2.A.II.9 Criterios para la vida acuática de agua dulce (resumen) ..................................... 55Tabla 2.A.II.10 Criterios de calidad del agua de irrigación ......................................................... 62Tabla 2.A.II.11 Resumen de las guías de calidad de agua de bebida para ganado ...................... 64Tabla 2.A.II.12 Objetivos de calidad de agua para los grandes lagos bajo el acuerdo de 1978 de calidad del agua de Canadá/Grandes Lagos de Estados Unidos

(incluyendo las últimas correcciones y adicionales) ......................................... 66

2.1 Introducción

El objetivo general del Programa Regional de Manejo y Control de Sustancias Tóxicas en AguasSuperficiales es el de proporcionar una base sólida y racional para el desarrollo de una política públicarelacionada con la prevención y el control de actividades contaminantes. En un principio, sin embargo, sedebe reconocer que todas las descargas de sustancias químicas en aguas superficiales no creannecesariamente "problemas"; ni que tampoco todos los problemas de contaminación de aguas superficialesson iguales en términos de su impacto potencial sobre la salud humana, calidad ambiental o capacidadpara causar daño material. En esta sección se dará a conocer un breve resumen de algunos de losmétodos con los cuales los riesgos de este tipo pueden ser analizados y sus prioridades relativasestablecidas, de forma de contribuir al desarrollo de una política que armonice los múltiples interesespúblicos.

2.2 El concepto del riesgo

El concepto del riesgo implica la probabilidad de un efecto adverso sobre la salud humana, el medioambiente y/o la propiedad así como el grado de peligro que está involucrado.

A fin de reducir los riesgos asociados con la contaminación del agua de una manera racional, elanálisis del riesgo debe llevarse a cabo de forma que se entienda la naturaleza y magnitud de lasconsecuencias no deseadas y negativas de la contaminación en la salud humana, en la calidad del medioambiente y en la propiedad.

El análisis del riesgo incluye una serie de pasos que se resumen en la Figura 2.1 para variasmetodologías disponibles. Los detalles de los modelos adoptados por el "Health and Welfare" de Canadá ypor la Organización Mundial de la Salud se presentan en las Figuras 2.2 y 2.3, respectivamente. Desde elpunto de vista de la salud pública, el riesgo asociado con un contaminante ambiental depende del tipo depeligro presente y de la probabilidad de su ocurrencia (Figura 2.4). Los peligros pueden describirse entérminos del efecto adverso que inducen sobre la salud. Tales efectos son a su vez caracterizados por sunaturaleza, severidad, tiempo de inicio y grado de reversibilidad.

Raramente las decisiones acerca del control del riesgo están estructuradas de una manera simple. Ellas son tomadas por gran variedad de personas, cada una con su punto de vista del problema y juzgandolos riesgos desde una perspectiva diferente. Como ha expresado la Sociedad Real del Reino Unido: "lagente usualmente toma decisiones en base a lo que le parece que es correcto" (The Royal Society, 1983). Aunque las filosofías y procedimientos utilizados no son nuevos, "la evaluación del riesgo" ha surgido enaños recientes como un procedimiento más formalizado para ganar mayor aceptación y entendimiento delas decisiones tomadas, ya sea en términos del riesgo para los individuos, o en términos de los riesgostotales tomados dentro de un contexto nacional más amplio.

Uno de los adelantos más significativos de años recientes ha sido el delimitar la amplia diferenciaentre evaluación del riesgo y manejo del mismo. Evaluación del riesgo involucra el establecimiento delriesgo general en relación a la identificación de los peligros que entraña, estimación del riesgo yconsideración de factores tales como aceptabilidad del mismo, percepción del riesgo por el público,impactos socioeconómicos, beneficios y factibilidad técnica para evaluarlo. Esto conduce a la decisión desi un riesgo debe o no ser controlado en función del interés público y, si debe serlo, hasta qué grado debellegar tal control. El manejo del riesgo, por otro lado, incluye el paso siguiente, o sea, la selección eimplementación de una estrategia para controlarlo. Asimismo, incluye consideraciones para comprometerlos recursos, a fin de implementar programas, y la selección de las opciones de costo-beneficio másadecuadas entre las estrategias alternativas que puedan existir. También incluye el desarrollo deestrategias apropiadas de comunicación con las partes afectadas, y el inicio de actividades de seguimientopara monitorear la efectividad de las medidas tomadas (por ejemplo, monitoreo ambiental, epidemiologíaprospectiva, análisis de nueva información sobre riesgo a la salud), así como los esfuerzos para asegurar elcumplimiento de las decisiones y estrategias de manejo.

2

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

3

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

4

5

6

2.3 Identificación del peligro debido a sustancias químicas contaminantes en el agua

Las sustancias químicas pueden, y de hecho lo hacen, llegar al medio ambiente acuático pormuchas vías. Estas incluyen efluentes industriales, descargas de plantas de tratamiento de aguasresiduales (industriales y municipales), escorrentía superficial directa, lixiviado de suelos, desechos deindustria minera - como resultado de erosión - y deposición directa desde la atmósfera.

Muchas de estas sustancias químicas y sus productos de degradación son tóxicas, aún cuandose encuentran presentes a nivel de trazas. La estimación del riesgo está relacionada con la recopilación deinformación sobre:

1. La naturaleza y extensión de la fuente;2. La cadena de eventos, rutas y procesos que conectan las causas con los efectos; y3. La relación entre las características del impacto (dosis) y los tipos de respuesta (efectos).

Debe hacerse una distinción muy clara entre el "efecto", siendo esta la reacción biológica en sí, yla "respuesta", que se refiere al número de personas que reaccionan con un efecto específico.

Las evaluaciones del riesgo, por su naturaleza, son raramente precisas, debido a lasincertidumbres inherentes a la información en la que se basan. Por lo tanto, es importante recolectar tantainformación como sea posible antes de comenzar el análisis de los peligros potenciales y susconsecuencias. La estimación del riesgo es un proceso caro y los errores iniciales en el diseño de losprogramas de monitoreo o sondeo son costosos, consumen tiempo, y pueden conducir a la obtención deinformación que todavía resulte inadecuada a los efectos de la evaluación adecuada del riesgo. Algunas delas consideraciones básicas que por sí mismas conducirán a la selección de un esquema racional yapropiado para las investigaciones son:

1. ¿Qué se sabe, o sospecha, acerca de causa y efecto?2. ¿Cómo está distribuido el problema en forma geográfica? (altamente localizado, regional, nacional,

asociado con áreas urbanas, actividades industriales, etc.)3. ¿La preocupación es por efectos inmediatos o de largo plazo? ¿Cuánto tiempo hay disponible para

evaluar el riesgo?4. ¿Son los efectos reversibles o irreversibles?5. ¿Es probable que los subgrupos de población estén sometidos a riesgos mayores que los

normales? Si es así, ¿Cuáles son sus características demográficas, etc.?

Mediante la especificación del problema en términos de preguntas tales como éstas, el funcionarioque deberá tomar la decisión podrá lograr algunos estimados de la magnitud de la tarea, dónde comenzar,y cuánto tiempo hay disponible (Whyte y Burton, 1980). Las respuestas ayudarán a la selección detécnicas apropiadas de monitoreo o prueba, así como a la provisión de un modelo rudimentario sobre quées lo que está sucediendo. Estas deberán definirse en términos de:

1. Los métodos principales a ser empleados (monitoreo, prueba, modelado); y2. El foco de atención (sistemas acuáticos ecológicos, procesos ambientales, biología humana y

comportamiento).

La tabla 2.1 da ejemplos de las técnicas disponibles de acuerdo con las aproximacionesprincipales. Basados en los resultados obtenidos en estudios similares a éstos, es posible hacerinferencias significativas acerca del grado de riesgo sobre la salud del ser humano y sobre los receptoresno humanos en el medio ambiente.

7

2.4 Establecimiento de la relación entre la dosis y el efecto

La información necesaria sobre las propiedades tóxicas de las sustancias químicas para laevaluación de efectos sobre la salud humana se puede obtener de los siguientes tipos de investigaciones:

1. Estudios con animales2. Investigaciones epidemiológicas controladas3. Estudios clínicos o reportes de casos de seres humanos expuestos

Tabla 2.1 Ejemplos del modelo, monitoreo y técnicas de prueba utilizadaspara estimar los riesgos ambientales y a la salud humana

Aproximación Técnica Medio Ambiente Biología y Comportamiento humano

Modelo Anál. de eventos Modelos hidrológicos Modelos demográficosAnál. de defectos y epidemiológicosAnál. de los procesos Intercambio agua- Modelos de comportamientoen corrientes de agua sedimento metabólico

Infiltración enagua subterráneaErosión y sedimentaciónModelos de líquidosoleosos inmisiblesModelos de cadenaalimenticia

Monitoreo y Monitoreo de Monitoreo de calidad Mortalidad y morbilidad Vigilancia efluentes de agua Investigaciones

Inventarios de Vigilancia de agua epidemiológicasprocesos industriales de bebida

Monitoreo de alimentosacuáticos

Sondeo y Características Pruebas de toxicidad Pruebas de toxicida aguda yprueba fisicoquímicas de biológica crónica en mamíferos

los productos y Pruebas de sondeo Mutagenicidadsubproductos para persistencia, Teratogenicidad

productos de Carcinogenicidadtransformación, Neurofisiologíaetc. Evaluaciones clínicas

8

También se puede encontrar información adicional de estudios experimentales en sistemasdistintos a aquellos que emplean la totalidad del animal (por ejemplo, en cultivos de bacterias, en células ytejidos aislados, y en especies animales no mamíferas) o mediante el análisis de las relaciones entre lasestructuras moleculares y las propiedades biológicas en series químicas homólogas, por ejemplo. Sinembargo, aunque los resultados de dichos estudios proveen una información adicional muy útil, seconsidera que los mismos son de una utilidad limitada como indicadores primarios de toxicidad en el serhumano y no se han considerado en esta sección en detalle.

2.4.1 Estudios de toxicidad animal

La estimación del riesgo frecuentemente incluye el uso de datos derivados de estudios de toxicidaden animales de laboratorio. Tales estudios, de los cuales existen diferentes tipos específicamentediseñados para dilucidar distintas clases de información acerca de toxicidad (véase la tabla 2.2), puedenser de gran utilidad en la comprensión de la naturaleza de los efectos inducidos por la sustancia de prueba. Sin embargo, existen dificultades para intepretar los resultados de estos estudios, incluyendo laextrapolación al hombre de aquellos obtenidos en animales, y también de los resultados de los animalesque están expuestos a niveles de dosificación relativamente altos para predecir los efectos probables de laexposición a dosis mucho más bajas debido a fuentes ambientales.

En los siguientes párrafos se revisan brevemente algunos procedimientos de las pruebas detoxicidad comúnmente usadas haciendo una referencia particular a su interpretación para la estimación delriesgo. Para una descripción más detallada de los métodos toxicológicos el lector puede referirse a otrasfuentes (Paget y Thomson, 1979a, 1979b; Gart et al., 1986; World Health Organization, 1978).

2.4.1.1 Toxicidad aguda

Los resultados de estudios de toxicidad aguda en roedores están disponibles para un gran númerode sustancias químicas. Estos resultados están usualmente expresados en términos de la concentraciónletal media, que mata el 50% de los organismos (LC50, por sus siglas en inglés), la cual provee unestimado primario de la toxicidad relativa del material. El valor principal de este tipo de estudios conreferencia a contaminantes, es que proveen de información útil sobre las características de dosis-respuestade la sustancia en la cual se pueden basar los estudios de exposición a más largo tiempo. Estudiosagudos bien planeados también brindan información sobre los organismos objetivos, como se determina porexámenes post-mortem e histológicos.

2.4.1.2 Toxicidad subcrónica

Los estudios subcrónicos usualmente se llevan a cabo durante un período de aproximadamente10% del tiempo de vida promedio de las especies de prueba. Se eligen varios niveles de dosificación, y porlo menos uno deberá revelar efectos tóxicos observables y otro no deberá causar toxicidad demostrablebajo las condiciones de la prueba.

Estos estudios proporcionan información extremadamente útil acerca de los órganos o sistemasespecíficos que puedan ser afectados, y sirven para establecer relaciones de dosis-respuesta, bajocondiciones de exposición prolongada. Debido a que los períodos latentes involucrados para la mayoría delas respuestas carcinogénicas son más largos, los estudios subcrónicos no detectan tales efectos. Ellosdan, sin embargo, por lo menos indicaciones de cambios primarios asociados con la mayor parte de otrascondiciones patológicas. Asimismo es posible conservar algunos de los animales afectados sin volver asometerlos a una exposición, luego de finalizado el estudio. Este hecho proporcionará información útilsobre la reversibilidad y los efectos que puedan ser observados.

9

Tabla 2.2 Algunos tipos de estudios de toxicidad Tipo de estudio Período de exposición Propósito

Agudo Usualmente una dosis simple Determinar la dosis letalIdentificar órganos que puedenser objetivos potencialesIndicar toxicidad comparativa

Subcrónicos Dosis repetidas durante varias Identificar órganos o sistemassemanas específicos que puedan ser

dañados y el nivel de exposiciónal cual no se pueden observarefectos adversos

Crónicos Dosis repetidas durante la Identificar anormalidadesmayor parte del ciclo de específicas y enfermedades quevida pueden ser producidas por

sustancias químicas ycaracterizar

las condiciones de exposición ydosis para producir formasespecíficas de daño o enfermedad

Estudios Dosis simple o repetida, Identificar cómo y a qué velocidad metabólicos y usualmente durante cortos penetra una sustancia química en farmacocinéticos períodos de tiempo cuerpo humano, cómo se distribuye y es eliminada del

mismoIdentificar cómo es metabolizadala sustancia química en el cuerpo

2.4.1.3 Toxicidad crónica

Estos estudios incluyen la exposición por un período de por lo menos dos tercios de la vida medianormal. En la mayor parte de los estudios crónicos se emplean roedores (ratas y ratones) debido a que suvida media es relativamente corta. Otra ventaja de estas especies es que su patología geriátrica estámucho mejor establecida que para otras especies de animales experimenales.

De las diferentes pruebas de toxicidad existentes, los estudios crónicos son los que mejor reflejanla situación del ser humano en relación a la contaminación del agua. No obstante lo anterior, los altoscostos de los estudios, los largos períodos de duración de las pruebas y su relativa insensibilidad, hanocasionado que se efectúen estudios de este tipo solamente para un número reducido de sustanciasquímicas, incluidas las que los requieren por legislación (por ejemplo, plaguicidas, drogas, aditivos paraalimentos, etc.).

10

Los estudios de toxicidad crónica constituyen actualmente la única vía aceptada para evaluar losfenómenos tóxicos relacionados con la edad, los cuales se caracterizan por cambios patológicosprogresivos e irreversibles. Los animales más viejos pueden ser especialmente sensitivos a ciertassustancias, debido al funcionamiento reducido de sus órganos vitales tales como el hígado y el riñón. Enotros casos, algunas lesiones pueden requerir una exposición prolongada para desarrollarse y pueden, porlo tanto, manifestarse en animales de edad más avanzada (por ejemplo, cáncer).

Existen muchas dificultades para interpretar los resultados de los estudios de toxicidad crónica. Un factor de complicación es la pregunta de cómo considerar los tumores benignos. Otro está relacionadocon el establecimiento de la importancia del incremento experimental en una lesión observada, cuando hayun antecedente de alta incidencia de la misma lesión. Para obtener mayores detalles de preguntas comoéstas, el lector puede consultar las publicaciones del "International Programme on Chemical Safety" (IPCS,1987) y de la Agencia Internacional de Investigación de Cáncer (Gart et al., 1986).

2.4.1.4 Estudios metabólicos y farmacocinéticos

Las diferentes sensibilidades observadas entre las especies de prueba pueden ser debidas a lasdiferencias en las rutas metabólicas, o en las tasas de absorción, en el metabolismo y excreción de unasustancia o sus metabolitos. Tales diferencias pueden comprometer la extrapolación de los resultados deuna especie a otra.

Los estudios metabólicos y farmacocinéticos han adquirido una importancia adicional en elestablecimiento de los alcances y propiedades de las pruebas de toxicidad. Estos pueden jugar dospapeles distintos:

1. Determinar las especies apropiadas y los niveles de dosificación para el diseño de las pruebas detoxicidad; y

2. Conocer los mecanismos de toxicidad que en última instancia se manifiestan a sí mismos comoun efecto observable.

La importancia de los datos metabólicos y farmacocinéticos en la planificación adecuada y lainterpretación de estudios "in vivo" es obvia pero, de hecho, dichos datos raramente se encuentrandisponibles para la mayoría de las sustancias químicas.

2.4.1.5 Toxicidad de las fases de reproducción y de desarrollo

El objetivo de los estudios de toxicidad en las fases de reproducción y de desarrollo es el deevaluar si el organismo es más sensible a un determinado agente bajo prueba, durante sus fasesreproductivas y de desarrollo que durante su edad adulta. La toxicidad puede afectar los procesosreproductivos de los machos y las hembras, manifestando tales efectos por la imposibilidad de concebir,por la muerte fetal o embrionaria, o por nacimientos anormales (teratogénesis). Se pueden obtener muchosdatos útiles de la toxicidad en las fases de reproducción y de desarrollo mediante el empleo de ensayos degeneraciones simples y múltiples, incluyendo exposiciones de largo tiempo. Sin embargo, debido al largotiempo de exposición inherente a estos estudios, las enzimas destoxificantes pueden ser inducidas en lasmadres antes que la embriogenesis tenga lugar.

11

2.4.1.6 Efectos genéticos

Los mutágenos son agentes químicos y físicos capaces de inducir cambios hereditarios en elmaterial genético, ADN. Se tiene ahora muy claro que un gran número de sustancias químicas puedecausar mutaciones (Health and Welfare Canada, 1986); sin embargo, es importante distinguir entre aquellassustancias químicas que pueden inducirlas, y aquellas que sí tienen riesgos mutagénicos para laspersonas. Esto requiere del entendimiento del metabolismo del compuesto mismo, y de los mecanismosde la mutagénesis. Que una célula expuesta a un mutágeno sobreviva y se reproduzca, y su progenieincluya mutantes, depende no sólo de los defectos estructurales producidos en el ADN sino también en laeficiencia de la reparación del ADN. Además, la investigación sobre mutaciones ha demostrado que lasmismas pueden ser resultado de los efectos sobre las estructuras celulares, tales como la mitosis, másque un efecto directo sobre el ADN. Se ha desarrollado un gran número de pruebas para investigar variasfacetas de la toxicidad genética; para un recuento detallado de aquellas más ampliamente aceptadas, y suinterpretación en la evaluación del peligro para el ser humano, el lector se puede referir a la publicación"Guide to short-term tests for detecting mutagenic and carcinogenic chemicals" (IPCS, 1986).

2.4.2 Observaciones en seres humanos

Existen dos problemas principales al usar los resultados de los estudios de toxicidad, realizadosen animales de laboratorio, para investigar el riesgo sobre la salud humana (Willes et al., 1985).

1. El primer problema lo constituye el extrapolar al ser humano los riesgos estimados, determinadosen animales experimentales; y

2. La extrapolación a partir de efectos observados a niveles de dosificación relativamente altos enanimales de estudio, realizada bajo rigurosas condiciones de control en el laboratorio, a posiblesefectos en poblaciones humanas expuestas a dosis relativamente bajas e incluyendo unaheterogeneidad considerable (por ejemplo, estado nutricional, incidencia de enfermedades, etc.).

El uso de estudios epidemiológicos en poblaciones que han estado expuestas a bajos niveles decontaminantes ambientales parece ser una alternativa atractiva; sin embargo, debido a la falta desensibilidad de tales estudios y a las dificultades en indentificar una población adecuada de control,raramente se logran resultados definitivos.

En epidemiología se emplean dos aproximaciones generales: la descriptiva y la analítica.

Los estudios descriptivos son principalmente observacionales por naturaleza. Ellos incluyen laidentificación y distribución de enfermedades en poblaciones y frecuentemente se llevan a cabo intentos decorrelacionarlos con las diferencias en la exposición ambiental. Mientras que dichas investigaciones sonútiles para sugerir posibles relaciones (y para generar hipótesis para pruebas posteriores), raramente sonadecuadas para la identificación de las relaciones causa-efecto.

Los estudios analíticos prueban hipótesis específicas ya sea por el estudio prospectivo de cohortes(en los cuales una población expuesta a un agente sospechoso y otra no expuesta, pero igualmentecomparable, son seguidas por un período de tiempo para asegurar diferencias en mortalidad y/o morbilidad)o mediante estudios de casos de control en los cuales las exposiciones pasadas son medidas o estimadasen una muestra de individuos con o sin la enfermedad en cuestión. En ambos estudios, de cohortes y decasos de control, es posible determinar, con varios grados de exactitud, si hay una asociación estadísticaentre la exposición y la enfermedad humana. Se pueden aplicar modelos matemáticos de relación dedosis-respuesta a los resultados a fin de estimar las relaciones cuantitativas entre exposición e incidenciade la enfermedad.

12

Sin embargo, estos estudios también tienen limitaciones significativas. Aparte del diseño deestudio elegido, existen varias consideraciones importantes a tomar en cuenta a fin de determinar si unaasociación estadística proviene de una relación causal verdadera. Los estudios epidemiológicos carecendel control experimental necesario de factores extraños que puede lograrse en la experimentación animal.

En muchos casos, resulta difícil excluir la posibilidad que factores incontrolables seanresponsables de, o que contribuyan a, los resultados observados. Por supuesto, cuando se dispone de lainformación sobre las variables de complicación (por ejemplo, los factores de riesgo de cáncer asociadoscon el hábito de fumar) se podrán hacer ajustes, teniendo en cuenta dichos factores para el análisisestadístico de los datos.

Otras dificultades incluyen: 1) La eliminación del sesgo en la forma de recolección de datos, 2) Lavalidez de la estimación de las exposiciones anteriores y 3) Los períodos largos de latencia para muchostipos de enfermedades crónicas, incluyendo cáncer.

A pesar de estas dificultades y limitaciones, existe una necesidad de observaciones en sereshumanos expuestos a fin de dilucidar la realidad de los riesgos sobre la salud humana. Existen tresrazones principales:

1. Es concebible que algunos peligros puedan ser únicos al Homo Sapiens;

2. Un modelo puede no representar la realidad debido a que está basado en un conocimientoincompleto del peligro (por ejemplo, debido a los efectos que no fueron probados en animales); y

3. Los mecanismos que resultan en manifestaciones tóxicas pueden ser diferentes en los sereshumanos y en las especies animales empleadas en las pruebas de toxicidad.

La Real Sociedad (Royal Society, 1983) agregó dos razones adicionales a la necesidad deobservaciones en el ser humano:

4. Con el objeto que la efectividad de las medidas de control que podrían ser introducidas puedan sermonitoreadas para corroborar que el riesgo está contenido dentro de los límites aprobados; y

5. Para proporcionar un sentido de perspectiva, asegurando de esta manera que no se dediquenrecursos desproporcionados a problemas relativamente menores mientras que se dejan de ladootros que pueden ser más importantes.

2.4.2.1 Dosis-respuesta

En términos generales, en la medida en que la dosis se incremente también lo hace la toxicidad. En algunos casos, es la incidencia del efecto la que se incrementa con el aumento de la dosis. En otroscasos, es la severidad del efecto la que se observa que se incrementa con el aumento de la dosis. Enmuchos casos, tanto la severidad como la incidencia se incrementan a medida que el grado de exposicióncrece.

Las curvas de dosis-respuesta muestran la relación existente entre la dosis y la proporción deindividuos que responden con un efecto cuantificable (WHO, 1978). En general las curvas de dosis-respuesta tienen forma de "S" alargada, con la parte superior e inferior de forma asintótica, las cualesusualmente, pero no siempre, corresponden al 100% y 0% respectivamente. La forma de una curva típicade dosis-respuesta ha sido explicada de la siguiente manera: en ella cada individuo de la población tieneuna única "tolerancia", requiriendo una cierta dosis antes de responder con un efecto.

13

En principio, existe una dosis baja frente a la cual nadie responde, y una dosis alta frente a la cualtodos lo hacen. La exposición mínima, o la dosis de una sustancia química para provocar un efectoadverso, es la llamada dosis de umbral.

El umbral es un concepto teórico el cual tiene significado práctico solamente en relación a dosismayores y menores a dicho umbral, donde los efectos tóxicos pueden ser y no ser observados,respectivamente. Existe una firme evidencia experimental y teórica de la existencia de un nivel de umbralpara muchas sustancias tóxicas. Por ejemplo, pequeñas dosis de un agente tóxico pueden no llegar a sulugar receptor debido a su absorción, metabolismo y excreción, pero estos procesos pueden ser menosefectivos para remover dosis mayores antes que el agente llegue a su lugar receptor. En otros casos, esconocido que existen mecanismos de reparación que pueden contrarrestar efectivamente los efectos depequeñas dosis de un agente, pero que pueden ser sobrepasados por dosis mayores.

De una forma práctica, los toxicólogos intentan identificar dos niveles de dosis; uno por encima delumbral el mismo que corresponde al nivel de dosis más bajo de los probados experimentalmente y al cualse observan efectos tóxicos (el nivel de efecto más bajo observado, o LOEL, por sus siglas en inglés) y otroque es el nivel de dosis más alto por debajo de LOEL en el que no se observan efectos adversos (el nivel deefectos no observados, o NOEL, por sus siglas en inglés). Este último es usado generalmente como unestimado conservativo de la dosis de umbral. Se reconoce, por supuesto, que la ausencia de algunosefectos observados, en una pequeña muestra de animales de experimento, no da garantía de riesgo cero,pero, sin embargo, esta aproximación ha probado ser útil en la práctica.

La existencia de un umbral para algunos tipos de efecto es, sin embargo, materia de considerablediscusión. Para cancerígenos y mutágenos en particular, mucho expertos postulan que una moléculasimple de una sustancia química puede ser suficiente para iniciar un proceso que puede conducirfinalmente a un efecto dañino observable. En otras palabras, dichas sustancias químicas presentan unriesgo finito a todos los niveles de dosificación, por ejemplo, no existe dosis de umbral.

2.5 Estimacion del riesgo en seres humanos

Excepto en aquellas circunstancias en las cuales existe una buena razón para creer que no hay unnivel de umbral, el NOEL, determinado en estudios de toxicidad bien diseñados en animales,frecuentemente provee la información más confiable para la estimación del riesgo potencial sobre el serhumano. Debido a las incertidumbres incluidas en la extrapolación de resultados de animales al hombre, yteniendo en cuenta un amplio rango de exposiciones que pueden ser empleadas en las pruebas detoxicidad de laboratorio, es usual el empleo de factores de seguridad o de incertidumbre en la interpretaciónde los datos.

2.5.1 Ingestión diaria aceptable

Desde un punto de vista toxicológico clásico, un parámetro fundamental empleado en la evaluacióndel riesgo es la ingestión diaria aceptable, o ADI, por sus siglas en inglés. El concepto de usar la ADI haprobado ser de gran ayuda en la estimación del riesgo sobre la salud humana representado por residuos deplaguicidas en alimentos y agua, de drogas y aditivos para alimentos, y de una variedad de contaminantesambientales. Este concepto ha provisto los medios para llegar a obtener una medida de la uniformidad dela estimación en el control de regulación de sustancias químicas y de áreas problemáticas relacionadas.

14

El cálculo del ADI incluye la estimación del NOEL a partir de observaciones de poblacionesexpuestas o a partir de estudios experimentales en animales de laboratorio. Debido a que no todos losefectos observables son necesariamente dañinos, se hace frecuentemente una distinción entre el nivel deefecto no observado (NOEL) y el nivel al cual no se observa efecto adverso (NOAEL, por sus siglas eninglés). Este nivel, expresado usualmente en términos de mg/kg de peso del cuerpo, se divide por los"factores de seguridad" (algunas veces llamados también "factores de incertidumbre"). Un ejemplo de loscálculos realizados para determinar la ADI se presenta en el anexo 2.I.

2.5.1.1 Factores de incertidumbre (factores de seguridad)

El factor de incertidumbre utilizado depende de la calidad y extensión de los datos experimentalesdisponibles, y de la naturaleza y severidad de la respuesta. Frecuentemente, se aplica un factor de 10 alos resultados obtenidos en animales, basado en la suposición de que el ser humano puede ser hasta diezveces más sensible, y se aplica otro factor de 10 para proteger a los miembros más sensibles de lapoblación, cuando se emplean datos de grupos (animales o humanos). Esto conduce a un factor deincertidumbre de 100 (10 x 10) que ha sido usado frecuentemente. Sin embargo, un factor de incertidumbrede 100 no debe ser considerado inmutable. Los factores de incertidumbre empleados por el "Department ofNational Health and Welfare", de Canadá, para establecer los criterios para agua de bebida se muestran enla tabla 2.3.

Tabla 2.3 Factores de incertidumbre

Fuente de incertidumbre Factor

Variación entre especies 10

Variación intra especies 10

Naturaleza y severidad de los efectos 1-10

Adecuación de los estudios 1-10

Efectos interactivos 1-5

Un factor mayor de incertidumbre puede ser apropiado cuando se emplea una base inadecuada dedatos toxicológicos, cuando la sustancia química tiene propiedades aditivas o sinergéticas con otrasustancia química tóxica, o cuando puede incrementar la toxicidad de sustancias químicas menosdañinas.

A pesar de que la aproximación del factor de seguridad para la estimación del riesgo es aplicadageneralmente sólo para efectos no estocásticos, para los cuales la existencia de un nivel de umbral es unapresunción razonable, ha sido sugerido que un factor de seguridad bastante grande (por ejemplo, 5000)podría ser usado, en algunos casos, para cancerígenos. Aún cuando esta aproximación no ha sido muyempleada, podría ser apropiada si se demostrara que los efectos carcinogénicos dependen de la ocurrenciaprevia de eventos no estocásticos.

15

2.5.2 Extrapolación a baja dosis

Como se ha expresado anteriormente, el concepto del nivel de umbral ha sido cuestionado paraalgunos carcinógenos y mutágenos. Es necesario mencionar, sin embargo, que existe evidencia de lapresencia de nivel de umbral para algunos elementos cancerígenos y mutagénicos dependiendo del papeldel agente en el proceso de estado múltiple que conduce al cáncer, o de la efectividad de los mecanismosde recuperación.

En ausencia de un nivel de umbral, cualquier dosis distinta a cero está asociada con algún gradode riesgo, por ejemplo, la seguridad completa puede ser asegurada a través de la eliminación total de laexposición. Este es un objetivo claramente imposible cuando se trata de contaminantes ambientales. Para superar esto se ha desarrollado un principio mediante el cual los riesgos son considerados entérminos de su "aceptabilidad", en vez de en términos de "seguridad" o "inseguridad". El primer paso en laaplicación de este principio es estimar los riesgos asociados con las exposiciones a bajas dosis porextrapolación de las curvas de dosis-respuesta a un rango de dosis por debajo de aquel en que los efectosadversos son normalmente demostrados por medio de estudios toxicológicos, especialmente dentro deaquellos rangos que representan las exposiciones humanas potenciales de fuentes ambientales. Estorequiere normalmente la extrapolación sobre varios órdenes de magnitud en los niveles de dosificación.

La Figura 2.5 muestra los resultados de un experimento típico en animales en el cual la frecuenciarelativa de ocurrencia de un tipo particular de tumor ha sido medida a un número diferente de dosis. Serequiere determinar el rango de valores de la dosis (d) que correspondería a las probabilidades, P(d),asociada con la exposición ambiental. Esto se realiza ajustando la curva de dosis-respuesta a losresultados experimentales y asumiendo que esta curva es capaz de representar la relación no sólo en elrango de dosis del experimento sino también en el rango desde ahí hasta cero (Figura 2.6).

Figura 2.5 Resultados de un ensayo

16

Figura 2.6 Curva de dosis - respuesta

17

Hay dos pasos en la obtención de esta curva. El primero es seleccionar una familia de curvasadecuada, la cual se piensa es capaz de reflejar los mecanismos carcinogénicos. Esto podría describirsematemáticamente como:

p(d) = f(d, â ) (2.1)

donde f es la forma general de la curva de dosis-respuesta y β es el parámetro que determina la curvaparticular dentro de la familia.

El segundo paso es seleccionar una curva particular de aquellas dentro de la familia, a fin deobtener el "mejor ajuste" del modelo a los datos. En otras palabras, hacer una mejor estimación de β(denominada como β' ). Esta relación puede emplearse para calcular una dosis virtualmente segura (VSD,por sus siglas en inglés) que corresponde a una baja probabilidad seleccionada, por ejemplo 10-6, derespuesta (Figura 2.7). Esta dosis puede entonces ser usada como base para el cálculo de, por ejemplo,la concentración en agua de bebida teniendo en cuenta el consumo promedio diario.

El problema con la determinación del VSD es que éste no puede ser determinadoexperimentalmente utilizando las técnicas toxicológicas convencionales. Para ilustrar esto, se consideraráun estudio de toxicidad que incluye 100 animales en el cual el punto final de medida es la ocurrencia de untumor. Claramente, ningún riesgo menor de 1 en 100 puede ser detectado; en la práctica, debido a lasincertidumbres estadísticas y a la ocurrencia expontánea de tumores en grupos tanto de prueba como decontrol, tal experimento podría sólo detectar un riesgo considerablemente mayor que 1 en 100 (por ejemplo1 en 20). se puede de esta forma apreciar que el tamaño de los grupos para detectar riesgos del orden de10-5 a 10-6 podría ser enorme.

Debido a estas dificultades prácticas, se ha desarrollado una cantidad de modelos matemáticospara relacionar la probabilidad de una respuesta inducida a la dosis (Krewski y Brown, 1981). Unaconsideración importante es la forma que toma la curva a medida que se aproxima al origen, el cual puedeser postulado como lineal, sublineal o supralineal (Figura 2.8) dado que ésta tendrá considerable influenciaen los estimados derivados del riesgo.

A pesar que el problema de extender la curva de dosis-respuesta por debajo del rango de lospuntos de datos ha sido generalmente descrito como una "extrapolación", ésta es, en realidad, unainterpolación dado que, por definición, la curva de dosis-respuesta debe pasar a través del origen natural;P(0) = 0 (la pregunta de valores de base, o la ocurrencia expontánea de tumores es ignorada en labúsqueda de mayor simplicidad; por el momento se asume que no hay efecto de base o que, si lo hay, fuetomado en cuenta antes de que los datos fueran graficados). Para un examen detallado de las técnicasque se ocupan de los casos donde hay una incidencia significativa de tumores entre los animales decontrol, se puede ver Gart et al. (1986).

Un modelo que ha sido utilizado ampliamente por la Agencia de Protección Ambiental de losEstados Unidos (EPA) y Canadá es el modelo de linealización de multiestados. Este modelo está basadoen la suposición que la ocurrencia de un tumor es el resultado de una secuencia de cambios, siendo cadauno de ellos un evento estocástico, que debe tener lugar en un orden particular. Este modelo toma la formade:

P(d) = 1 - exp [- (q0 + q1d + q2d2 + ... + qkdk )] (2.2)

donde P(d) es la probabilidad de respuesta a la dosis d, k es el número de estados, y qk son loscoeficientes a ser estimados de los datos disponibles de las relaciones de dosis-respuesta.

18

Figura 2.7 Estimación de la dosis virtualmente segura "d*"

19

Figura 2.8 Linealidad, sub-linealidad y supra-linealidad adosis bajas (Munroe y Krewski, 1981)

20

Ahora, P(0) es el riesgo a una dosis cero de una sustancia química, por ejemplo, el "riesgo debase". Un incremento de riesgo A(d) por encima del riesgo de base y normalizado al riesgo de dosis ceropuede obtenerse de:

A(d) = 1 - exp[- (q1d + q2d2 + ... + qkdk)] (2.3)

para

P(d) - P(0) A(d) = (2.4) 1 - P(0)

a bajos niveles de dosis,

A(d) � q1d (2.5)

Este es un modelo "sin umbral", por ejemplo el incremento de riesgo es cero sólo cuando la dosises cero.

Hay otros modelos que han sido utilizados y todavía son aplicados, tales como "probit, logit,multistage y single hit".

Retornando a la pregunta de cómo se estima la dosis virtualmente segura (VSD), se puedeargumentar que se debería proteger contra la incertidumbre estadística que está asociada con losresultados de cualquier estudio toxicológico. Una posibilidad que ha sido ampliamente utilizada en lapráctica, es el definir una curva que representa el límite superior de confianza de la relación dosis-respuesta. Esta aproximación tiene el mérito de permitir, a quien toma decisiones sobre riesgo, separar lanoción de riesgo aceptable de la noción de error aceptable de estimación. Como puede existir una grandiferencia entre la mejor estimación, y su límite de confianza, se debe hacer siempre explícito quéparámetro está siendo usado en la estimación del riesgo.

La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos ha usado el límite superior deconfianza del 95% para establecer sus criterios de calidad de agua (U.S. EPA, 1980, 1984b). Ellos definencomo q* al límite superior de confianza a un 95% de confiabilidad de q1. El incremento de riesgo de unavida, r, es por lo tanto:

R = q*1D (2.6)

donde D = a la exposición diaria promedio (mg/kg/día). Para estimar el valor del coeficiente q*1 de losdatos, el procedimiento es asignar un nivel de riesgo, R, y calcular la exposición permisible. Aceptandoque la exposición proveniente del agua es debida a la bebida y a los alimentos acuáticos, la exposiciónpermisible está relacionada con la concentración permisible en agua.

De esta forma, por ejemplo, estableciendo R = 10-5 y suponiendo una persona de 70 kg de peso, laingestión permisible, I, en mg/día, para tal nivel de riesgo es:

70 x 10-5 I = (2.7) q*1

21

Considerando que la ingestión es proveniente de las dos rutas, agua y alimentos, y asumiendo unconsumo de 2� /día de agua y 6.5 g de pescado/día, la relación entre la concentración en el agua y en elpez y la ingestión está dada por:

I = 0,0065ν + 2c (2.8)

donde ν es la concentración de la sustancia química en el pez en mg/kg y c es la concentración en el aguaen mg/� . Usando un factor de bioacumulación N expresado en mg/kg ÷ mg/� (véase también la Sección4) como: ν N = (2.9) c

la ingestión es:

I = ( 2 + 0,0065N)c (2.10)

De esta forma, para un nivel de riesgo dado, la concentración en el agua para llegar a tal nivel parauna persona de 70 kg de peso es:

70 x R c = (2.11) q*1 ( 2 + 0,0065N )

Esta concentración en el agua, por lo tanto, representa el criterio de calidad de la misma para laingestión de agua y de alimentos acuáticos, expuestos a la misma concentración del agua. Como sepuede notar en este modelo, el criterio de calidad de agua es proporcional al riesgo. Disminuyendo elriesgo decrece la concentración permisible en el agua.

En el anexo 2.II se muestra el criterio de calidad de agua propuesto por la Agencia de ProtecciónAmbiental de los Estados Unidos (U.S. EPA, 1980, 1984a) para la preservación de la vida acuática de aguadulce y salud humana a un nivel de riesgo de 10-6, por ejemplo, un caso adicional de cáncer en unapoblación de un millón de habitantes. Las concentraciones en el agua mostradas en el anexo 2.II, Tabla2.a.II.3 (Salud humana), son para las rutas de agua + alimento y de alimento solamente. Si únicamente sedesea el criterio de calidad del agua para consumo humano, a un determinado nivel de riesgo, se puedeutilizar la siguiente correlación:

cw 1 = (2.12) cw+f 1 – cw+f /cf

donde

cw = concentración en agua debido a agua de bebida solamentecf = concentración en agua debido al consumo de alimentos acuáticos solamentecw+f = concentración en agua debido al agua + alimentos

22

La Figura 2.9 muestra el comportamiento de la relación cw/cw+f como una función de la relación delas concentraciones debidas al agua + alimento y alimento solamente (cw+f/cf). Como puede verse, paravalores de cw+f/cf menores que 0,5, el criterio de calidad de agua para bebida solamente es igual a aquel deagua más alimento. Esto indica que la ruta del agua es la ruta primaria. Para relaciones de cw+f/cf

aproximadamente mayores a 0,8, el criterio de calidad del agua debido a agua solamente podría ser de unorden de magnitud más alto que aquel de agua + alimento. Este tramo de la curva por lo tanto, esdominado por la ruta del alimento. la ecuación 2.12, conjuntamente con los valores del Anexo 2.II, Tabla2.a.II.3 (Salud humana), permite la determinación del criterio de calidad de agua para niveles de riesgovariables y diferentes rutas de exposición.

Figura 2.9 Relación para cálculo de criterio de calidad de aguapara consumo humano

23

De la discusión precedente sobre las técnicas de extrapolación a baja dosis, queda claro que elprocedimiento incluye un número de suposiciones. Estas suposiciones pueden ser tácitas pero no sonopcionales, debido a que son críticas para el resultado del análisis y de las decisiones de políticas deinterés público que pueden basarse en tales resultados. Estas pueden clasificarse en dos tipos:

a. Las suposiciones necesarias para superar los vacíos del conocimiento general de los mecanismosbiológicos y químicos inherentes al sistema que está siendo modelado, y

b. Las suposiciones que no son de naturaleza científica, pero que representan políticas imperativassociales y económicas (por ejemplo, selección del nivel de riesgo que se estima es "aceptable").

En una situación ideal, las decisiones consideradas en el punto (a) deberán ser tomadas poraquellos con experiencia científica y médica apropiada, mientras que las consideradas en el punto (b) seránresponsabilidad de quienes hacen la política de interés público. En realidad, estas diferencias sonraramente tomadas en cuenta.

2.5.2.1 Riesgo aceptable

Otra dimensión del problema está representada por la percepción del riesgo y la concepción de"riesgo aceptable". Las autoridades reguladoras, legislativas y legales deberán responder a la forma en laque los ciudadanos de cada país entiendan la naturaleza y variedad de los riesgos en el medio ambiente,cómo ellos "clasifican" cada tipo de riesgo en relación a otros, y cómo esperan que las autoridadespúblicas conduzcan el proceso de manejo del riesgo.

Puede argumentarse que ningún riesgo es aceptable per se. Los riesgos son juzgados contra losbeneficios asociados que pueden acumularse al ser expuestos a ellos y el balance de riesgos y beneficiosdetermina la aceptabilidad. Por lo tanto, no se puede dar una definición simple de "riesgo aceptable" yaque su significado es muy dependiente del contexto en el cual la decisión sobre su aceptabilidad ha sidotomada. Para algunos, los riesgos aceptables son definidos en términos de probabilidad de su ocurrencia;para otros, los riesgos aceptables pueden juzgarse como el punto en el cual los individuos, conscientes delos riesgos que corren, no comprometerían recursos propios significativos para reducir tales riesgos.

En los Estados Unidos muchas agencias, en especial la Agencia de Protección Ambiental, hanusado una probabilidad de daño a un individuo de 1 en 10-6 para un ciclo de vida, como una guía para juzgarsi un riesgo es "aceptable" o no. Los efectos adversos a la salud referidos anteriormente son cánceresinducidos o muertes prematuras, y el período de tiempo en el que está basado el establecimiento del riesgose expresa usualmente por año o por ciclo de vida (usualmente tomada como 70 años). Se puede verclaramente que estas son las suposiciones implícitas que gobiernan la magnitud verdadera del riesgo, perolo que constituye una dificultad es que los puntos finales precisos y la escala de tiempo no estánfrecuentemente explícitos.

El uso de las tablas de riesgo para juzgar el punto en el cual se considera que los riesgoscomienzan a ser insignificantes (y por lo tanto "aceptables") está enfocado solamente en la magnitud de losriesgos. A pesar que esta aproximación se concentra en la naturaleza objetiva del riesgo, ignora otrosaspectos cualitativos del comportamiento humano que podrían influir considerablemente en la aceptaciónpública. La percepción del riesgo, ya sea por el individuo o por la sociedad de la cual él es parte, es unasunto complejo que generalmente atrae mucho la atención de los sicólogos.

La Tabla 2.4 se refiere a algunos factores cualitativos involucrados en la percepción del riesgo.Otros factores importantes están relacionados con el tamaño percibido del riesgo y cómo la información delriesgo es comunicada y por quién. Esta última es particularmente importante debido a que hay diferenciasimportantes entre cómo los expertos informados y el público en general no informado, perciben los riesgos.

Se deberá tomar en cuenta que, aunque la Agencia de Protección Ambiental de los EstadosUnidos ha dependido por muchos años del uso de estimados de riesgo para establecer los estándaresambientales, existen evidencias recientes de un alejamiento de este procedimiento. Por ejemplo, para losestándares de agua de bebida recientemente propuestos, la factibilidad económica y técnica(conjuntamente con los límites analíticos de detección) son los determinantes prioritarios en elestablecimiento de un estándar. Los riesgos de un ciclo de vida son todavía presentados como una tasa debase, pero más para demostrar el riesgo involucrado que para determinar el estándar (U.S. EPA, 1985a).

24

Tabla 2.4 Factores de percepción pública del riesgo Factores tendientes a incrementar Factores tendientes a reducir la la percepción del riesgo percepción del riesgo

Inmediato Latente o diferido

Directo Indirecto

Peligros "temibles" Peligros comunes

Gran número de fatalidades por evento Pequeño número de fatalidades por evento

Fatalidades agrupadas en espacio y tiempo Fatalidades escasas o aleatorias en espacio y tiempo

Mecanismos o procesos no entendidos Mecanismos o procesos entendidos

Incontrolable Controlable

Involuntario Voluntario

Riesgo a la niñez Sin riesgo a la niñez

Víctimas identificables Víctimas estadísticas

Falta de conocimiento Conocimiento

Falta de confianza en la autoridad Confianza en la autoridad de la de la fuente de información fuente de información

Mucha atención de los medios de comunicación Poca atención de los medios de comunicación

No familiar Familiar

Accidentes importantes Sin accidentes importantes

Fuente: Whyte y Burton (1982)

25

2.5.2.2 El empleo de límites de confianza

Se ha adoptado el criterio de utilizar los límites de confianza superiores porque éstos ponen "unlímite superior plausible" a los riesgos. Esto es verdad solamente si el modelo empleado es correcto. eluso de los límites de confianza no sirve para subsanar el problema de seleccionar un modelo deextrapolación equivocado, porque para datos de una respuesta cualitativa (esto es, cáncer o no cáncer) elintervalo de confianza no varía con la adecuación del modelo de extrapolación para un grupo de datosexperimentales dado. A menos que esto se comprenda claramente, el uso de los límites de confianzapuede conducir a malas interpretaciones creando un sentido adicional de seguridad y confianza en unaextrapolación que puede no existir.

2.5.3 Evaluación de la exposición

Antes que pueda evaluarse el riesgo sobre la salud humana (empleando el NOEL o el VSD, por sussiglas en inglés), debe determinarse o estimarse la magnitud, duración y rutas de la exposición humana.Las áreas más importantes a ser evaluadas a fin de estimar la exposición son:

1. Fuentes - caracterización

2. Rutas y análisis del destino para determinar cómo un contaminante puede ser transportado desdela fuente a la población humana potencialmente expuesta.

3. Estimación de las concentraciones ambientales, mediante el monitoreo y/o el modelado de losniveles en el medio ambiente.

4. Análisis de población, a través de caracterizaciones demográficas y sociológicas de laspoblaciones expuestas para identificar aquellos grupos "de alto riesgo".

5. Análisis integrado de exposición, que es un procedimiento basado en consideraciones anteriorespara estimar cuantitativamente el contacto entre una población expuesta a través de todas las rutasde exposición, y desde las fuentes, a los individuos expuestos.

Para la mayoría de las evaluaciones del riesgo que incluyen exposiciones crónicas, la exposición(mg/kg/día) se calcula como una dosis promedio teniendo en cuenta el peso del cuerpo (kg) y el ciclo devida (días):

dosis total Exposición diaria promedio de un lapso de vida = peso del cuerpo x lapso vida

La dosis total (mg) puede ser estimada de la siguiente forma:

Dosis total = C x R x T x F

donde C es la concentración del contaminante en el medio (aire, agua, alimento) en contacto con el cuerpo(expresado típicamente en unidades de masa/volumen o masa/masa), R la tasa a la cual el medio hacecontacto con el cuerpo a través de ingestión, inhalación o contacto con la epidermis (masa/tiempo,volumen/tiempo o, en el caso de exposición de la epidermis, volumen/área superficial), T es el tiempo decontacto, y F es la porción efectiva del contaminante en contacto con el cuerpo que penetra en el mismo(por ejemplo, absorción).

26

La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos ha propuesto unas guías para estimarlas exposiciones (U.S. EPA, 1984b, 1986). Una técnica que ha demostrado ser útil incluye el desarrollo de"escenarios de exposición". La exposición ocupacional, el empleo de productos de consumo, de alimentosy agua de bebida, y la exposición al aire, en ambientes cerrados o abiertos, son consideradosseparadamente, y subsecuentemente integrados, empleando patrones de tiempo-actividad para lasactividades humanas para calcular la exposición humana potencial total. Aunque esto se ha hecho para unpequeño número de sustancias químicas, se ha determinado que esta es una técnica valiosa (Lioy, 1987).

2.6 El riesgo en los ecosistemas acuáticos

Además de los efectos que producen las sustancias químicas en la salud humana, éstas puedenimpactar el ecosistema acuático a través de efectos crónicos, como es el deterioro de la capacidadreproductiva y la reducción de las tasas de nacimiento, o mortalidad.

Las técnicas de medición empleadas para describir los efectos, tanto agudos como crónicos, delas sustancias químicas en los organismos son LC50, EC y el NOEL (para más detalles sobre el tema verSuess (1982), Sprague (1969, 1970), Greenberg et al. (1980), Buikema et al. (1982), U.S. EPA (1985b)):

2.6.1 Efectos agudos

2.6.1.1 LC50, por sus siglas en inglés - La (C)oncentración (L)etal a la cual el 50% de los organismos deprueba son muertos, durante un período específico de exposición que es usualmente, pero no siempre, 96horas. se han desarrollado ecuaciones empíricas que relacionan el LC50 con ciertas propiedades químicastales como el factor de bioconcentración (BCF, por sus siglas en inglés). por ejemplo, Kanazawa (1981)obtuvo la siguiente relación para ocho plaguicidas:

Log (LC50) = 3,77 - 0,643 log N'w (2.13)

donde el LC50 es la concentración de toxicidad aguda en 96 horas, para la trucha arco iris (µg/�), y N'w esel factor de bio- concentración BCF, por sus siglas en inglés, (�/kg) para "topmouth gudgeon". (véase lasección 4 para la discusión del BCF). Yoshioka et al. (1986) obtuvo la siguiente relación para 123sustancias químicas:

Log (LC50) = 3,657 - 0,943 (PM/100); (r=0,765, s=0,724) (2.14)

donde PM es el peso molecular de la sustancia química, r es el coeficiente de correlación y s es ladesviación estándar. En la Tabla 2.A.II.1 (Vida acuática) del anexo 2.II se muestran las concentraciones detoxicidad aguda para varias sustancias químicas. En muchos casos, los valores mostrados son lasconcentraciones químicas que han sido reportadas para varios organismos acuáticos.

2.6.2 Efectos crónicos

2.6.2.1 EC50, por sus siglas en inglés - La (C)oncentración de (E)fecto a la cual ocurre una reducción del50% en alguna medida del impacto crónico (reducción de la fecundidad o del crecimiento, entre otros)durante un período de exposición específico, el cual puede ser el ciclo de vida de los organismos (meses oun lapso mayor).

2.6.2.2 NOEL, por sus siglas en inglés - El nivel al cual (N)o se (O)bserva (E)fecto, es la concentraciónmayor a la cual no ocurrirá ningún efecto negativo, aún cuando la exposición sea continua.

27

La tabla 2.a.II.1 (Vida acuática) del anexo 2.II, muestra algunos criterios de calidad de agua paraexposición crónica. Estas medidas pueden utilizarse para evaluar el impacto de varias concentraciones desustancia química. Sin embargo, en muchas ocasiones, el efluente es una mezcla compleja desustancias

químicas, cada una con diferente concentración. Por lo tanto, se han hecho intentos para definir latoxicidad total de las mezclas complejas, esto es: TU = 100/(LC50 o EC50 o NOEL) (2.15)

donde, el LC50, el EC50 o el NOEL están expresados como el porcentaje del efluente en agua de dilución.De esta forma, una unidad de toxicidad empleando el LC50, es 100 dividido por el porcentaje de dilución delefluente que resultó en una mortalidad del 50% de los organismos de prueba. Por lo tanto, un efluente conuna concentración del 5% que resultó en una mortalidad del 50%, contiene 20 "unidades tóxicas" (TU, porsus siglas en inglés).

Se desea poner de manifiesto que TU está definido para cada una de las medidas de toxicidad:

TUa = unidad de toxicidad aguda

TUc = unidad de toxicidad crónica

donde, nuevamente, deberá describirse la base para la unidad de toxicidad. De esta forma, la mortalidadcrónica puede medirse durante un período de tiempo de siete días y referirse como una unidad tóxica deLC50 de siete días.

2.6.3 Criterios para unidades de toxicidad

La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (U.S. EPA 1985b) ha recomendadoniveles de unidades de toxicidad aguda y crónica para la protección de los ecosistemas acuáticos.

Para la protección de los efectos agudos se ha utilizado el llamado criterio de concentraciónmáxima (CMC, por sus siglas en inglés) para la toxicidad total del efluente, el cual no debe exceder 0,3unidades de toxicidad aguda (TUa), medida para la más sensible de por lo menos tres especies de prueba.

Para la protección crónica se ha empleado el Criterio de Concentración Continua (CCC), el cual nodebe exceder del valor de 1,0 unidad de toxicidad crónica (TUc), nuevamente para la más sensible de, por lomenos, tres especies de prueba. la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (U.S. EPA1985b) sugiere que si se prueban menos de tres especies, los resultados de la prueba deben ser divididosentre 10 para tener en cuenta las diferencias en la sensibilidad de las mismas. Se considera que estoscriterios deben aplicarse fuera de la zona de mezcla.

En términos de duración, para el CMC se establece un período de exposición de un día, mientrasque para el CCC se considera que el promedio de exposición debe extenderse a un período de cuatro días.

28

2.7 El riesgo dentro de un contexto comparativo

Una vez que la magnitud del riesgo ha sido estimada en forma cuantitativa, resulta útil incluirladentro de un contexto general comparándola con algunos patrones. Las comparaciones de empleo máscomunes y que han probado ser útiles son:

1. Comparación con los niveles "de base" naturales;2. Comparación con los riesgos de alternativas; y3. Comparación con peligros no relacionados pero bien conocidos.

Estas comparaciones, sin embargo, no toman en cuenta los beneficios que pueden derivarse. Uncuarto enfoque es el de comparar los riesgos con los beneficios, ya sea centrándose en el tema discutido oampliando el panorama para examinar los riesgos relativos y los beneficios de las alternativas. La Figura2.10 ilustra estos enfoques.

2.7.1 Riesgos elevados: Comparación con los niveles de base

Los riesgos pueden medirse en términos del peligro adicional que puedan presentar a:

1. Lo que ocurre en el medio ambiente natural;2. Lo que ha sido tolerado por largos períodos de tiempo sin efectos aparentes de daño; o3. Lo que se cree que sea una cantidad beneficiosa.

Este enfoque ha sido empleado por ejemplo para estimar el riesgo adicional de la producción deenergía nuclear. Asimismo ha sido usado para explicar el riesgo potencial de la fluoración de las aguaspara consumo humano.

La mayor dificultad de este enfoque consiste en que los niveles naturales de base han sidodefinidos en una forma escasa para muchos contaminantes y, por lo tanto, pueden variar ampliamente deuna ubicación a otra. Además, existe la suposición de que los niveles de base (o niveles que han sidotolerados por largos períodos de tiempo) son aceptables. Puede haber efectos dañinos no detectados quepodrían ser considerados perjudiciales cuando sean definidos en forma más precisa.

2.7.2 Riesgos balanceados: Comparación de alternativas

En una situación particular pueden tomarse otras alternativas. Una forma de ver el riesgo enperspectiva es evaluar las alternativas entre sí. Este acercamiento ha sido empleado, por ejemplo, en elcaso del asbesto. Los riesgos asociados con el asbesto pueden ser comparados con los riesgosocasionados por otros tipos de materiales aislantes tales como los productos de fibra de vidrio. Otroejemplo es la comparación de los riesgos asociados al empleo de un plaguicida o de productos alternativosque se encuentran disponibles para proteger las cosechas contra las plagas.

Tales consideraciones han llevado a muchas decisiones restrictivas, o a prohibir severamente eluso de ciertos plaguicidas (por ejemplo, aldrín y dieldrín), porque los riesgos debidos a su uso fueronjuzgados inaceptablemente altos cuando se compararon con los derivados de la utilización de productosalternativos.

29

Esta aproximación tiene el mérito de hacer evidente la inconveniencia de reducir aún más losriesgos a niveles bajos, cuando se compara con la aceptación de riesgos de niveles más elevados en otroslugares. sin embargo, al escoger entre las alternativas empleando esta metodología, se supone que losbeneficios relativos y las consecuencias son equivalentes, lo que raramente ocurre.

2.7.3 Riesgos comparativos: Análisis de otros riesgos

Raramente las decisiones cotidianas referentes a los riesgos se toman sin una referencia a tablasy estadísticas de espectativas de vida. El empleo de tablas de riesgo es una técnica común,especialmente para comunicar los conceptos del riesgo a aquellos que no han estado íntimamenteinvolucrados en la tarea de llegar a una decisión particular. La Tabla 2.5 es un ejemplo de una tabla deriesgo, y muchas más han sido reproducidas por Whyte y Burton (1980) y por la "Royal Society" (1983).Esta tabla compara riesgos en términos de probabilidad de muerte por mil millones de personas expuestasa una hora de riesgo. una manera que se emplea frecuentemente para visualizar los riesgos del cáncer esla de comparar el riesgo con aquél derivado de fumar cigarrillos.

Figura 2.10 Diferentes maneras de comparar el riesgo

30

La técnica supone que las tablas de riesgo representan un balance histórico de riesgos ybeneficios hecho por la sociedad en una forma lógica e informada. Esta suposición es claramentecuestionable ya que numerosos estudios sugieren que el público en general tiene poco conocimiento oentendimiento de los riesgos en la vida cotidiana. Por ejemplo, en los Estados Unidos las muertes decáncer fueron consideradas dos veces más frecuentes que las ocasionadas por enfermedades cardíacas,mientras que las estadísticas muestran una realidad inversa (Lichtenstein et al., 1978). Otra suposicióncuestionable es que la gente expuesta a los riesgos tiene la habilidad de impedir o reducir los mismos. Pero esto no siempre es cierto, como por ejemplo, una persona que trabaja en una fábrica y que estáexpuesta al riesgo por una sustancia química tendría, teóricamente, el derecho de no trabajar allí, pero enmuchas situaciones no habrían otras alternativas de empleo. Además, dado que los riesgos que estánsiendo comparados no son alternativos, ellos no podrían producir los mismos beneficios.

Tabla 2.5 Probabilidades comparativas de muerte por diferentes actividades

muertes por mil millones de personas personas expuestas a riesgo durante

durante una hora

Estar vacunados o inoculados 1,3Exposición a radiación en un vuelo de granaltitud por dos horas, durante erupción solar 2,5Vivir en áreas donde haya serpientes 3,8Exposición a radiación de la población mundialen una guerra nuclear mayor (áreas lejos de los conflictos) 5,0Viajar en tren u ómnibus - Estados Unidos 10,0

- Gran Bretaña 50,0Niños que duermen en una cuna 140,0Haber sido alcanzado por un rayo 200,0Minería de carbón - Gran Bretaña 400,0Boxeo mateur - Gran Bretaña 450,0Subir escaleras 550,0Minería de carbón - Estados Unidos 910,0Cacería 950,0Viajar en automóvil 1200,0Viajar por aire 1450,0Fumar cigarrillos 2600,0Alpinismo - Estados Unidos 2700,0Navegar (en botes pequeños) 3000,0Montar en motocicletas pequeñas - Gran Bretaña 3000,0Nadar 3650,0Montar en motocicletas - Canadá 4420,0

- Estados Unidos 6280,0 - Gran Bretaña 6600,0

Fuerzas armadas en Viet Nam 7935,0Canotaje 10000,0Carreras de motocicletas - Gran Bretaña 35000,0Alpinismo - Alpes 40000,0Boxeo profesional 70000,0Haber nacido 80000,0

31

La Tabla 2.6 presenta otra manera de analizar información similar en la cual se comparanactividades diferentes con el mismo nivel de riesgo. estos tipos de comparaciones son muy útiles paraexaminar los números que calculamos de evaluación del riesgo en su perspectiva.

Tabla 2.6 Riesgo de muerte de uno en un millón

1 1/2 cigarrillos50 millas por automóvil250 millas por aire1 1/2 minutos de alpinismo6 minutos de canotaje20 minutos siendo una persona de 60 años de edad1 ó 2 semanas de trabajo típico en una fábrica

Fuente: Whyte, A.V. y Burton, I. (EDS.), 1980

Otro inconveniente del uso de tablas de riesgo es su naturaleza histórica. Las actitudes del públicoestán cambiando hacia la reducción de los riesgos ya presentes en la sociedad y hacia el rechazo denuevos riesgos, particularmente aquellos asumidos involuntariamente. Por lo tanto, los datos históricospueden ser de una utilidad limitada para predecir la futura aceptación de los riesgos.

2.7.4 Riesgo-beneficio

Este concepto abarca la comparación de los riesgos con los beneficios asociados. Ha sido usadoampliamente, por ejemplo en el caso de los plaguicidas, donde los beneficios de un incremento en laproducción de alimentos han sido considerados de mayor importancia que los riesgos asociados a su uso.La dificultad de utilizar el binomio riesgo-beneficio es que, frecuentemente, son conceptos imposibles decomparar en un sentido amplio o cuantitativo. El hecho que los beneficios sean, por lo general, mucho másfáciles de cuantificar que los riesgos ha inclinado la balanza en favor de los mismos, al menos en unaprimera etapa. Además, es raro que los riesgos y beneficios recaigan en un mismo grupo de sujetos (porejemplo, los riesgos de contaminación de aguas generalmente recaen en el sector público mientras que losbeneficios pueden estar concentrados en el sector privado).

Aunque el análisis del riesgo-beneficio puede ser algunas veces cuantificado con precisión, en lamayoría de los casos esta situación no se produce. Su valor está más relacionado con su evaluacióncomprensiva que con su estadística. Sin embargo, debe ponerse de manifiesto que las comparaciones delbeneficio y riesgo deben incluir cuál sería el riesgo de no hacer nada.

2.8 Manejo del riesgo

El primer paso relacionado con las decisiones del manejo del riesgo es una evaluación rápida de lacontaminación potencial de sustancias químicas a fin de determinar si existen o no problemassignificativos. Esto frecuentemente podrá cumplirse empleando las siguientes consideraciones:

1. Vertimiento potencial de la sustancia química, determinada por medio de:

a. Muestreo directo y análisis de descargas;b. Recopilación de inventarios de producción y/o uso de sustancias químicas que puedan

impactar las aguas en cuestión (por ejemplo, la producción anual de Diazinon en unaplanta de plaguicidas, o frecuencia del uso y tasa de aplicación de plaguicidas en un áreaagrícola); o

32

c. Identificación simple de una planta de sustancias químicas o área de uso con algúnestimado de tamaño (por ejemplo, número de empleados, hectáreas de tierra regada conplaguicidas, etc.);

2. La naturaleza del cuerpo de agua contiguo a la descarga, a fin de obtener alguna estimacióngeneral cualitativa o cuantitativa de los niveles de contaminantes potenciales en las aguasreceptoras; y

3. Aplicando los criterios de calidad de agua existentes y los estándares de agua potable y de pecespara consumo humano desarrollados en otros lugares, a fin de determinar si las concentraciones decontaminantes predichas pueden plantear un problema significativo a la salud humana o a la calidaddel medio ambiente. Las tablas del anexo 2.II proporcionan información relativa a los criterios decalidad de agua, a los estándares de agua de bebida y a los estándares que relacionan losresiduos de sustancias químicas en pescado. Otra fuente importante de información relacionada arecomendaciones y regulaciones de las sustancias químicas en varios países son los "protocoloslegales" del Registro Internacional de Sustancias Químicas Potencialmente TóxicasT. Alternativamente, puede solicitarse información adicional sobre sustancias químicas al Programadel Medio Ambiente de las Naciones Unidas en SuizaTT o al CEPIS.

Sin embargo, se debe tener cuidado con el hecho de que las decisiones regulatorias sobresustancias químicas tomadas en un determinado país pueden ser sólo comprendidas dentro del marco dela legislación nacional de dicho país. las características socioeconómicas, el nivel de desarrollo industrial,las condiciones climatológicas y los hábitos alimenticios en cada país, son algunos de los factores quepueden influenciar en el tipo de decisiones tomadas para controlar las sustancias químicas.

Si la mencionada evaluación rápida indica que no existe un problema significativo, actual opotencial, es una buena indicación que la realización de un estudio más profundo y la aplicación demedidas correctivas puede no ser necesario en el momento actual; no obstante, deben llevarse a caboevaluaciones periódicas para asegurar que el estatus se mantiene. Si, por otro lado, indica que puedeexistir un problema, será necesario llevar a cabo una evaluación más amplia basada en los procedimientosdelineados en este capítulo, para determinar la extensión del problema y la estrategia más apropiada demanejo del riesgo.

Una vez que el riesgo sobre la salud humana ha sido evaluado, se pueden desarrollar estrategiasde manejo del riesgo diseñadas para evitar, o reducir significativamente, la exposición humana. La Tabla2.7 muestra algunas de las opciones de manejo del riesgo, que se presentan comúnmente cuando se debetratar con problemas de contaminación de aguas superficiales.

El manejo del riesgo, cuando considera la evaluación del mismo como una de sus principalesvariables de decisión, también incluye muchas otras consideraciones: políticas, económicas y sociales;algunas de las cuales pueden ser medidas. Por ejemplo, los beneficios económicos derivados del empleode un plaguicida pueden estimarse en términos del mejoramiento de la producción de granos y,posteriormente, en términos de las ganancias para el productor y para la economía en su totalidad; sinembargo, algunos no se pueden estimar. En el ejemplo citado, variables imprevistas e incontrolablespueden afectar el pronóstico de los beneficios cuando los plaguicidas son aplicados en el campo ycomparados con los ambientes controlados del laboratorio o con los campos experimentales.

T Una versión computarizada disponible en el CEPIS

TT DirectorInternational Register of Potentially Toxic ChemicalsUnited Nations Environment ProgrammePalais des Nations1211 Geneva 10Switzerland (Suiza)

33

Tabla 2.7 Algunas opciones de manejo de riesgo usadas frecuentemente ensituaciones de contaminación de aguas superficiales

1. Control de productos, materiales y tecnología

2. Control de prefabricación y preventa

- selección y/o aprobación de ubicación y diseño de industrias- notificación o registro de nuevos productos y/o procesos

3. Regulación de productos para especificar condiciones de uso y disposición

4. Programas de minimización de descargas (por ejemplo, el uso de materiales reciclados oreclamados, selección de procesos industriales "limpios", tecnologías para reducción interna dedesechos)

5. Control de efluentes industriales

6. Tratamiento "in situ" para adecuar un efluente para su descarga directa en un curso de aguasuperficial, conforme a las reglamentaciones

- por tratamiento selectivo de los diferentes efluentes permitiendo un reciclamiento racional delagua, materiales y reactivos, y un manejo general más estricto en lo concerniente al medioambiente de la planta

- por tratamiento de efluentes mezclados

7. Pretratamiento "in situ" para permitir la transferencia de los efluentes a las plantas municipales detratamiento

- tratamiento diseñado sólo para remover toxicidad

8. Tratamiento de efluentes concentrados, lodos y suspensiones en instalaciones centrales diseñadaspara tratar desechos líquidos peligrosos

9. Protección de la salud mediante plantas de tratamiento de agua potable

- los contaminantes que llegan a las aguas naturales destinadas al consumo humano, a pesar delos "obstáculos", pueden ser efectivamente removidos por medio de una tecnología detratamiento adecuada; por ejemplo, barrido con aire ("air stripping"), tratamiento con carbónactivado granular, ósmosis inversa.

10. Reglamentación del uso del cuerpo de agua, por ejemplo, pesca prohibida

34

La selección de medidas de control apropiadas y realistas es dictada por los requerimientosestatuarios y regulatorios, teniendo en cuenta consideraciones tales como: disponibilidad de tecnologíasde control adecuadas o de alternativas más seguras para productos contaminantes, junto con los incentivossociales y económicos que podrían aplicarse para su cumplimiento.

A continuación se muestran algunos ejemplos de las medidas del manejo del riesgo que han sidoadoptadas en muchos países para reducirlo, debido a sustancias químicas:

1. Estándares de calidad de aire y agua;2. Límites máximos de concentración para residuos de plaguicidas y otros contaminantes en alimento

y forraje para animales;3. Avisos sobre pesca;4. Requerimientos de identificación y hojas de datos de seguridad de productos químicos, para

informar al usuario acerca de los peligros del mal uso y/o su inadecuada disposición;5. Códigos de uso para la industria;6. Licencias; y7. Programas de alerta dirigidos al público.

2.8.1 Del manejo integral riesgo

Tradicionalmente ha existido un acercamiento enfocado al manejo de sustancias químicas en lamayor parte de los países. Esto ha ocurrido principalmente debido a que la legislación ha sido orientada alcontrol de los riesgos de usos determinados (por ejemplo, aditivos de alimentos, drogas, plaguicidas), enmedios específicos (aire, agua, alimentos) o en grupos de poblaciones (por ejemplo, consumidores,trabajadores). En forma general, el manejo de los riesgos bajo estos enfoques particulares ha tenido éxito,a pesar de las dificultades inherentes a tener numerosas agencias gubernamentales involucradas, a la faltade una perspectiva global y a la racionalidad en la aproximación que el control de los contaminantes envarios medios requiere.

Varios gobiernos han reconocido recientemente la necesidad de evaluar los contaminantes endiversos medios en forma integrada y se están desarrollando políticas a fin de lograr este objetivo. Estaspolíticas comprenden la evaluación y el manejo del riesgo basados en los riesgos provocados por unasustancia química en todos sus estados, a través de su ciclo de existencia, comenzando con laintroducción al mercado, y continuando con la manufactura, el transporte, el uso y la disposición.

El manejo racional de la calidad del agua debería estar basado idealmente en un sistema deestándares interdependientes y armonizadas (Figura 2.11).

2.9 El mundo de sustancias químicas

Varios esquemas impresionantes sobre la evaluación de salud-peligro de sustancias químicas hansido presentados. Sin embargo, el número de sustancias tóxicas que se ha evaluado utilizándolas esrelativamente limitado. La Figura 2.12 presenta una lista de los tipos de sustancias químicascategorizadas de acuerdo con siete clases de uso. ha sido preparada por "United States NationalResearch Council" y presentada por Toft (1988). Esta figura muestra la disponibilidad de información sobreestas clases de sustancias químicas que permitiría llevar a cabo una evaluación del peligro sobre la salud.

No obstante, es difícil conocer exactamente cuán preciso es este cuadro debido a que fue derivadoa través de la extrapolación de un subgrupo de 100 sustancias químicas para las cuales se examinó endetalle la disponibilidad de la información toxicológica. De este subgrupo se elaboraron suposiciones sobreel universo total de sustancias químicas comerciales. No sorprende que esté disponible la mayor parte dela información sobre sustancias químicas a las que es probable que seres humanos estén expuestos,como drogas, aditivos alimenticios y plaguicidas, y aún en menor proporción, cosméticos. Esto es debidoa que muchos países tienen leyes que exigen que cierta información toxicológica debe proporcionarse algobierno antes que estos productos puedan utilizarse como drogas, aditivos alimenticios o plaguicidas.

35

Sin embargo, aún en estas categorías muy visibles, no existe suficiente información sobre lamayoría de las sustancias químicas para realizar una evaluación completa sobre su peligro.

Una razón para esto es que muchas de estas sustancias químicas son relativamente antiguas. Esto quiere decir que, fueron introducidas en el mercado hace muchos años, cuando la información legalrequerida era mucho menor en comparación a la actual.

Cuando observamos otras categorías de sustancias químicas, la vasta mayoría de ellas utilizadaen la industria, tales como solventes, reactivos, tintes, etc., la situación es aún peor. No se les puededescribir con suficiente información disponible. Unicamente 20% pueden describirse como sustancias delas cuales se dispone información mínima sobre toxicidad. Se hace notar que no se tiene informacióndisponible sobre salud del 75-80% de las sustancias químicas industriales. Claramente, todavía quedanmuchas pruebas por hacer.

Figura 2.11 Interdependencia de los estándares de calidad de agua

36

Figura 2.12 Factibilidad para llevar a cabo evaluaciones del peligro a la salud de sustancias en siete categorías de universo seleccionado

37

Bibliografía

- BUIKEMA, A.L. Jr.; NIEDERLEHNER, B.R. & CAIRNS, J. JR. (1982). Biological monitoring. PartIV: Toxicity texting. Water Research, 16, 239

- CRUMP, K.S. (1979). Dose response problems in carcinogenesis. Biometrics 35, 157

- FISCHHOFF, B.; LICHTENSTEIN, S.; SLOVIC, P.; DERBY, S.L. & KEENEY, R.L. (1981). Acceptable Risk, Cambridge University Press

- GART, J.J.; KREWSKI, D.; LEE, P.N.; TARONE, R.E. & WAHRENDORF, J. (1986). Statistacalmethods in cancer research. Volume III - The design and analysis of long-term animal experiments. IARC Scientific Publications No. 79. International Agency for Research on Cancer, Lyon

- GREENBERG, A.E.; CONNORS, J.J. & JENKINS, D. (Eds.). (1980). Standard methods for theexamination of water and wastewater. American Public Health Association, American WaterWorks Association and the Water Pollution Control Federation. Washington, D.C.

- HEALTH AND WELFARE CANADA. (1986). Guidelines on the use of mutagenicity tests in thetoxicological evaluation of chemicals. Ottawa, 1986

- Interdepartamental Working Group on Risk-Benefit Analysis (ICTC). (1984). Risk-benefit analysisin the management of toxic chemicals. Agriculture Canada, Ottawa.

- IPCS. (1986). Guide to short-term tests for detecting mutagenic and carcinogenic chemicals. Environmental Health Criteria No. 51, World Health Organization, Geneva, 1986

- IPCS. (1987). Principles of the safety assessment of food additives and contaminants in food. Environmental Health Criteria No. 70, World Health Organization, Geneva, 1987

- KANAZAWA, J. (1981). Measurement of the bioconcentration factors of pesticides by freshwaterfish and their correlation with physico- chemical properties or acute toxicity. Pesticide Science, 12,417.

- KREWSKI, D. (1986). Risk and risk management: Issues and approaches. In S. McColl (Ed.)Environmental Health Risks: Assessment and Management. University of Waterloo Press,Waterloo

- KREWSKI, D. & BROWN, C. (1981). Carcinogenic risk assessment: A guide to the literature. Biometrics, 37, 353

- LICHTENSTEIN, S.; SLOVIC, P.; FISCHHOFF, B.; LAYMAN, M. & COMBS, B. (1978). Judgedfrequency of lethal events. Journal of Experimental Psychology (Human Learning and Memory), 4,551-578

- LIOY, P.M. (1987). In-depth exposure assessments. Journal of the air Pollution ControlAssociation, 37, 791.

- MUNROE, I.C. & KREWSKI, D.R. (1981). Risk assessment and regulatory decision making. FdCosmet. Toxicol., 19, 549

38

- National Research Council, Committee on the Institutional Means for Assessment of Risks toPublic Health (NRC/EPA). (1983). Risk assessment in the Federal Government. Managing theprocess. National Academy Press, Washington, D.C.

- PAGET, G.E. & THOMSON, R. (1979a). Standard Operating Procedures in Toxicology, UniversityPark Press, Baltimore

- PAGET, G.E. & THOMSON, R. (1979b). Standard Operating Procedures in Toxicology, UniversityPark Press, Baltimore

- SPRAGUE, J.B. (1969). Review paper: Measurement of pollutant toxicity to fish. I. Bioassaymethods for acute toxicity. Water Research, 3, 793

- SPRAGUE, J.B. (1970). Review paper: Measurement of pollutant toxicity to fish. II. Utilizing andapplying bioassay results. Water Research, 4, 3

- SUESS, M. (Ed.). (1982). Examination of water for pollution control. Volume 3 - Biological,bacteriological and virological examination. World Health Organization and Pergamon Press,Oxford

- The Royal Society (1983). Risk assessment: A study group report. The Royal Society, London

- TOFT, P. (1988). Disertación en la Cuarta Reunión del Núcleo Técnico del Programa Regional"Evaluación y Manejo de Sustancias Tóxicas en Aguas Superficiales". Marzo 1988, CEPIS, Lima,Perú.

- U.S. Environmental Protection Agency. (1980). Water quality criteria documents: Availability. Federal Register, 45 (No. 231), 79318-79379

- U.S. Environmental Protection Agency. (1984a). Water quality criteria: Request for comments. Federal Register, 49 (No. 23), 4551-4555

- U.S. Environmental Protection Agency. (1984b). Proposed guidelines for exposure assessment. Federal Register, 49, 46304

- U.S. Environmental Protection Agency. (1985a). National primary drinking water regulations;volatile synthetic organic chemicals. Proposed rulemaking. Federal Register, 50, 46902

- U.S. Environmental Protection Agency. (1985b). Technical support document for water quality-based toxics control. Office of Water Enforcement and Permits, Office of Water Regulations andStandards. Washington, D.C.

- U.S. Environmental Protection Agency. (1986). Guidelines for estimating exposure. FederalRegister, 51, 34014

- VOUK, V.B.; BUTLER, G.C.; HOEL, D.G. & PEAKALL, D.B. (1985). Methods for estimating risksof chemical injury. Scientific Committee on the Problems of the Environment (SCOPE) No. 26. John Wiley & Sons, Chichester

39

- Whyte, A.V. & Burton, I. (1980). Environmental risk assessment. Scientific Committee on theProblems of the Environment (SCOPE) No. 15. John Wiley & Sons, Chichester

- WHYTE, A.V. & BURTON, I. (1982). Perception of risk in Canada. In Burton, I.; FOWLE, C.D. &MCCOLLOUGH, R.L. (Eds.). Living with risk. Institute of Environmental Studies, University ofToronto

- WILLES, R.F.; MITCHELL, M.F.; CURRY, P.B. & ROBERTS, J.R. (1985). Extrapolation oftoxicological data from laboratory studies to the human situation. Monograph III In Strengths andlimitations of benefit-cost analyses applied to the assessment of industrial organic criteria forenvironmental quality. National Research Council of Canada. NRCC No. 23909

- WORLD HEALTH ORGANIZATION. (1978). Principles and methods for evaluating the toxicity ofchemicals. Part I. Environmental health Criteria No. 6. World Health Organization, Geneva

- WORLD HEALTH ORGANIZATION. (1985). Risk management in chemical safety. ICP/CEH506/m01 56881. World Health Organization. European Program on Chemical Safety, Geneva.

- YOSHIOKA, Y.; MIZUNO, T.; OSE, Y. & SATO, T. (1986). The estimation for toxicity of chemicalson fish by physico-chemical properties. Chemosphere, 15(2), 195

Anexo 2.I

UN EJEMPLO DE LOS CÁLCULOS DE LA EVALUACIÓN DEL RIESGO

Dr. D. MurdochHealth and Welfare Canada

41

En este anexo se presenta un ejemplo ilustrativo e hipotético de los cálculos de la evaluación delriesgo. Los términos y abreviaturas empleados están definidos al final del anexo.

Un estudio de toxicidad crónica de dos años de duración fue llevado a cabo empleando cuatrogrupos de 50 ratones de cada sexo. La dosificación se realizó mediante alimentación forzada. Las dosisadministradas a cada uno de los cuatro grupos fue: 0, 1, 2 y 4 mg diariamente. El nivel de dosis de 4 mgfue la máxima tolerada, de acuerdo a los ensayos preliminares de búsqueda de rango.

Durante el estudio, el peso promedio del cuerpo de cada ratón fue de 25 g, haciéndose las dosisadministradas a los ratones equivalentes a 0, 40, 80 y 160 mg/kg del peso del cuerpo por día.

Muchos animales murieron durante la ejecución del estudio. Al final del mismo, todos los animalesremanentes fueron sacrificados para realizar la autopsia y los exámenes histopatológicos. Debido a variasrazones no relacionadas con el objetivo del estudio, algunos de los animales fueron eliminados, reduciendoasí el número de animales del grupo. Las razones incluyeron: muertes debido a una técnica deficiente dealimentación forzada, escapes del animal, etc.

Se observaron dos condiciones que parecían estar relacionadas con el tratamiento: la alopecia(calvicie) y el carcinoma hepatocelular. El número de animales afectado en cada grupo es el siguiente:

Dosis Alopecia Carcinoma Hepatocelular mg/kg/día Machos Hembras Machos Hembras 0 0/50 0/49 0/50 0/49

40 0/48 0/50 0/48 1/50 80 1/48 0/48 1/48 3/48

160 15/49* 8/50* 3/49 7/50*

* significativamente mayor que el control

Estimación del riesgo a alopecia

Esta es una respuesta no cancerígena; es razonable asumir que existe un umbral para este efecto. Por lo tanto, la ingestión diaria aceptable (ADI)1 (por sus siglas en inglés) se calcula utilizando la prueba deFischer2 para comparar los grupos dosificados con los grupos de control. Tanto para machos como parahembras, el grupo dosificado más bajo con una respuesta significativamente más alta que el grupo decontrol recibió 160 mg/kg/día de la sustancia química. De esta forma, el nivel al cual no se observaronefectos (NOEL)3 se estableció en 80 mg/kg/día.

Usando un factor de seguridad de 100 (10x para considerar incertidumbres en la respuesta, y 10xpara compensar la posibles diferencias entre especies) el ADI es calculado como 80/100 = 0,8 mg/kg/díapara seres humanos, basado solamente en el riesgo de alopecia.

Estimación del riesgo a carcinoma hepatocelular

Aquí se hace la suposición que no existe un nivel de umbral y que la tasa de respuesta puede serproporcional a la dosis (al menos a un rango bajo de dosis).

La prueba de Cochran-Armitage para tendencias lineales se usa para detectar un efecto; éstamuestra una tendencia significativamente positiva en machos y hembras a un nivel de probabilidad del 5%.

42

Dos métodos son usados en este ejemplo para extrapolar los efectos observados en el rango debaja dosis: el modelo de multiestado linealizado4 y el modelo de extrapolación lineal fortalecido5. Laspendientes obtenidas empleando el segundo método son generalmente más conservadoras (más altas) queempleando el modelo de multiestado linealizado, pero tienen la ventaja de una aplicabilidad más amplia.

El nivel superior de confianza del 95% de la pendiente de baja dosis basado en estos dos métodoses el siguiente:

Pendiente de baja dosis (mg/kg/día)-1

Multiestado Robusto

linealizado lineal

Macho 0,0005 0,0012 Hembra 0,0013 0,0024

La prudencia establece que los resultados para hembras deben tomarse como base para estimar elriesgo al ser humano dado que son más sensibles bajo las condiciones experimentales del estudio. Eneste caso, el modelo de multiestado linealizado reproduce los datos con bastante calidad y fue usado conpropósitos de evaluación del riesgo.

Basados en el límite superior para las pendientes de baja dosis de 0,0013 (mg/kg/día)-1 la dosisvirtualmente segura (VSD) para seres humanos para un riesgo, en un lapso de vida de 1 en 100 000, es0,00001/0,0013 = 0,008 mg/kg/día.

Evaluación global

En este ejemplo, la VSD para la respuesta carcinogénica es más baja que el ADI por inducción dealopecia, y debería ser usado como base para establecer niveles aceptables en el medio ambiente de formade proveer seguridad contra ambos peligros.

Notas:

1. Ingestión diaria aceptable (ADI): La dosis considerada como segura para la ingestión por sereshumanos durante una exposición de un lapso de vida.

2. La prueba exacta de Fischer: Es una prueba estadística para comparar respuestas binarias en dosgrupos. Está basada en la suposición que los individuos son asignados en forma aleatoria a los grupos,de forma tal que la única diferencia sistemática entre los grupos es el nivel de dosis.

3. Nivel de efecto no observado (NOEL): Es el nivel de dosis más alto administrado en un estudio detoxicidad que muestra que no existe un incremento significativo en una respuesta particular sobre latasa observada en un grupo de animales de control.

43

4. Modelo de multiestado linealizado: El modelo de multiestado para una curva de dosis-respuesta asumela siguiente forma general:

p(d) = 1 - exp[-(qo + q1d + ... + qkdk)]

donde k es el número de estados.

El modelo de multiestado linealizado es una forma simplificada del modelo de multiestado empleadopara calcular los límites de confianza aproximados en las pendientes de baja dosis. En esta forma, elcoeficiente lineal, q1, es reemplazado por el límite de confianza superior en él, y todos los otroscoeficientes son llevados a cero. Estos cálculos pueden ser ejecutados empleando el programa decomputadora global 82 (véase K.S. Crump, 1984; J. Env. Path. Tox. Onc., 5; 339-348).

5. Extrapolación lineal consistente: Es un método estadístico para fijar un límite superior de confianza enlas pendientes de baja dosis, basado en la suposición que la curva de dosis-respuesta es convexahacia arriba en la región de baja dosis. Este método está descrito en Krewski, Dd; Murdosh, D.J. &Dewanji, A. (1986); Modern Statistical Methods in Chronic Disease Epidemiology, S.H. Moolgavkar yR.L. Prentice (Eds.). Wiley-Interscience, New York, 259-282.

Anexo 2.II

CRITERIOS DE CALIDAD DEL AGUA

45

Parte 1

Criterios de calidad de agua propuestos por laAgencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos

Las siguientes tablas contienen la información resumida de los criterios de calidad del aguapropuestos por la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos publicados en el FederalRegister 45(231), 79318-79379 (1980) y 49(23), 4551-4554 (1984).

Criterios de calidad del agua

(Tal como fueron propuestos por la Agencia de ProtecciónAmbiental de los Estados Unidos)

Tabla 2.A.II.1 Vida acuática de agua dulce(Todos los valores en µg/�)

Sustancia química Toxicidad Nota Toxicidad Nota aguda crónica

Acenafteno 1700 * n/aAcroleína 68 * 21 *acrilonitrilo 7550 * 2600 **Aldrín 3 n/aDieldrín 2,5 0,0019 ***Amoniaco ver nota 1Antimonio 9000 * 1600 *Arsénico (III) 140 + 72 +Benceno 5300 * n/aBencidina 2500 * n/aBerilio 130 * 5,3 *Tetracloruro de carbono 35 200 * n/aClordano 2,4 0,0043 ***Bencenos clorados 250 * n/aEtanos clorados 1,2-dicloroetano 118 000 * 20 000 * 1,1,1-tricloroetano 18 000 * n/a 1,1,2-tricloroetano 18 000 * 9400 * 1,1,2,2-tetracloruro etano 9320 * 2400 * Pentacloro etano 7240 * 390 * Hexacloro etano 980 * 540 *Naftalenos clorados 1000 * n/aFenoles clorado 4-cloro-3-metilfenol 30 * 2-clorofenol 4380 * n/a 2,4-diclorofenol 2020 * 365 * 2,4,6-triclorofenol 970 * Pentaclorofenol 50 * 3,2 *Eteres cloroalquílicos 238 000 * n/a

46

Tabla 2.A.II.1 Vida acuática de agua dulce (cont.)(Todos los valores en µg/�)

Sustancia química Toxicidad Nota Toxicidad Nota aguda crónica

DDT y metabolitos DDT 1,1 (máx)

0,001 (promedio de 24 h) TDE 0,6 * n/a DDE 1050 * n/aDiclorobencenos 1120 * 763 *Dicloroetilenos 11 600 * n/aDicloropropanos 23 000 * 5700 *Dicloropropenos 6060 * 244 * 2,4-dimetilfenol 2120 * n/a 2,4-dinitrotolueno 330 * 230 * 1,2-difenilhidrazina 270 * n/aEndosulfano 0,22 (máx)

0,056 (promedio de 24 h)Endrín 0,18 (máx)

0,0023 (promedio de 24 h)Etilbenceno 32 000 * n/aFluoranteno 3980 * n/aHalometanos 11 000 * n/a Cloroformo 28 900 * 1240Heptacloro 0,52 (máx)

0,0038 (promedio de 24 h)Hexacloro butadieno 90 * 9,3 *Hexaclorociclohexano Lindano 2,0 (máx)

0,06 (promedio de 24 h) BHC 100 * n/aHexaclorociclopentadieno 7 * 5,2 *Isoforone 117000 * n/aNaftaleno 2300 * 620 *Níquel ++ ++Nitrobenceno 27 000 * n/aNitrofenoles 230 * n/aNitrosaminas 5850 * n/aFenol 10 200 * 2560 *Esteres ftálicos 940 * 3 *Policlorobifenilos >2,0 0,014 (prom. de 24 h)Selenio Selenite 260 (máx)

(promedio de 24 h) Selenato 760 * n/aPlata +++ 0,12 *Tetracloroetileno 5280 * 840 *Talio 1400 * 40 *Tolueno 17 500 * n/aToxafeno 1,6 (máx)

0,013 (promedio de 24 h)Tricloroetileno 45 000 * n/aCloruro de vinilo n/a n/aZinc 47 (promedio de 24 h)

47

* Efectos notables a estas concentraciones, y pueden ocurrir a concentraciones más bajas conespecies más sensibles

** La mortalidad ocurre con exposiciones a esta concentración por 30 días

*** Promedio de 24 horas

+ Probablemente no protectora de gastrophyrene carolinensis

++ Valor numérico dado por e (0,76 [ln (dureza)] + 1,06) como un promedio de 24 horas y laconcentración no deberá exceder el valor numérico dado por e (0,76 [ln (dureza)] + 4,02) encualquier tiempo

+++ El valor numérico dado por e (1,76 [ln (dureza)] - 6,52) no deberá ser excedido en cualquier tiempo

NOTA: En la protección de la vida acuática de agua dulce, el criterio para el amoniaco está basado en latemperatura ambiental del agua y el pH con concentración máxima y con valores promedio de 30días. La referencia proporciona los valores de los criterios para los rangos de pH de 6,5 a 9 y unrango de temperatura de 0°c a 30°c.

Tabla 2.A.II.2 Vida acuática de agua dulceConcentración en agua (µg/� )

Sustancia química Dureza* Promedio de Máxima Hasta 96 30 días horas

Arsénico (III) 72 140 72-140Cadmio* 50 2

100 4,5200 10

Cloro (residual) 8,3 14 8,3-14Cromo (VI) 7,2 11 7,2-11Cromo (III)* 50 42 870

100 74 1500200 130 2700

Cobre* 50 5,8 8,4100 11 16200 20 29

Cianuro (como CN) 4,2 22 4,2-22Plomo 50 1 25

100 2,5 64200 64 160

Mercurio 0,2 1,1 0,2-1,1

* Los criterios dependen de la dureza. Los valores dados son únicamente ilustrativos. Las fórmulaspara el cálculo de los criterios para cualquier grado de dureza están dados en las referencias.

48

Tabla 2.A.II.3 Salud humana(Todos los valores en µg/� , a menos que se indiquen otras unidades)

Sustancia química Agua y Solo Notas Alimento Alimento

Acenafteno n/a n/aAcroleína 320 780Acrilonitrilo 0,058 0,65 *Aldrín 0,000074 0,000079 *Dieldrín 0,000071 0,000076 *Antimonio 146 45 000Arsénico 0,0022 0,018 *Asbestos 30 000 n/a **Benceno 0,66 40 *Bencidina 0,00012 0,00053 *Cadmio 10 n/a ***Tetracloruro de carbono 0,4 6,9 *Clordano 0,0046 0,0048 *Bencenos clorados

Hexaclorobenceno 0,00072 0,00074 * Tetraclorobenceno 38 48 Pentaclorobenceno 74 85

Etanos clorados 1,2-dicloroetano 0,94 243 * 1,1,1-tricloroetano 18 400 1,03 g/� 1,1,2-tricloroetano 0,6 41,8 * 1,1,2,2-tetracloroetano 0,17 10,7 * Hexacloroetano 1,9 8,7 *

Naftalenos clorados n/a n/aFenoles clorados

2-metl-4-clorofenol n/a n/a 3-metil-4-clorofenol n/a n/a 3-metil-6-clorofenol n/a n/a 3-clorofenol n/a n/a 4-clorofenol n/a n/a 2,4-diclorofenol 3,09 2,5-diclorofenol n/a n/a 2,6-diclorofenol n/a n/a 3,4-diclorofenol n/a n/a 2,4,5-triclorofenol n/a n/a 2,4,6-triclorofenol 1,2 3,6 * Pentaclorofenol 1010

Eteres cloroalquílicos Bis-(clorometil) eter 0,000004 0,0018 * Bis-(2-cloroetil) eter 0,00003 0,0014 * Bis-(2-cloroisopropil) eter 34,7 4360

Cromo Hexavalente 50 *** Trivalente 170 mg/� 3433 mg/�

Cobre n/a n/a Cianuro 200 ***

DDT y metabolitos DDT 0,000024 0,000024 *

Diclorobencenos 400 2600Diclorobencidenos 0,0103 0,0204 *Dicloroetilenos

1,1-dicloroetilenos 0,033 1,85 *

49

Tabla 2.A.II.3 Salud humana (cont.)(Todos los valores en µg/� , a menos que se indiquen otras unidades)

Sustancia química Agua y Solo Notas Alimento Alimento

Dicloropropanos n/a n/aDicloropropenos 87 14 100

2,4-dimetilfenol n/a n/a 2,4-dinitrotolueno 0,11 9,1 * 1,2-difenilhidrazina 0,042 0,56 *

Endosulfano 74 259Endrín 1 ***Etilbenceno 1400 3280Fluoranteno 42 54Halometanos 0,19 15,7 *

Cloroformo 0,19 15,7 *Heptacloro 0,00028 0,00029 *Hexaclorobutadieno 0,45 50 *Hexaclorociclohexano (HCH)

Alfa-HCH 0,0092 0,031 * Beta-HCH 0,0163 0,0547 * Teta-HCH 0,0123 0,0414 * Gama-HCH 0,0186 0,0625 * Delta-HCH n/a n/a Epsilón-HCH n/a n/a

Hexaclorociclopentadieno 206Isoforone 5200 0,52 g/Plomo 50 ***Mercurio 0,144 0,146Naftaleno n/a n/aNíquel 13,4 100Nitrobenceno 19 800Nitrofenoles

Dinitrofenol 70 14 300 2,4-dinitro-cresol 13,4 765

Nitrosaminas N-nitrosodimetilamina 0,0014 1,6 * N-nitrosodietilamina 0,0008 1,24 * N-nitrosodi-n-butilamina 0,00064 0,59 * N-nitrosodifenilamina 4,9 16,1 * N-nitrosopirrolidina 0,016 91,9

Fenol 3500Esteres ftálicos

Dimetilftalato 31 300 1,9 g/ Dietilftalato 350 000 1,8 g/ Dibutilftalato 34 000 154 000 Di-2-etilhexylftalato 15 000 50 000

Bifenilos policlorados 0,000079 0,000079 *Hidrocarburos aromáticos polinocleares 0,0028 0,0311 *Selenio 10 ***Plata 50 ***Tetracloroetileno 0,8 8,85 *Talio 13 48Tolueno 14 300 424 000Toxafeno 0,00071 0,00073 *Tricloroetileno 2,7 80,7 *Cloruro de vinilo 2 525 *Zinc n/a

50

* Estimaciones de las concentraciones que pueden resultar en un mayor incremento de losriesgos de cáncer sobre un tiempo de vida estimado en 10-6

** Fibras/cc

*** Estándares de agua de bebida

n/a Insufientes datos disponibles para determinar un criterio

NOTA: Estos criterios se basan en los efectos sobre la salud. Los criterios basados enconsideraciones organolépticas pueden resultar en valores más bajos.

Tabla 2.A.II.4 Algunas concentraciones máximas permitidas en pescado ("Límites de Acción")

(U.S. Food and Drug Administration, 1978)

Sustancia química Concentración máxima en pescado (porción comestible), ppm (1)

Aldrín/Dieldrín 0,3DDT y metabolitos 5,0Endrín 0,3Heptacloro/Heptacloro epóxico 0,3Kepone 0,3Mercurio 1,0Mirex 0,1Bifeniles policlorados (pcbs) 5,0(2)

Toxafeno 5,0

(1) ppm = una parte de la sustancia química por un millón de partes de peso húmedo delpescado = µg/g(w); g(w) = gramo de peso húmedo.

(2) 2,0 ppm adoptado posteriormente por el U.S. FDA.

51

Parte 2

Criterios de la Organización Mundial de la Saludpara la calidad del agua de abastecimiento

Las siguientes tablas resumen los valores de los criterios del documento "Guidelines for DrinkingWater Quality" publicado por la OMS, Ginebra (1984), en tres volúmenes. El volumen I es el documentobásico que resume los valores de los criterios y su justificación; el volumen 2 contiene una descripción delos criterios de cada sustancia o contaminante; y el volumen 3 trata de los controles de calidad enpequeños sistemas de comunidades.

Tabla 2.A.II.5 Constituyentes inorgánicos de importancia para la salud Constituyente Unidades Valor de la Observaciones guía

Arsénico mg/� 0,05Asbestos - No determinadoBario - No determinadoBerilio - No determinadoCadmio mg/� 0,005Cromo mg/� 0,05Cianuro mg/� 0,1Fluoruro mg/� 1,5 Natural o adicionado deliberada-

mente; puede necesitar adapta-ción a las condiciones locales oclimáticas

Dureza - No determinado para la salud

Plomo mg/� 0,05Mercurio mg/� 0,001Níquel - No determinadoNitratos mg/� (N) 10Nitritos - No determinadoSelenio mg/� 0,01Plata - No determinadoSodio - No determinado

52

Tabla 2.A.II.6 Constituyentes orgánicos de importancia para la salud Constituyente Unidades Valor de la Observaciones guía

Aldrín y dieldrín µg/� 0,03Benceno µg/� 10a

Benzo (a) pireno µg/� 0,01a

tetracloruro de carbono µg/� 3a Valor tentativob

Clordano µg/� 0,3Clorobencenos µg/� No determinado Umbral de olor a concentra-

para la salud ciones entre 0,1 y 3 µg/�Cloroformo µg/� 30a la eficiencia de la desin-

fección no deberá estar com-prometida cuando se controleel contenido de cloroformo

Clorofenoles µg/� No determinado Umbral de olor a concentra- para la salud ciones de 0,1 µg/�

2,4-D µg/� 100c

DDT µg/� 11,2-dicloroetano µg/� 10a

1,1-dicloroetenod µg/� 0,3a

Heptacloro y hep- ptacloro epóxido µg/� 0,1Hexaclorobenceno µg/� 0,01a

Gama-HCH (Lindano) µg/� 3Metoxicloro µg/� 30pentaclorofenol µg/� 10Tetracloroetenod µg/� 10a Valor tentativoTricloroetenod µg/� 30a Valor tentativo2,4,6-triclorofenol µg/� 10a,c Umbral de olor a concentra-

ciones de 0,1 µg/�Trihalometanos No determinado Ver cloroformo

Notas:

a Los valores de los criterios fueron computados de un modelo matemático hipotético conservativo, elcual no pudo ser verificado experimentalmente y, por lo tanto, los valores deben ser interpretadosde manera diferente. Las incertidumbres involucradas pueden alcanzar dos órdenes de magnitud(por ejemplo, de 0,1 a 10 veces el número).

b Cuando los datos disponibles de carcinogenidad no sustentan el valor de un criterio, pero loscompuestos se consideran de importancia para el agua de consumo humano, y por lo tanto esnecesario considerar un criterio, el valor de un criterio tentativo fue definido tomando como base losdatos disponibles relacionados con la salud.

c Puede ser detectable por sabor y olor a bajas concentraciones.

d Estos compuestos fueron previamente conocidos como 1,1-dicloroetileno, tetracloroetileno ytricloroetileno, respectivamente.

53

Tabla 2.A.II.7 Calidad estética

Constituyente Unidades Valor de la Observaciones guía

Aluminio mg/� 0,2Cloruros mg/� 250Clorobencenos y

clorofenoles - No determinado Estos compuestos pueden afectar el sabor y el olor

Color Unidades de 15Color verdadero(TCU)

Cobre mg/� 1,0Detergentes - No determinado No deben formar espumas o

causar problemas de olor ysabor

Dureza mg/� 500(como CaCO3)

Sulfuro de hidrógeno - No detectablepor los con-sumidores

Fierro mg/� 0,3Manganeso mg/� 0,1Oxígeno disuelto - No determinadopH - 6, 5-8, 5Sodio mg/� 200Sólidos disueltos

totales mg/� 1000Sulfatos mg/� 400Sabor y olor - Inofensivo a los

consumidoresTemperatura - No determinadoTurbiedad Unidades 5 Preferentemente <1 para

nefelométricas una buena eficiencia dede turbiedad desinfección(NTU)

Zinc mg/� 5,0

54

Parte 3

Criterios de Calidad del Agua de Canadá

La siguiente tabla es un resumen de la publicación "Guidelines for Canadian Drinking Water -1987", publicada por el Departamento de Salud y Bienestar Nacional, Ottawa. Los parámetros incluidos enlos criterios de Canadá relacionados con las propiedades organolépticas, o por otras razones no vinculadasa la salud (por ejemplo, corrosión o incrustación de tuberías), han sido omitidos. En algunos casos,especialmente los clorofenoles, el bajo valor que se da es debido a consideraciones de olor y sabor.

Tabla 2.A.II.8 Guías de calidad del agua potable en CanadáSalud humana

Concentración Sustancia Máxima aceptable

(mg/ )

Acido nitrilo-triacético 0,05Aldicarb 0,009Aldrín + dieldrín 0,0007Arsénico 0,05Asbestos *Atrazina 0,06**Azinphos-metil 0,02Bario 1Benceno 0,005Bendiocarb 0,04Benzo(a)pireno 0,00001Boro 5Bromoxynil 0,005Cadmio 0,005Carbaryl 0,09Carbofurano 0,09Clordano 0,007clorobenceno; 1,2-di- 0,2Clorobenceno; 1,4-di- 0,005Clorofenol; 2,4-di- 0,9Clorofenol; penta- 0,06Clorofenol; 2,3,4,6-

Tetra 0,1Clorofenol; 2,4,6-tri 0,005Clorpirifos 0,09Cromo 0,05Cianazina 0,01**Cianuro 0,22,4-D 0,1DDT + metabolitos 0,03Diazinon 0,02Dicamba 0,12Diclorometano 0,05Diclofop-metil 0,009

55

Tabla 2.A.II.8 Guías de calidad del agua potable en CanadáSalud humana (cont.)

Concentración Sustancia Máxima aceptable

(mg/ )

Dieldrín + aldrín 0,0007Dimetoato 0,02**Diquat 0,07Diurón 0,15Floruro 1,5Gasolina *Glifosato 0,28**Heptacloro + epóxido 0,003Lindano 0,004Melatión 0,19Mercurio 0,001Metil-paratión 0,007Metolaclor 0,05**Metoxicloro 0,9Metribuzina 0,08Nitrato 10Nitrito 1Paraquat 0,01**Paratión 0,05Plaguicidas (total) 0,1Phorate 0,002**Plomo 0,05Selenio 0,01Simazine 0,01**2,4,5-t 0,28Temephos 0,28**Terbufos 0,001**Tetracloruro de carbono 0,007Trialato 0,23Trialometanos 0,35Turbiedad 1 unt***Uranio 0,1

* Una evaluación de los datos indica que no es necesario definir un criterio numérico.

** Los datos fueron insuficientes para estabalecer una concentración máxima aceptable. Estosvalores fueron obtenidos de datos disponibles relacionados con la salud, pero empleando factoresde seguridad adicionales para compensar la incertidumbre involucrada.

*** Se permite un máximo de 5 UNT si se demuestra que la desinfección no es afectada por el uso deeste valor menos estricto.

56

Tabla 2.A.II.9 Criterios para la vida acuática de agua dulce (resumen)

Parámetros Criterio Comentarios

Parámetros inorgánicos

Aluminio1 0,005 mg.L-1 pH< 6,5; [Ca2-] <4,0 mg.L-1 ; DOC*< 2,0 mg.L-1

0,1 mg.L-1 pH∗ 6,5; [Ca2-] ∗4,0 mg.L-1 ; DOC ∗ 2,0 mg.L-1

Antimonio DI2

Arsénico 0,05 mg.L-1

Berilio DI

Cadmio 0,2 µg.L-1 Dureza 0-60 mg.L-1 (CaCO3)

0,8 µg.L-1 Dureza 60-120 mg.L-1 (CaCO3)

1,3 µg.L-1 Dureza 120-180 mg.L-1 (CaCO3)

1,8 µg.L-1 Dureza > 180 mg.L-1 (CaCO3)

Cloro (cloro 2,0 µg.L-1 Medido por un método amperométrico oresidual total) equivalente

Cromo 0,02 mg.L-1 Protección de peces

2,0 mg.L-1 Protección de vida acuática,incluyendozooplancton y fitoplancton

Cobre 2 µg.L-1 Dureza 0-60 mg.L-1 (CaCO3)

2 µg.L-1 Dureza 60-120 mg.L-1 (CaCO3)

3 µg.L-1 Dureza 120-180 mg.L-1 (CaCO3)

4 µg.L-1 Dureza > 180 mg.L-1 (CaCO3)

Cianuro 5,0 µg.L-1 Cianuro libre como CN

* Carbón orgánico disuelto

57

Tabla 2.A.II.9 Criterios para la vida acuática de agua dulce (resumen) (cont.)

Parámetros Criterio Comentarios

Parámetros inorgánicos (cont.)

Oxígeno Disuelto 6,0 mg.L-1 Biota de agua cálida - estados jóvenes de vida

5,0 mg.L-1 Biota de agua cálida - otros estados de vida

9,5 mg.L-1 Biota de agua fría - estados jóvenes de vida

6,5 mg.L-1 Biota de agua fría - otros estados de vida

Fierro 0,3 mg.L-1

Plomo 1 µg.L-1 Dureza 0-60 mg.L-1 (CaCO3)

2 µg.L-1 Dureza 60-120 mg.L-1 (CaCO3)

4 µg.L-1 Dureza 120-180 mg.L-1 (CaCO3)

7 µg.L-1 Dureza > 180 mg.L-1 (CaCO3)

Mercurio 0,1 µg.L-1

Níquel 25 µg.L-1 Dureza 0-60 mg.L-1 (CaCO3)

65 µg.L-1 Dureza 60-120 mg.L-1 (CaCO3)

110 µg.L-1 Dureza 120-180 mg.L-1 (CaCO3)

150 c Dureza > 180 mg.L-1 (CaCO3) Nitrógeno Amoniaco 2,2 mg.L-1 pH 6,5; temperatura 10°C total

1,37 mg.L-1 pH 8,0; temperatura 10°C

Nitrito 0,06 mg.L-1

Nitrato Las concentraciones que estimulan el creci-miento prolífico de malezas deberán serevitadas

Nitrosaminas DI

pH 6,5-9,0

Selenio 1 µg.L-1

Plata 0,1 µg.L-1

58

Tabla 2.A.II.9 Criterios para la vida acuática de agua dulce (resumen) (cont.) Parámetros Criterio Comentarios

Parámetros inorgánicos (cont.)

Talio DI

Zinc 0,03 µg.L-1

Parámetros orgánicos

Acroleína DI

Aldrín/dieldrín 4 ng.L-1 (dieldrín)

Benceno 0,3 mg.L-1

Clordano 6 ng.L-1

Bencenos clorados3

Monoclorobencenos 15 µg.L-1

Diclorobenceno 1,2- y 1,3- 2,5 µg.L-1

1,4- 4,0 µg.L-1

Triclorobenceno 1,2,3- 0,9 µg.L-1

1,2,4- 0,5 µg.L-1

1,3,5- 0,65 µg.L-1

Tetraclorobenceno 1,2,3,4- 0,10 µg.L-1

1,2,3,5- 0,10 µg.L-1

1,2,4,5- 0,15 µg.L-1

Pentaclorobenceno 0,030 µg.L-1

Hexaclorobenceno 0,0065 µg.L-1

Etilenos clorados3

Tetracloroetileno 260 µg.L-1

DI- y tricloroetilenos DI

59

Tabla 2.A.II.9 Criterios para la vida acuática de agua dulce (resumen) (cont.)

Parámetros Criterio Comentarios

Parámetros orgánicos (cont.)

Fenoles clorados

Monoclorofenoles 7 µg.L-1

Diclorofenoles 0,2 µg.L-1

Triclorofenoles 18 µg.L-1

Tetraclorofenoles 1 µg.L-1

Pentaclorofenoles 0,5 µg.L-1

DDT 1 ng.L-1

Dinitrotolueno DI

Difenilhidrazina DI

Endosulfano 0,02 µg.L-1

Endrín 2,3 ng.L-1

Etilbenceno3 0,7 mg.L-1

Eteres halogenados DI

Heptacloro – heptacloro 0,01 µg.L-1

epóxido

Hexacloro-butadieno 0,1 µg.L-1

Hexaclorociclo – hexano 0,01 µg.L-1

isomeros

Hexaclorociclopentadieno DI

Fenoles (total) 1 µg.L-1

Nitrobenceno DI

Nitrofenoles DI

Fenoxi herbicidas (2,4-D) 4,0 µg.L-1

60

Tabla 2.A.II.9 Criterios para la vida acuática de agua dulce (resumen) (cont.)

Parámetros Criterio Comentarios

Parámetros orgánicos (cont.)

Esteres ftálicos

DBP 4 µg.L-1

DEHP 0,6 µg.L-1

Otros 0,2 µg.L-1

Bifenilos policlorados 1 ng.L-1

(total)

Hidrocarburos aromáticos DI policíclicos

Tolueno 0,3 mg.L-1

Toxafeno 8 ng.L-1

Parámetros físicos

Temperatura Las adiciones termales no deberían alterar laestratifiacación térmica o el tiempo de renova-ción, ni exceder las temperaturas promediomáximas semanales, ni las temperaturasmáximas a corto plazo

Sólidos suspendidos incremento Sólidos suspendidos de base ∗ 100,0 mg.L-1

totales de 10,0 mg.L-1

Sólidos incremento Sólidos suspendidos de base > 100,0 mg.L-1

suspendidos del 10%totales sobre los niveles de base

1 Concentraciones de metales pesados reportados como metal total en una muestra sin filtrar.2 DI = Datos Insuficientes para recomendar un criterio3 Criterio tentativo

61

Se decidieron las siguientes modificaciones:

1. En el establecimiento de los criterios canadienses se consideraron todos los componentes delecosistema acuático (por ejemplo, fitoplancton, zooplancton, bentos, macrofitos, peces) de los quehabía datos disponibles. Cuando los datos eran limitados se estimó preferible el uso de criteriostentativos a la ausencia de criterios. Los criterios tentativos canadienses fueron desarrolladoscuando los datos base contenían, como mínimo, datos de toxicidad aguda para varias especies depeces, incluyendo salmónidos y diversas especies de invertebrados, aún cuando fue reconocida lanecesidad de más información.

2. Por lo general, se adoptó el acercamiento de desarrollo de criterios para la vida acuática de laComisión Mixta de la Junta Internacional de Calidad de Agua (IJC, 1975) y el Ministerio del MedioAmbiente de Ontario (1979). Este manifiesta que los criterios "sean establecidos a valores talesque se protejan todas las formas de vida acuática y cada uno de sus ciclos de vida. La intenciónevidente es proteger todas las fases de vida durante una exposición indefinida al agua". Esteenfoque contrasta con el de la EPA (1985a) en el cual "la protección de todas las especies en todomomento y lugar no se estima necesaria". Para los criterios canadienses el acercamiento deOntario fue modificado hasta el punto que los valores de salida no fueron considerados si estabanbasados en un sólo valor no verificado, en una prueba no estándar o si la especie en cuestión noera predominante en Canadá.

3. La propuesta de dos números introducida por la EPA en 1980 (anónimo, 1980), consistentes en unnúmero máximo y otro medio (promedio), no fue adoptada por la falta de una base científica sóliday generalmente aceptada para la duración del período promedio.

Entre 1980 y 1985, la EPA consideró períodos promedio de 24 horas y 4 y 30 días. Estudiosrecientes han mostrado que las concentraciones promedio obtenidas de pruebas crónicas delaboratorio no pueden ser aplicadas a condiciones de campo porque las concentracionesinvariables se consideran menos tóxicas que las fluctuantes, aún cuando el valor promedio sea elmismo (U.S. EPA, 1985a). En Canadá, la frecuencia de "monitoreo" es apenas adecuada paraapoyar criterios promedio de 24 horas ó 4 días. Como consecuencia, un criterio promedio seríaescasamente aplicable de forma directa.

El valor máximo se basa en una concentración de "no-efecto" a largo plazo más que en unaconcentración aguda, por las siguientes razones: si los criterios estuvieran próximos a laconcentración aguda, una concentración en el agua continuamente justo por debajo de ese criteriopodría causar efectos crónicos y eventualmente dañar o eliminar una población residente. Lasuposición de que un único muestreo (a menudo mensual) representa siempre una condiciónaislada instantánea pone en riesgo a los ambientes acuáticos, ya que dicha condición puedecontinuar durante horas, días o incluso semanas. Dado que el tiempo de vuelta al laboratorio paraalgunos "monitoreos" puede ser prolongado, los criterios para vida acuática son más útiles si seestablecen a niveles "preventivos" más que de "emergencia".

4. Se consideró deseable un acercamiento consistente para el desarrollo de criterios, pero la variaciónen el tipo y cantidad de datos disponibles hace necesaria, algunas veces, la modificación de talacercamiento. Los criterios fueron, generalmente, derivados de los más sensitivos de lossiguientes: datos de "efecto no negativo" obtenidos de una prueba de toxicidad crónica de ciclos devida o primeras etapas de desarrollo, el umbral para la descomposición de la carne de pescado, oconcentraciones en el agua que resultarían en concentraciones aceptables para las partescomestibles de los peces del mercado (o protección de los consumidores naturales). Los criteriosfueron comparados con valores de toxicidad crónica conocidos y se hicieron modificaciones parabrindar protección a largo plazo a las especies sensitivas importantes de plantas y animales o sususos, si fuera necesario. Cuando se necesita un criterio pero no hay suficientes datos de toxicidadcrónica, se ha usado como segunda opción datos de toxicidad a corto plazo multiplicados por un"factor de aplicación".

62

Los factores de aplicación son: 0,05 del LC50 de 96 horas de las especies más sensibles paramateriales que no son persistentes o tienen efectos no acumulativos; y 0,01 del LC50 de 96 horasde las especies más sensibles para materiales que requieren precaución adicional porque sondatos extremadamente limitados. Estos números fueron derivados de los factores de aplicación de0,05 y 0,01 para efectos persistentes no persistentes, respectivamente, del Ministerio del MedioAmbiente de Ontario (1979).

Si los radios agudo/crónico fueran adecuados, el factor de aplicación sería modificado paraincorporarlos, haciéndolo igual a 0,2 veces el valor del radio. Para aquellas sustancias que se sabecausan efectos dañinos como resultado de biomagnificación, se tuvieron en consideración factoresde bioacumulación en el cálculo del criterio.

Fue usada la media geométrica de los valores de toxicidad aguda para las especies más sensibles. Si las especies más sensibles tienen un rango geográfico o un papel ecológico limitado, el valordel LC50 se consideró discutible o no sustentado por otros datos y se eligieron especies másrepresentativas, con una aclaración acompañante en la exposición. Si la toxicidad se relacionacon la dureza del agua, se usa la fórmula de la EPA (1985a), bien directamente o en su formaligeramente modificada. El método usado para establecer cada criterio se describe en laexposición razonada de los criterios.

5. El concepto de "frecuencia de concentraciones en exceso (intervalo promedio recurrente"introducido recientemente por la EPA (1985a), no fue incorporado en los criterios canadienses.Aunque en el diseño de un programa de "monitoreo" la variabilidad natural debe ser considerada, lacondición de permitir concentraciones de sustancias tóxicas que excedan un límite numérico poruna cantidad inespecífica (y por eso, ilimitada) cada tres años como término medio, no debería seruna condición para disputar. Podría colocar a una población de peces en un estado derecuperación perpetuo más que permitirles recobrarse de hecho. La vuelta a un período de tresaños fue seleccionada por la EPA (1985a) porque "la mayoría de los ecosistemas acuáticospueden recobrarse, probablemente, de la mayoría de concentraciones en exceso en un período dealrededor de tres años". Estudios documentados de recuperaciones son escasos y las habilidadesde los ecosistemas para recuperarse difieren considerablemente; ambos puntos fueron admitidospor la EPA (1985a). Se debe tener precaución a la hora de aplicar el concepto de intervalorecurrente, normalmente usado para fenómenos naturales como precipitación atmosférica, aproductos químicos que entran en el ambiente acuático procedentes de fuentes antrópicas.

6. Cuando fue apropiado se adoptó el análisis del elemento total, o la sustancia, en una muestra nofiltrada. En general, este ha sido el enfoque considerado en los criterios de calidad de aguaexistentes usados en Canadá. Protege el medio ambiente porque mide la cantidad total desustancia presente. Por ejemplo, las sustancias adsorbidas en partículas en suspensión puedenser transportadas y posteriormente disueltas bajo diferentes condiciones ambientales. Los criteriosde calidad de agua desarrollados por la EPA se basan, a menudo, en el método de análisis derecuperación total. La EPA ha recomendado recientemente un método de ácido-soluble, aunqueeste método no ha sido aún aprobado. La EPA cree que los resultados analíticos obtenidos con elmétodo del ácido-soluble se aproximan más estrechamente a las concentraciones usadas en laspruebas de toxicidad, así como la fracción del elemento que se considera biodisponible. Ambosacercamimentos tienen ventajas y, hasta el momento, existe una falta de consenso en cuanto al"mejor método" (EPA, 1985a).

63

Tabla 2.A.II.10 Criterios de calidad del agua de irrigación

Criterio (mg.L-1 )

Parámetro Todos los suelos1 Suelos alcalinos o neutros Iones principales

Bicarbonato3 -- --

Cloruro 100-700 --(ver Tablas 4.4 y 4.5)6

Sodio Suelos: determinar la relación de adsorción de sodio

Cultivos: ver Tabla 4.66

Sólidos disueltos 500-3500 -- totales (sali- (puede ser que no proteja algunos nidad) cultivos sensibles, ver Tabla 4.7)6

Metales pesados y trazas de iones4

Aluminio 5,0 20,0

Arsénico 0,1 2,0

Berilio 0,1 0,5

Boro 0,5-6,0 (ver Tabla 4.8)6 --

Cadmio 0,01 --

Cromo 0,1 --

Cobalto 0,05 5,0

Cobre 0,2 (cultivos sensibles) 5,01,0 (cultivos tolerantes) 5,0

Flúor 1,0 15,0

Fierro 5,0 20,0

Plomo5 0,2 2,0

Litio 2,5 --

Manganeso 0,2 10,0

Mercurio3 -- --

64

Tabla 2.A.II.10 Criterios de calidad del agua de irrigación

Criterio (mg.L-1 ) Parámetro Todos los suelos1 Suelos alcalinos o neutros

Molibdeno 0,05 --(intermitente para suelos ácidos)

Níquel 0,2 2,0

Selenio 0,02 --0,05 (intermitente) --

Uranio5 0,01 0,1

Vanadio 0,1 1,0

Zinc 1,0 (suelos con pH < 6,5) --5,0 (suelos con pH > 6,5) --

Plaguicidas Insecticidas3

Herbicidas (ver Tabla 4.9)6

Parámetros biológicos

Plantas patógenas3 --

Patógenos humanos 100 coliformes fecales por 100 mL:y animales5 1000 coliformes totales por 100 mL

1. Se considera riego continuo a menos que se indique otra cosa.

2. El período máximo de riego con agua conteniendo elevadas concentraciones de metales pesados ytrazas de iones es de 20 años sobre suelos neutros o alcalinos, de textura fina.

3. Criterio no recomendado.

4. Criterio expresado como concentración total.

5. Criterio tentativo.

6. Para consultar estas tablas véase la referencia bibliográfica original.

65

Tabla 2.A.II.11 Resumen de las Guías de Calidad de Agua de Bebida para Ganado Parámetro Guía (mg.L)-1

Principales iones y nutrientes

Calcio 1000

Nitrato más nitrito 100

Sólo nitrito 10,0

Sulfato 1000

Sólidos disueltos 3000 (ver Tabla 4.12)4

totales (salinidad)

Metales pesados y trazas de iones1

Aluminio 5,0

Arsénico 0,5(cuando no se adiciona al alimento)

Berilio2 0,1

Boro 5,0

Cadmio 0,02

Cromo 1,0

Cobalto 1,0

Cobre 1,0 (ganado vacuno)5,0 (ganado porcino y aves)0,5 (ganado ovino)

Fluoruro 2,01,0

(si el alimento contiene flúor)

Fierro3 --

Plomo 0,1

Manganeso3 --

Mercurio 0,003

Molibdeno 0,5

Niquel 1,0

Selenio 0,05

Uranio 0,2

Vanadio 0,1

Zinc 50,0

66

Tabla 2.A.II.11 Resumen de las Guías de Calidad de Agua de Bebida para Ganado (cont.) Parámetro Guía (mg.L)-1

Plaguicidas Ver discusión sobre criterios de agua debebida. Capítulo 14

Parámetros biológicos

Algas azul-verde Evite crecimiento excesivo de algas azul-verde.

Patógenos y parásitos En agua de alta calidad deberá ser usado (verSección 4.2.5.2.1)4

1. Criterios expresados como concentración total.

2. Criterio tentativo.

3. Criterio no recomendado.

4. Para consultar estas tablas véase la referencia bibliográfica original.

67

Parte 4

Tabla 2.A.II.12 Objetivos de calidad de agua para los Grandes Lagos bajo el acuerdode 1978 de calidad del agua de Canadá/Grandes Lagos de Estados Unidos

(incluyendo las últimas correcciones y adiciones)

A. Sustancias tóxicas persistentes

1. Orgánicas

a. Plaguicidas Objetivo Medio Protección para

Aldrín/dieldrín 0,001 µg/� agua0,3 µg/g peso húmedo pez salud humana

Clordano 0,06 µg/� agua vida acuática

DDT + metabolitos 0,003 µg/� agua1 µg/g peso húmedo pez consumidores de pescado

Endrín 0,002 µg/� agua0,3 µg/g peso húmedo pez consumidores de pescado

Heptacloro + epóxido 0,001 µg/� agua0,3 µg/g peso húmedo pez

consumidores de pescado

Lindano 0,02 µg/� agua0,3 µg/g peso húmedo pez consumidores de pescado

Metoxicloro 0,04 µg/� agua vida acuática

Mirex ausente* agua organismos acuáticosy aves y animales queconsumen pescado

Pentaclorofenol 0,4 µg/� agua vida acuática

Toxafeno 0,0002 µg/� aguaconsumidores de pescado

b. Otros compuestos

2,3,7,8-TCDD ausente* aguasedimento

biotaEsteres del ácido ftálico Dibutil ftalato 4 µg/� agua vida acuática Di(2-etilhexil) 0,6 µg/� agua vida acuática ftalato Otros esteres del 0,2 µg/� agua vida acuática ácido ftálico

Sustancias orgánicas 0,1 µg/g peso húmedo pez aves y animales queconsumen pescado

Otras sustancias ausente agua y tóxicas orgánicas organismos persistentes acuáticos

68

Tabla 2.A.II.12 Objetivos de calidad de agua para los Grandes Lagos bajo el acuerdode 1978 de calidad del agua de Canadá/Grandes Lagos de Estados Unidos

(incluyendo las últimas correcciones y adiciones) (cont.)

2. Inorgánicas

a. Metales

Objetivo Medio Protección para

Arsénico 50 µg/� agua abastecimiento de aguaPotable

Cadmio 0,2 µg/� agua vida acuática

Cromo 50 µg/� agua abastecimiento de aguapotable

Cobre 5 µg/� agua vida acuática

Fierro 300 µg/� agua vida acuática

Plomo *

Mercurio 0,2 µg/� agua vida acuática y aves0,5 peso húmedo pez que consumen pescado

Níquel 25 µg/� agua vida acuática

Selenio 1 µg/� agua vida acuática5 µg/g sedimento vida acuática3 µg/g acuático peces y mamíferos

predadores

Zinc 30 µg/� agua vida acuática

b. Otras sustancias inorgánicas

Fluoruro 1200 µg/� agua abastecimiento de aguapotable

B. Sustancias tóxicas no persistentes

1. Orgánicas

a. Plaguicidas Objetivo Medio Protección para

Diazinón 0,003 µg/�** agua

Gutión 0,005 µg/� agua vida acuátaica

Paratión 0,008 µg/� agua vida acuática

Otros plaguicidas ***

69

Tabla 2.A.II.12 Objetivos de calidad de agua para los Grandes Lagos bajo el acuerdode 1978 de calidad del agua de Canadá/Grandes Lagos de Estados Unidos

(incluyendo las últimas correcciones y adiciones) (cont.)

b. Otras sustancias

Objetivo Medio Protección para

Benzo(a)pireno 0,01 µg/� agua1 µg/g organismos que sirven

como fuente de alimento para peces

Aceite y petroquímicos ±

* Por debajo de los niveles de detección cuando se determina por la mejor metodología científicadisponible.

** Puede alcanzar valores mayores a 0,1 µg/� una vez cada 30 días o más por períodos que noexcedan dos días.

*** No deben exceder 0,05 de la concentración letal media para cualquier especie local sensible.

± No deberán estar presentes a concentraciones que sean detectables por olor, que afecten a losorganismos acuáticos comestibles, que puedan formar depósitos de sedimentos en las orillas o enel fondo, que puedan ser detectados como películas visibles en la superficie o que sean nocivos alos organismos acuáticos presentes.