ARTICULO Límites de Exposición Ocupacional y …ARTICULO 63 Límites de Exposición Ocupacional y Ambiental: una visión crítica Leopoldo Yanes 11 Investigador del Instituto de

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Límites de Exposición Ocupacional yAmbiental: una visión crítica

Leopoldo Yanes 1

1 Investigador del Instituto de Altos Estudios en Salud Pública “Dr. Arnoldo Gabaldon” (IAESP) Centro de Estudios en Saludde los Trabajadores (CEST). Magister en Salud Ocupacional.

Resumen

En los últimos años ha habido un considerabledesarrollo de las políticas ambientales tanto nacionales,como regionales e internacionales. El alcance de estaspolíticas incluye tanto la reducción de la contaminacióny la preservación de los recursos naturales, como lapromoción del mejoramiento de la calidad de vida. Elcontrol de la contaminación ambiental, y en particularel establecimiento de los estándares, genera difícilesretos a la sociedad debido a la existencia de diferentespuntos de vistas de los distintos sectores en relación acuál debería ser el rol de los gobiernos para garantizarla protección de los ciudadanos y cuál es el costo. Enúltima instancia esta discusión lo que plantea es elproblema de quién genera o produce el riesgo y quiénpagará los costos, en otras palabras, el problema centrales quién pagará las consecuencias (en términos de saludy deterioro de las condiciones de vida) del proceso deindustrialización.

El establecimiento de los criterios de exposiciónambiental y ocupacional a sustancias químicas, havenido evolucionando con el desarrollo del proceso deconocimiento científico. Quizás el cambio masimportante que ha sufrido este proceso es la separaciónen dos etapas claramente diferenciadas. Una primeraes el momento de la evaluación científica de lainformación, y la segunda el momento de la decisiónpolítico-administrativa para el establecimiento del límitede exposición. Anteriormente, y principalmente paralos límites de exposición ocupacional, éste era unproceso donde no existía una clara diferenciación entreambos momentos, lo cual generaba dudas y conflictosde interés no resueltos, debido a que la mayoría de lasveces, eran los técnicos de las grandes compañíasquienes tenían mayor ingerencia en el establecimientode los valores límites.

Abstract

In the last years, there have been a largedevelopment of national, regional and internationalenvironment politics, wich include pollution reductionand preservation of the nature resources, as well aspromotion for life quality enhancement. Theenvironmental pollution control, and specially theestablishment of standards, generate difficult challengesfor society, due to the different perspectives in thedistinct social sectors, in relation to whichit would bethe government’s role to guarantee the citenzens’protection and which is the cost. In other terms themain problem is who’ll pay the consequences ofindustrialization process.

The stablishment of the criteria for environmentand occupational exposure to chemicals substances,has suffered evolutions with the development of theprocess in scientific Knowledge. Maybe, the mostimportant chance which it has suffered, is the divitioninto two clearly different stages. The first one is theevaluation of scientific information, and the second oneis the politic-administrative decision for theestablishment of exposure limits. Previously, this wasa process without any clear difference between bothmoments, originating doubts and conflicts withoutsolution, since most of the times, the technician’s ofbig companies were who had mores interference inthe stablishment of the limits value.

Palabras Claves: Límites de Exposición Ocupacional,Límites de Exposición Ambiental, ExposiciónOcupacional, Políticas Ambientales.

Key Words: Occupational Exposure limits,Environmental exposure limits, environmental Politics,Occupational Exposure.

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Salud de los Trabajadores / Volumen 10 Edición Especial Nº 1 y 2 / 2002

Introducción

El desarrollo industrial ha colocado a lahumanidad ante una encrucijada que pareciera no tenersolución: desarrollo industrial vs. sobrevivencia. Cadadía se discute con mas énfasis sobre las consecuenciasdel modelo de desarrollo en relación a la permanenciadel ser humano y de toda forma de vida sobre el planeta.El recalentamiento de la superficie de la tierra, conocidocomo “efecto invernadero”, la contaminación de lasaguas, el aire y los suelos, producto de la actividadindustrial, son ejemplos de las consecuencias de laactividad humana que ponen en duda su capacidad devivir en armonía con la naturaleza y de garantizar supropia sobrevivencia.

Dos grandes áreas de preocupación se handesarrollado con el devenir histórico en lo concernientea los problemas de las relaciones entre el medioambiente, el ser humano y la sociedad. La primera deestas áreas se refiere a la defensa y mejoramiento delas condiciones que permiten al ser humano el desarrollode la actividad principal que lo diferencia del resto delas especies vivas: el trabajo. La segunda se refiere ala preservación de las propias condiciones de existenciade la especie humana y su descendencia; es decir, elambiente. Estas dos grandes áreas han tenido, desdeuna perspectiva histórica, un desarrollo desigual a pesarde tener una raíz común: el proceso de industrialización.

En los últimos años se ha producido un cambioen la manera de abordar esta problemática desde elpunto de vista de la organización popular con resultadoscontradictorios. En algunas situaciones, las exigenciasde la población por impedir la contaminación delambiente ha entrado en contradicción con el interés delos trabajadores en mantener las fuentes de empleo,generando situaciones de tensión entre los trabajadoresy la población en general, como es el caso de algunasfábricas -principalmente industrias químicas- en Italia,donde la lucha de los trabajadores por conservar sutrabajo, ha chocado con el derecho de los poblacionescolindantes de vivir en un ambiente no contaminado.En otras situaciones, se han desarrollado procesosdonde han convergido las aspiraciones de los sectoresafectados por la contaminación industrial con lasaspiraciones de los trabajadores de las fábricas pormejorar las condiciones del medio ambiente de trabajo(Berlinguer, 1994).

En general podemos afirmar que la lucha porimpedir la degradación del ambiente y el mejoramiento

de las condiciones de trabajo, en los actuales momentosatraviesa por una situación compleja debido a losprocesos de globalización de la economía capitalista.Una expresión de esta complejidad son los denominados“procesos de exportación de riesgos” hacia lospaíses subdesarrollados. Estos procesos operan comoun arma de doble filo en contra de las aspiraciones dela población general por un ambiente sano, y de lostrabajadores en particular por las consecuencias sobreel empleo. Las repercusiones sobre la población y lostrabajadores se pueden resumir en una frase expresadapor un obrero alemán en una reunión en Venezuela:“...la industria capitalista se caracteriza porqueprivatiza los beneficios -a su favor-, y socializa loscostos en contra de los intereses de la comunidad...”,refiriéndose al costo social de descontaminar las tierrassobre las que estuvieron asentadas industrias enAlemania que fueron transferidas hacia el Africa y laAmérica Latina.

En el campo de las ciencias, esta contradicciónha estado igualmente presente, definiendo de manerafundamental el debate durante las últimas décadas sobreambiente, desarrollo y contaminación. Sin embargo,podemos afirmar que en los últimos tiempos se haproducido un cambio que ha llevado a una nueva visiónde la relación entre la salud ocupacional y la saludambiental. Esta nueva visión se expresa de diferentesmaneras; desde las expresiones mas formales comoes el cambio de denominación de organizacionesprofesionales y publicaciones científicas del campo dela salud ocupacional para incluir los aspectos de la saludambiental, hasta el cambio de orientación en loslineamientos políticos de las organizacionesinternacionales (OIT, OMS, OPS) que tienden afavorecer la convergencia de estas dos áreas.

Una expresión más específica de esta nuevavisión se observa en los temas centrales del debatecientífico y en su expresión sobre los aspectos legalesde la legislación en torno a los límites de exposiciónambiental y ocupacional. En relación a este últimoaspecto -sobre el cual vamos a centrar nuestrareflexión-, podemos señalar la existencia de dos grandeslíneas de discusión teórica. La primera, referida a lainterfase entre el ambiente laboral y el ambientegeneral, se plantea las implicaciones que tienen lasdiferencias que existen entre ambas poblaciones en ladefinición de los límites de exposición (Alavanja, Brown,Spiras y Gómez, 1990; Lippmann, 1993). La segundalínea de discusión se ha centrado en torno a las basescientíficas y la validez de los criterios de exposición

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1 La denominación de los Valores Límites Umbrales (Threshold Limit Values o TLV) tiene una amplia significación internacional por lo que en elpresente trabajo se utilizará esta denominación en vez de la traducción castellana.2 En la literatura internacional, la denominación genérica de los límites de exposición se conoce como los OELs(Occupacional Exposure Limits), denominación que utilizaremos en el presente trabajo.

(Stockinger, 1988; Cox, 1988; Ziem y Castleman, 1989;Tarlau, 1990; Breyse, 1991).

En el presente trabajo intentamos unaaproximación crítica a la metodología para la definiciónde los límites de exposición tanto ambientales comoocupacionales para las sustancias químicas. A tal efecto,el presente trabajo se ha dividido en dos partes. En laprimera se hace una revisión de la evolución históricay de las bases científicas de los límites de exposiciónocupacional y ambiental. En la segunda parte se discutesobre las bases político-administrativas de los límitesde exposición y se concluye con una reflexión sobrelas limitaciones de estos valores. En la revisión de lasbases político-administrativas se analizará de maneraresumida algunas de las propuestas desarrolladas pordiferentes países, principalmente la de aquellos que hanjugado un papel fundamental en el establecimiento delos límites de exposición en los países de occidente.

Referencias Históricas

Los primeros límites de exposición ocupacionalcon carácter oficial datan de la década de los años 3Odel siglo pasado, cuando fueron publicadas las primerascontribuciones de los científicos suecos y alemanes(OIT, 1983). Sin embargo, el primer modelo sistemáticopara el establecimiento de los límites de exposición fueel desarrollado, a mediados del siglo XIX, por científicosen Alemania como consecuencia del proceso deindustrialización y el crecimiento de la producción dequímicos orgánicos (Henscheler, 1984). Lehman fuequien estableció los primeros estándares de exposiciónpara algunos solventes y gases irritantes como elsulfuro de hidrógeno, los halógenos y los vapores deácidos. El primer reporte de un estándar basado en unmodelo cuantitativo data de 1886 (Lehman, 1889).Muchos de estos valores propuestos fueron incluidosen las conocidas monografías de Henderson y Hagard(1927 y 1943). De estos primeros trabajos se realizarontraducciones en diferentes idiomas y tuvieron unaamplia difusión en el mundo científico a nivelinternacional (Henschler, 1984).

Las primeras listas de concentraciones máximasen el ambiente laboral fueron establecidas entre 1933y 1938 en la Unión Soviética, Suecia y los EstadosUnidos. La Unión Soviética fue el primer país en

establecer una regulación obligatoria (OIT, 1983). Enlos Estados Unidos estas listas fueron originalmentellamadas Concentraciones Máximas Permisibles yposteriormente asumieron la denominación deThreshold Limit Values (TLV)1 (Jeffrey 1984; Paull,1984; OIT, 1983; Breyse, 1991). La lista de los TLVscreció rápidamente y ha sido utilizada ampliamente enlos países occidentales (Henschler, 1984; Paustenbachand Langner, 1986). A partir de la década de los 6O,diferentes países han venido desarrollando sus propiaslistas, como es el caso de Alemania a partir de 1968 ylos Países Nórdicos a finales de la década de los 7O.Por su parte, la Unión Soviética desarrolló sus propiosvalores límites desde la década de los 3O los cuales, esimportante señalar, se basan en conceptoscompletamente diferentes a los utilizadostradicionalmente en los Estados Unidos y EuropaOccidental (Izmerov, 1973). Holanda y Suecia handesarrollado sus propias listas sobre las base de unaprogresista filosofía social y de validación científica. Apesar de los esfuerzos por lograr una unificación decriterios a nivel internacional promovidos por la OMS ,la OIT y la CEE durante los años 1980 y 1981 todoshan fracasado por diversas razones, principalmente porlas diferencias entre las bases y criterios científicospara el establecimiento de los límites de exposición uOccupational Expossure Limits (OELs)2 y lascondiciones industriales de los diferentes países(Henschler, 1984).

Por su parte, la legislación del ambiente generalha tenido un desarrollo diferente. Por citar un ejemplo,en los Estados Unidos, con el inicio de la revoluciónindustrial, los problemas de contaminación del aire eranresueltos en base a demandas legales de las partesinvolucradas de manera individual, sin ninguna basecientífica. Es en 1881 cuando se establece la primeralegislación declarando las emisiones de humos comoun problema de salud pública (Stern, 1982). Lasiguiente etapa -a finales del siglo XIX y comienzosdel siglo XX-, fue la aceptación, de manera generalizadapor los tribunales, de leyes que prohibían la emisión deconcentraciones determinadas de contaminantes si noestaban acompañadas de una declaración que talesemisiones no constituían una molestia a la población(Edelman, 1971).

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Las primeras legislaciones municipales fueronestablecidas en 1881 en las ciudades de Chicago yCincinnati. Entre 1910 y 1912 se crearon las primeraslegislaciones estatales en Boston y Providence,regulando y estableciendo criterios para el control dela contaminación por humos. Es en Oregon, en 1952cuando se aprueba la primera legislación con una visiónmas general por un Estado, y en 1955 cuando se apruebala primera ley federal en los Estados Unidos sobrecontaminación del aire (Seamans, 1956). Elestablecimiento de legislaciones para el control de lacontaminación ha estado permanentemente vinculadacon sucesos que han conmovido la opinión pública. Eneste sentido es ejemplificante la relación entre laprimera ley federal en los Estados Unidos y losepisodios de Donora y Los Ángeles en la década delos 4O. (Sterner, 1969; Godish, 1985)

Una problemática que reviste especial interéses la relativa a la posibilidad de establecer Criterios deExposición u OEL’s (de las siglas en inglés) para todaslas sustancias tóxicas en el ambiente de trabajo y elambiente general. Nuevas industrias y nuevos procesossurgen cada año, y sus riesgos son poco conocidos.Actualmente hay en uso aproximadamente 76.000productos químicos comerciales y cada año se siguenintroduciendo otros nuevos (Tennasse, 1995). La listadel inventario de sustancias tóxicas de la Agencia deProtección Ambiental de los Estados Unidos (EPA)contiene aproximadamente 65.000 sustancias; de éstas,solamente se han establecido límites de exposiciónocupacional para unas 1.700. Además, se estima quecada año se incorporan al mercado unas 300 nuevassustancias (Paustenbach y Langner, 1986). A pesar deque se han desarrollado recursos y conocimientos paracontrolar algunos de estos riesgos, la velocidad degeneración de conocimientos para el control de losriesgos laborales no ha podido mantenerse a la mismavelocidad de la tasa de crecimiento de las sustancias yproductos químicos (Tennasse, 1995). Esta situaciónplantea una importante reflexión sobre la pertinenciade definir una política de Salud Ocupacional y Ambientalbasada exclusivamente en los límites de exposición.

En el Reporte Técnico de un Grupo de Estudiode la OMS (1980) se plantea la necesidad de establecercriterios de prioridades para el establecimiento de losOEL’s debido a “que el número de sustancias peligrosases tan vasto, y el conocimiento actual es tan limitadoque resulta virtualmente imposible establecer límitesde exposición ocupacional para todas ellas”. En dichoreporte se plantean los siguientes criterios para

seleccionar las sustancias tóxicas en el ambiente detrabajo en función de priorizar la definición de límitesde exposición:

.- La distribución y abundancia del agente, asícomo la frecuencia de la exposición real opotencial a éste.

.- El potencial del agente o de la sustancia paracausar serios daños funcionales.

.- La existencia de evidencia científica confiablebasada en estudios epidemiológicos yexperimentales.

En relación a los criterios para la selección delas sustancias para el ambiente general, la OMS (1988)establece cinco criterios para definir las prioridades:

.- Severidad y frecuencia de los efectos adversosobservados o potenciales sobre la salud humana.

.- Ubicuidad y abundancia del contaminante en elambiente.

.- Persistencia en el ambiente.

.- Transformaciones ambientales y/o alteracionesmetabólicas

.- Población expuesta.

Adicionalmente, es necesario señalar el caráctercada vez mas nocivo y peligroso de algunos de losnuevos productos que anualmente salen al mercado yque plantean nuevos problemas y nuevos desafíoscientíficos al momento de intentar establecer loscriterios de exposición ambiental y laboral. Sin embargo,a pesar de no existir discusión sobre la tendenciaascendente de los casos de cáncer en las últimasdécadas, las campañas oficiales tratan de desvinculareste incremento de las tasas de mortalidad y morbilidadde cáncer con la contaminación ambiental generadapor las industrias. Esto explica el porqué, es sólorecientemente que se ha comenzado a reconocer elcáncer como enfermedad ocupacional en algunospaíses, a pesar de la existencia de múltiplesinvestigaciones que señalan que un alto porcentaje delos casos de cáncer son de origen ocupacional yambiental. En este sentido, en una revisión realizadapor Feo y Martínez (1993), señalan que investigacionesdesarrolladas por la Agencia Internacional deInvestigación de Cáncer (AIRC) sugieren que entre el70 y 90% de los casos son atribuibles a factoresambientales (Higgison y Muir, 1976). Otrasinvestigaciones han calculado este porcentaje entre 23y 38% (Lancet, 1978; NIOSH, 1981). De igual manera,las nuevas sustancias químicas no solamente ponen enpeligro la salud de los trabajadores, sino que algunas


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de ellas también afectarán su descendencia debido asus efectos teratogénicos y mutagénicos sobre el serhumano (Galíndez y col, 1993).

A pesar de la existencia de alrededor de 800neurotóxicos industriales y que solamente en losEstados Unidos la población de trabajadores expuestosa estas sustancias es superior a los ocho millones detrabajadores los efectos neurotóxicos no sonreconocidos por la mayoría de las naciones al momentode definir los límites de exposición (Johnson y col, 1990;Anger, 1990).

El proceso de derivación de los criterios deexposición

En los últimos años ha habido un considerabledesarrollo de las políticas ambientales tanto nacionales,como regionales e internacionales (Schaefer, 1981). Elalcance de estas políticas incluyen tanto la reducciónde la contaminación y la preservación de los recursosnaturales, como la promoción del mejoramiento de lacalidad de vida. El control de la contaminaciónambiental, y en particular el establecimiento de losestándares, genera encrucijadas complejas al momentode la toma de decisiones a la sociedad debido a laexistencia de diferentes puntos de vistas de los distintossectores en relación a cuál debería ser el rol delgobierno para garantizar la protección de los ciudadanosy ciudadanas y cuál es el costo que la sociedad debeaceptar. En última instancia esta discusión lo queplantea es el problema de quién genera o produceel riesgo, y quién pagará los costos (TechnicalInformation Project, 1979), en otras palabras, elproblema central es quién pagará las consecuencias(en términos de salud y deterioro de las condiciones devida) del proceso de industrialización.

El establecimiento de los criterios de exposiciónambiental y ocupacional, han venido evolucionando conel desarrollo del proceso de conocimiento científico.Quizás el cambio mas importante que ha sufrido esteproceso es su separación en dos etapas claramentediferenciadas. Una primera es el momento de laevaluación científica de la información, y la segunda elmomento de la decisión político-administrativa para elestablecimiento del límite de exposición. Anteriormente,y principalmente para los límites de exposiciónocupacional, este era un proceso donde no existía unaclara diferenciación entre ambos momentos, lo cuálgeneraba dudas y conflictos de interés no resueltos,debido a que la mayoría de las veces, eran los técnicosde las grandes compañías quienes tenían mayor

ingerencia en el establecimiento de los valores límites(Ziem y Castleman, 1989).

En resumen, las principales etapas en laformulación de políticas para proteger la salud y elbienestar de la población y del ambiente de los efectosde los contaminantes ambientales son dos: una decarácter eminentemente científica y la otrafundamentalmente política-administrativa. La etapacientífica incluye el conocimiento, la evaluación y lacuantificación del daño. Esta etapa se refiere a laevaluación del daño asociado a la utilización de unadeterminada sustancia y a la estimación del riesgoutilizando la mejor información disponible sobre ladispersión de un contaminante y los efectos asociadossobre la salud humana u otros elementos del ambiente.A partir de este momento es que se deben considerarlos efectos sobre el entorno económico y social. Lasociedad en general, por medio de diferentesmecanismos de representación y legitimación determinaqué efectos son aceptables y qué medidas deben sertomadas para controlar la contaminación. La etapapolítico-administrativa incluye la determinación delriesgo aceptable, la determinación de la población aser protegida, la consideración de la ecología humana,la selección de las tecnologías de control,establecimiento o modificación de la legislación y/o losestándares y el análisis de los costos y los beneficios(Rodricks y Tardiff, 1984; Koning, 1987).

Las diferencias mas importantes entre losprocesos para establecer los límites ocupacionales ylos límites ambientales son: la población a riesgo, eltiempo de exposición y los medios y vías posiblesde exposición (Lippmann, 1993; OMS, 1994). Enrelación a las características de los grupos expuestos,para la exposición ambiental se consideran tanto a lapoblación general como a los grupos especiales o dealto riesgo -como es el caso de los grupos susceptibles(enfermos, niños o ancianos)-, mientras que el caso delos criterios de exposición ocupacional, éstos respondena una población teóricamente sana y en plena capacidadde trabajo. Sin embargo, esta última visión es cada vezmas cuestionada debido al reconocimiento del derechoal trabajo de todos los sectores de la población sinimportar la condición física, sexo, ni cualquier otradiferencia (Ashford, 1994).

Para los criterios de exposición ambiental eltiempo de exposición es el tiempo de vida mediaesperado para la población general, y se consideranademás todos los diferentes medios posibles deexposición (aire, alimentos, agua y ocasionalmente otros

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medios) (OMS, 1994). Para los criterios de exposiciónocupacional el tiempo de exposición es un períododefinido (45 años), que es el tiempo de vida laboralpromedio, y los medios de exposición principales quese consideran son el aire de la zona respiratoria y elcontacto directo por la piel (ACGIH, 1991; Henschler,1984; Lippmann, 1993).

En los criterios de exposición ocupacional existendiferentes tipos de definiciones de acuerdo a lascaracterísticas de la sustancia y a las condiciones dela exposición. Los mas importantes son:

.- TWA3: límite de exposición ponderado en eltiempo que es definido como el promedio de lasconcentraciones durante una jornada de 8 horasde trabajo

.- STEL4: definido como la máxima concentracióna la cual puede ser expuesto un trabajador porun período continuo de 15 minutos sin ocasionarle(1) irritación, (2) daño crónico o irreversible enlos tejidos o (3) narcosis en un grado tal queincremente la probabilidad de un accidente odisminuya la capacidad de autorescate.

.- Valor Techo (Ceiling Value): Unaconcentración que no debe ser excedida bajoninguna circunstancia.

3 TWA: Time-weighted average4 STEL: Short-term exposure limit

En el caso de los límites ambientales, el criteriode “tiempo” para la evaluación de la exposición esmayor que en el caso de los ocupacionales. En losprimeros, el factor tiempo varía desde un mínimo deuna hora para las condiciones de exposición a sustanciascon efectos agudos sobre la salud, hasta un año parasustancias que tienen efectos a mas largo plazo. Eneste último caso, se establece un valor promedio deexposición anual. Existen también valores promediopara 24 horas de exposición y para 3 meses (ver tablaN° 1).

Existen dos tipos de estándares para la calidaddel aire ambiental. Los primeros, denominadosestándares primarios (primary air standards) sonestablecidos para proteger la salud. Los segundos,denominados estándares secundarios, son dirigidos aproteger el bienestar humano, incluyendo los elementosdel medio ambiente (plantas, animales, construcciones,etc.). Otros tipos de criterios, desarrollados por la EPAson para el control de episodios críticos. Estos criterios,denominados criterios de alerta o de emergencias, sonestablecidos para prevenir los episodios decontaminación atmosférica como ocurridos en Donoraen el año de 1940 y Londres en 1952.

Poblaciones Protegidas

Tamaño de las poblaciones

Condiciones de salud

Duración de la exposición

Fuentes de informaciónutilizadas

Ocupacional Ambiente General

“Casi” todos los trabajadores Subpoblaciones susceptibles

Pequeñas(menor de algunos miles)

Generalmente > 10 hasta 105 7

Trabajadores sanos Incluye niños, asmáticos,pacientes con enfermedadescardíacas, etc.

15 min (Valores “Techo”); 8horas/día; 5 días/semana

1 hora; 24 horas; 3meses; promedio anual

Estudios epidemiológicos;escasa información clínica;se basan generalmente enextrapolaciones de estudiosanimales hacia humanos

Principalmente estudiosepidemiológicos; algunasinformaciones clínicas; lainformación experimental animalestá generalmente limitada acompatibilidad entre el tipo deefecto en la especie y susemejanza con el ser humano.

Tabla N° 1Diferencias en las bases para el establecimiento de los límites de exposición para

sustancias en el ambiente general y ambiente ocupacional

Fuente: Lippmann, 1993.


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En relación a los criterios ambientales, existendos modelos diferentes: los denominados EstándaresAmbientales de Calidad de Aire -National Ambient AirQuality Standards (NAAQS)-, y los Estándares deEmisiones. Los estándares ambientales de calidad delaire expresan los niveles de contaminantes permitidospara una sustancia en una determinada región. Losestándares de emisiones se refieren a los niveles decontaminantes aceptables en las emisiones de losfuentes móviles y estacionarias (Stern, 1977). Existenrelativamente pocas NAAQS, fundamentalmente parael Monóxido de Carbono, Ozono, Material Particulado,Plomo y Óxidos de Azufre. En la tabla Nº2 se presentanalgunos de los límites para aire ambiente.

Tanto para la exposición ambiental como parala ocupacional, existen estrategias de muestreo basadasen criterios estadísticos para determinar lasconcentraciones de exposición existentes (Leidel, Buschy Lynch, 1977).

Aunque los efectos sobre los otros organismosvivos no son explícitamente establecidos, existe unavisión holística en la protección de la salud humana yla integridad del ambiente en los criterios de exposiciónambiental (OMS, 1994). Tales concepciones han sidodesarrolladas por algunas instituciones nacionales parala protección de la salud humana como es el caso deHealth and Welfare Canada (1992) y US EPA (1993).

Tabla N° 2Límites de las concentraciones basadas en criterios de salud

para contaminantes ambientales

* No debe ser excedido mas de una vez al añoFuente: Lippmann (1993)

Estándar oRecomendación

Tipo de Contaminantee índice medido

Tiempospromedios

Límites deConcentración

Material particulado

Oxidos de Azufre

Monóxidode Carbono

Óxidosde Nitrógeno

1971 NAAQS

1987 NAAQS

1985 WHO-Normaseuropeas

1971 NAAQS

1985 WHO-NormasEuropeas

1971, 1985 NAAQS

1985 WHO-NormasEuropeas

1971, 1985 NAAQS

1985 WHO-Normas

Partículas Totales en Suspensión

Pm (D = 10 m aerodinámico)

ISO-TP (D = m aerodinámico)

[So ]

[So ]

[H SO ]

[CO]

[CO]

[NO ]

[No ]

10 50

50

2

2

2 4

2

2

Anual (media geométrica)24 hr*

Anual (media aritmética)24 hr*

24 hr

Anual (media aritmética)24 hr*

10 min

Monitorear cuando se esperan[H SO ] > 10 g/m

8 hr*1 hr*

8 hr*1 hr*

Anual (media aritmética)

1 hr24 hr

2 4

3

75 g/m260 g/m

50 g/m150 g/m

70 g/m

80 g/m365 g/m

500 g/m

10 mg/m40 mg/m

11.5 mg/m29 mg/m

100 g/m

400 g/m150 g/m

3

3

3

3

3

3

3

3

3

3

3

3

3

3

3

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Vale la pena señalar la existencia de una visión masintegral dirigida a la protección del ser humano y elecosistema desarrollada por los Países Bajos (USES,1994).

La etapa científica del proceso de definición delos límites de exposición

La primera etapa del proceso de definición deun límite de exposición para una sustancia es ladeterminación de la naturaleza de los daños asociadosa ella. Una vez determinados todos los daños, lasiguiente etapa es la determinación del llamado “efectocrítico”. El efecto crítico se define como el efectoadverso (ver definición mas abajo) que se juzga másconveniente -desde el punto de vista de preservar lasalud- para determinar la cantidad de sustancia quepuede ingresar en el organismo y que sea tolerable, esdecir, que no produzca daño, en inglés TolerableIntake o TI (OMS, 1994). El TI se define como unestimado de la cantidad de una sustancia que puedeingresar al organismo durante el tiempo de vida de unsujeto sin causar un daño apreciable a la salud. Puedenexistir diferentes unidades dependiendo de la vía deingreso tales como mg/(kg de peso corporal)/día paraunidades de peso o ml/(kg de peso corporal)/día paraunidades de volumen. Aunque no es -en el sentidoestricto- un ingreso, los TI’s para inhalación songeneralmente expresados en µg/m3 o mg/m3 (Lu, 1988).

Un efecto adverso puede ser un cambio tantoen la morfología, como en la fisiología, el crecimiento,el desarrollo o el período de vida de un organismo elcual puede resultar en una disminución de la capacidadfuncional, de la capacidad compensatoria frente a unestrés adicional, o un incremento de la susceptibilidada los efectos dañinos de otras influencias ambientales(OMS, 1994). Existe también la definición de efectono-adverso aportada por la Academia Nacional deCiencias de los EEUU que es similar a la anterior, perosu criterio no es el cambio menor necesario paraproducir un daño, sino la mayor cantidad de cambio otransformación que puede ocurrir sin generar sobre elorganismo una disminución de la capacidad funcionalu cualquier otro efecto negativo de los señaladosanteriormente (Repko et al, 1978). Otros autores definenun efecto adverso o “anormal” en términos de medidasestadísticas que se encuentran fuera del rango de lonormal. En tal sentido Sanockij (1979) considera unamedida fuera del rango “normal” como un efectoadverso:

1.- Si el cambio se encuentra “estadísticamente”(p < 0,05) fuera de los límites de los valoresgeneralmente aceptados como “normales”;

2.- Si dentro del rango normal los cambios persistenpor un tiempo considerable después que laexposición ha terminado; o

3.- Si la variación de los valores generalmenteaceptados como normales llegan a manifestarsecomo un estrés funcional o bioquímico.

A partir del concepto general del TI y de lasdefiniciones de efecto adverso y efecto no-adversoes que se han construido los valores NOAEL (No-observed-adverse-effect level): es la mayorconcentración o cantidad de una sustancia, encontradaexperimentalmente o por observación que no causaráningún efecto adverso biológica o estadísticamentesignificativo al organismo (OMS, 1994; Hallenbecck,1993); NOEL (No-observed-effect level): es la mayorconcentración o cantidad de una sustancia encontradaexperimentalmente o por observación, que no causaráningún efecto biológica o estadísticamente significativoal organismo (OMS, 1994; Hallenbecck, 1993); LOEL(Lowest-observed-effect level): es la menorconcentración o cantidad de una sustancia encontradaexperimentalmente o por observación, la cuál causaráun efecto biológica o estadísticamente significativo alorganismo (OMS, 1994; Hallenbecck, 1993); y LOAEL(Lowest-observed-adverse-effect level): es la menorconcentración o cantidad de sustancia, encontradaexperimentalmente o por observación, la cual causaráun efecto adverso biológica o estadísticamentesignificativo al organismo (OMS, 1994; Hallenbecck,1993). de amplio uso en la toxicología ambiental.

Existe consenso que los criterios dediferenciación entre un efecto adverso y un efecto no-adverso no deberían basarse en patologías evidentes,es decir, después que el daño está establecido, sino enindicadores precoces que permitan detectar losprocesos patogénicos antes que causen algún daño alorganismo. Muchos toxicólogos han propuesto unnúmero de criterios base sobre cambios metabólicos obioquímicos que pueden ocurrir en el cuerpo productode la exposición a sustancias químicas. Estos criteriosbase incluyen: a.) disminución de la eficiencia deprocesos metabólicos y anormal excreción de ciertassustancias, b.) inhibición de enzimas claves, c.) aumentode la concentración de los substratos naturalesinducidos por la inhibición enzimática y/o disminuciónde la capacidad de metabolizar substratos específicosy d.) cambio en la actividad relativa de diferentessistemas enzimáticos (OMS, 1980).


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Para determinar el efecto crítico es necesarioconsiderar toda la información disponible en lasdiferentes fuentes de información y bases de datosexistentes. Las principales fuentes de informaciónprovienen (1) de los estudios epidemiológicos, (2) delos estudios clínicos, (3) de los estudios en animales, y(4) de otras pruebas y ensayos como el estudio de lasrelaciones estructura-actividad. Los estudiosepidemiológicos en poblaciones humanas pueden, enprincipio aportar evidencia importante en relación a losriesgos a la salud asociados con una sustanciadeterminada. Sin embargo, para los estudios decontaminantes ambientales -desde la perspectiva de laepidemiología tradicional que se basa en las relaciones“causa-efecto”-, su principal debilidad es que sonrelativamente inefectivos en probar que el efectoestudiado es el resultado directo de una sustanciaparticular (Koning, 1987).

Los estudios clínicos pueden aportar informaciónrelevante a partir de dos tipos de condiciones diferentes:para los cambios extremos de las condiciones de salud,como es el caso del angiosarcoma hepático -tipo decáncer extremadamente raro que es producido por elCloruro de Vinilo-, o del mesotelioma pleural producidopor la exposición a asbesto; o por el contrario, para loscambio muy sutiles como es el caso de los cambios enel tiempo de reacción, las funciones comportamentalesy las respuestas sensoriales que se han estudiadoutilizando niveles de dosis inferiores a las queanteriormente eran considerados como seguros parala población expuesta (Aitio, 1993; IPCS, 1993).

Los estudios animales son los que comúnmentese utilizan para predecir la respuesta humana aexposiciones a corto-término y altos niveles deconcentración, tales como las que pueden ocurrir enun accidente; ellos también pueden aportar informaciónsobre el potencial tóxico de los diferentes compuestos.Estudios toxicocinéticos y toxicodinámicos se utilizanpara determinar la absorción, distribución y eliminaciónde la sustancia que se está evaluando, así como subiotransformación y las tasas a las que ocurren estosprocesos. Los efectos tóxicos a largo plazo y a bajosniveles de exposición son obtenidos de estudios crónicoso subcrónicos (de 28 días o más) (Gold y col, 1984).

Las investigaciones farmacológicas han tratadode establecer, a partir del conocimiento de lascaracterísticas físico-químicas de una sustancia, losefectos sobre la actividad biológica. Esto es lo que seha llamado estudio de las relaciones estructura-

actividad, donde se recoge información sobre diferentesclases de compuestos y se establecen correlacionesentre la estructura química y los parámetros detoxicidad. Se han desarrollado, en base a este tipo deestudios, diferentes métodos para predecir la toxicidada corto término y el establecimiento de concentracionesmáximas permisibles para contaminantes ocupacionalesy ambientales (Birge, 1983).

Las bases de datos y las investigacionesdesarrolladas clasifican en dos grandes grupos a lasdiferentes sustancias tóxicas: aquellas que tienen unvalor umbral (threshold), por debajo del cual seconsidera que no existe un riesgo a la salud, y aquellassustancias en las que se considera la existencia de unriesgo cualquiera que sea el nivel de exposición (esdecir, no existe un valor umbral) como por ejemplo enlos cancerígenos genotóxicos y en los mutágenos delas células germinales. De todas las anteriores, lainformación proveniente de estudios en seres humanosdebería ser la base principal para la evaluación de losriesgos (Doull, 1992; OMS, 1994). A partir de estaprimera diferenciación se establecen dos modelosmetodológicos para establecer los criterios deexposición: el modelo para las sustancias para las quese considera existe un valor umbral, y un segundomodelo que se ha desarrollado en los últimos años quees para aquellas sustancias que se consideran no tienenun valor umbral.

Una vez definido el efecto crítico y la existenciao no de un valor umbral de efecto, la siguiente etapa esdesarrollar un proceso de modelización cuyo resultadofinal será el establecimiento del Valor Tolerable deIngestión (OMS, 1994). Estos procesos de modelizaciónconsiderarán las diferentes condiciones de exposición,los niveles de información sobre los efectos y el gradode peligrosidad de la sustancia.

Modelo para establecer los límites de exposicióna las sustancias que tienen valor umbral

Para las sustancias cuyo efecto crítico seconsidera que existe un valor umbral, los modelos sebasan en tres tipos de información: (1) el tipo desustancia y sus efectos adversos, (2) la dosis y lascondiciones de la exposición, y (3) las característicasdel sujeto de la exposición (Doull, 1992). La calidad decualquier modelo va a depender de la calidad de lainformación disponible. En tal sentido, en elestablecimiento de límites de exposición idealmente sedebería disponer de información sobre estudios

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toxicológicos y epidemiológicos realizados bajo lasmismas condiciones para la cual se quiere establecerel límite. Como segunda alternativa, se debe utilizarinformación proveniente de estudios sobre la mismasustancia pero con condiciones diferentes y que puedenser extrapoladas, reconociendo que las variaciones enla dosis, la vía de exposición, la duración o lasdiferencias en la población, puede alterar, o aún invalidar,la estimación. En última instancia, cuando no existeninguna información en seres humanos, se recurre aestudios sobre especies de laboratorio para hacer lasextrapolaciones para establecer los límites de exposición(ACGIH, 1991; Doull, 1992; Lippmann, 1993). Doullplantea que debido a la falta de estudios epidemiológicosen poblaciones humanas, la alternativa de estudios sobreespecies de laboratorio se utiliza con mucha frecuencia(Doull, 1992). En relación a esta problemática surge lapregunta si es necesario esperar que se produzcandaños en el ser humano debido a la introducción denuevas sustancias o es preferible el desarrollo deestudios en animales de laboratorio e “in vitro” antesde exponer a los seres humanos.

Esta variación en relación a las fuentes deinformación obliga a la utilización de los factores deincertidumbre, anteriormente denominados de maneraerrada factores de “seguridad” (Hallenbeck, 1993;Paustenbach y Langner, 1986). Un factor deincertidumbre es un valor estimado por el cual hay quedividir el TI (el NOAEL o LOAEL según los criteriosde base) para considerar las variaciones interespecies,intraespecies y la calidad de la información presentesen el proceso de estimación de los daños.

Una primera etapa consiste en la revisión de todala información disponible para establecer el NOAL oel LOAEL, y a partir de este valor -y dividiendo por elfactor de incertidumbre seleccionado-, establecer unvalor guía que será utilizado posteriormente por lasautoridades competentes para la definición de los límitesde exposición. En los países occidentales se trabaja enfunción de los LOAEL para la definición de los valoresguías, mientras que en la ex-Unión Soviética, el criteriode establecimiento de los valores guías se basa en losNOAEL (Gudbergsson, 1993). Un elemento importantea tomar en consideración es la comparabilidad entre

especies experimentales y seres humanos y determinarlas mayores dosis o exposiciones que pueden seradministradas experimentalmente a animales o ingeridaspor los seres humanos sin producir el efecto crítico. Enestudios en animales experimentales, el valor del NOALo del LOAEL es un valor observado que es dependientedel protocolo y del diseño de la investigación. Existenvarios factores “estudio-dependientes” que influencianla magnitud del valor observado. Algunos de ellos son:

· las especies, el sexo, edad, resistencia y estadode desarrollo de los animales estudiados.

· el tamaño del grupo.· la sensibilidad de los métodos utilizados para

medir la respuesta.· la selección de los niveles de dosis, ya que

frecuentemente éstas son ampliamenteespaciadas de manera que el valor observadodel NOAEL puede en algunos casos serconsiderablemente menor que el verdaderonivel-de-efecto-no-adverso (OMS, 1994).

Los factores de incertidumbre

Existe una enorme variación en la amplitud ynaturaleza de las diferentes bases de datos para laevaluación del riesgo. En algunos casos, la evaluaciónse basa en una información limitada a experimentos enanimales; en otros casos, es posible disponer dedetallada información de los mecanismostoxicocinéticos9 y/o toxicodinámicos10; mientras que enotros, la evaluación de riesgos se puede basar eninformación sobre efectos en poblaciones expuestas.Es por ello que para la población general el rango delos factores de incertidumbre aplicados en la derivaciónde los TI’s ha sido muy amplio (entre 1 y 10.000),aunque el valor de 100 es el que ha sido mascomúnmente utilizado (Lehman y Fitzhugh, 1954; Lu,1988). Recientemente, factores adicionales deincertidumbre han sido incorporados para tomar enconsideración elementos tales como deficiencias en lasbases de datos (por ejemplo: ausencia de un NOAEL)(US EPA, 1985a, b) o la ausencia de información sobreaspectos de cronicidad (NAS, 1977).

Las siguientes orientaciones generales han sidodesarrolladas por el Comité para Agua Potable de la

9 Mecanismos toxicocinéticos: se refieren a los mecanismos de ingreso, distribución, acumulación, biotransformación y eliminación de unasustancia en el organismo (Fernícola y Jauge, 1985)

10 Mecanismos toxicodinámicos: se refiere a las interacciones de la sustancia o de sus productos biotransformados con los diferentes órganos ysistemas que a través de un proceso molecular va a producir alteraciones bioquímicas, morfológicas y funcionales, reversibles o irreversibles(Fernícola y Jauge, 1985)


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Academia Nacional de Ciencias de los EEUU ytambién son utilizados por la Agencia de ProtecciónAmbiental de este mismo país (NAS, 1977):

Factor 10: Se aplica si la información proviene deestudios bien desarrollados y documentados en humanosy sin indicación de carcinogenicidad.

Factor 100: Se aplica cuando resultados de estudiosexperimentales en seres humanos no existen o sonescasos. Se disponen de resultados válidos de estudiosa largo plazo en una o más especies de animales y noexiste indicación de carcinogenicidad.

Factor 1000: Aplicable cuando no existe informaciónsobre resultados de experimentos agudos o a largo plazoen humanos, pocos resultados de experimentación enanimales y no existe indicación de carcinogenicidad.

Normalmente se considera el valor de 100 comoel más aceptable de los valores del factor deincertidumbre. Este factor está compuesto por dos sub-factores, cada uno de “10”, de manera de considerartanto las variaciones interespecies como las variacionesintraespecies (o interindividuales). Reinwick (1993)propone un modelo, que manteniendo los dos sub-factores de incertidumbre de 10 para las variacionesinter e intraespecies, permite subdividir cada una deellos de manera de incorporar, cuando exista,

información adecuada sobre los aspectostoxicodinámicos y toxicocinéticos. Esta propuesta, deacuerdo a Reinwick, mejora el proceso deextrapolación, y cuando existe información adecuada,tiene el efecto de reemplazar el factor de“incertidumbre” por un factor de “corrección”.

La información sobre las diferenciastoxicodinámicas y toxicocinéticas entre los humanos ylos animales de laboratorio mas comunes (ratas,ratones, perros, etc.) indican que hay un mayorpotencial en las diferencias toxicocinéticas que en lastoxicodinámicas, de manera que una división igual entreambas diferencias para el factor de 10, pareceinadecuada. El factor común de 10 veces (log 1) deberíaser dividido en valores por defecto de 100.4 = 2.5 paralas diferencias toxicodinámicas y de 100.6 = 4 para lasdiferencias toxicinéticas (Renwick, 1993). Una divisiónsimilar fue propuesta para las diferenciasinterindividuales en la toxicocinética y la toxicodinámicautilizando la modelización toxicocinética ytoxicodinámica. Sin embargo, se consideró que lavariabilidad para ambos aspectos era similarconcluyéndose que el factor de incertidumbre de 10debería ser compartido en igual cantidad por los dosaspectos. De esta manera, un valor de 100.5 = 3.2 seaplica a cada uno de los factores. El factor deincertidumbre de 100, quedaría compartido como seindica en la figura N° 1.

Factor de Incertidumbre = 100

FactoresToxicodinámicos

F = 1011

0.4

FactoresToxicocinéticos

F = 1012

0.6

FactoresToxicodinámicos

F = 1021

0.5

FactoresToxicocinéticos

F = 1021

0.5

DiferenciasInter-especies

F = 101

DiferenciasInter-individuos

F = 102

Figura Nº 1Modelo para establecer los factores

de incertidumbre propuesto por Renwich

Fuente: OMS, 1994.

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Otras propuestas en relación a la cuantificaciónde los factores de incertidumbre se basan en laposibilidad de utilizar los NOAEL o los LOAEL. En elcaso en que sea necesario la utilización del LOAEL envez del NOAEL, se recomienda multiplicar el valor delfactor de incertidumbre más común (FI = 100) por unfactor adicional de 10. Es decir, que en este caso, elfactor de incertidumbre sería igual a 100x10=1000(OMS, 1994).Existe información disponible sobre losNOAEL (o LOAEL según el caso) para las diferentesvías de exposición. En los casos donde la informaciónexistente se refiere exclusivamente a una vía de ingresoo ruta de exposición, por ejemplo la inhalación, labioequivalencia de la exposición para las otras rutaspuede ser estimada si se disponen de información ymodelos. La bioequivalencia permite utilizar parámetrosanatomo-fisiológicos del cuerpo humano para predecirla cantidad de sustancia tóxica que pudiera ingresar alorganismo en función de las distintas vías de exposición(Gold y col, 1984).

El objetivo de la evaluación de riesgos es estimaruna tolerancia de ingesta general derivada de lainformación sobre toxicidad utilizando las rutasadecuadas de ingreso. A partir de los TI’s para losdiferentes medios de exposición, se pueden desarrollarlos Valores-Guías basados en los perfiles más relevantesde la exposición (OMS, 1994).

Factores de incertidumbre para las exposicionesocupacionales

La consideración de los factores deincertidumbre desarrollada anteriormente se relacionaprincipalmente con la población general. Sin embargo,los principios generales para la derivación de los TI’spara exposiciones ocupacionales son bastante similares,a pesar que no han sido utilizados ampliamente paraeste propósito (Zielhuis y van der Kreek, 1979;Hallenbeck y Cunningham, 1986). Sin embargo, aunquelos componentes del factor de incertidumbre relativosa la naturaleza y severidad del efecto tóxico así comola pertinencia de la información y la variabilidadinterespecie pudiera ser similar para el desarrollo devalores-guías para exposiciones ocupacionales, lanaturaleza de la población expuesta difiere. De acuerdoa la OMS (1994), los grupos mas vulnerables de lapoblación (niños, enfermos y ancianos) no forman partede la población ocupacionalmente expuesta, mientrasque para el desarrollo de los TI’s para la poblacióngeneral, estos grupos deben ser considerados. Sin

embargo, esta posición de la OMS pareciera olvidarque las mujeres embarazadas normalmente trabajanhasta las últimas semanas del embarazo, y de estamanera, el feto que llevan en su interior se encuentraigualmente expuesto a la mayoría de las condicionesambientales, especialmente a las sustancias químicas(Messing, 1992). Adicionalmente, los niveles y patronesde exposición en el puesto de trabajo pueden sercontrolados y la población expuesta protegida omonitoreada sobre una base individual o colectiva. Porestas razones, es apropiado utilizar un factor deincertidumbre significativamente mas bajo cuando seestén derivando límites basados en la salud para laexposición ocupacional en comparación con aquellosutilizados para el desarrollo de los TI’s para la poblacióngeneral (OMS, 1994).

Modelo para establecer los límites de exposicióna las sustancias que no tienen valor umbral

No existe un claro consenso sobre unametodología apropiada para la evaluación de riesgosde sustancias químicas para las cuales el “efectocrítico” no tiene un valor umbral, como los cancerígenosgenotóxicos y los mutágenos de las células germinales.La existencia de un umbral para sustanciascancerígenas es un elemento de discusión entre loscientíficos que trabajan en el área de evaluación deriesgos. El argumento en contra de establecer un valorumbral asume que un punto de mutación simple delADN puede conducir al crecimiento incontrolado deuna célula somática que eventualmente producirácáncer. Adicionalmente, al desarrollar un análisisprobabilístico se establece que a pesar de que pudieraexistir un valor umbral para un individuo o grupo deindividuos, este valor puede variar para otros individuoso grupos, o no existir ningún valor umbral (Gould y col,1989).

Los argumentos a favor de la definición de unvalor umbral para todas las sustancias se basan en laexistencia de los mecanismos de reparación genéticos,de las defensas inmunológicas y los mecanismosepigenéticos. Se han propuesto diferentes criterios deabordaje metodológico basados en la caracterizaciónde la dosis-respuesta para la evaluación de los efectosde sustancias sin valor umbral. Sin embargo estaspropuestas, desde el punto de vista de los criterios deexposición basados en la salud, no son aplicables debidoa que ellas requieren de juicios o criterios socio-políticosde “riesgo aceptable a la salud” (Koning, 1987).


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La primera propuesta desarrollada por la ACGIHpara sustancias cancerígenas establecía unaclasificación de acuerdo a la evidencia aportada pordiferentes estudios, tanto epidemiológicos en sereshumanos con información cuantitativa de los nivelesde exposición, como estudios de laboratorio en animales(ACGIH, 1986; Spirtas y col, 1985). Para establecerel TLV, se dividía el valor del nivel más bajo conocidoque indujera cáncer (LOAEL) por un factor de«seguridad» entre 10 o 100. El Comité de TLV de laACGIH comprendiendo la imprecisión de este método,recomendaba, para todos los cancerígenos, que “todaslas rutas de exposición deberían ser controladas aniveles tan bajos como fuera razonablementealcanzable (ALARA) debajo del TLV” (ACGIH,1989).

En los inicios de la década de los años 7O, laEPA desarrolló una propuesta diferente a la desarrolladapor la ACGIH. Esta propuesta establecía que el únicogrado posible de regulación para los cancerígenosdebería ser la total prohibición de la exposición(Rodricks y col, 1987). Sin embargo, la imposibilidadde lograr el nivel de “cero riesgo” para un amplionúmero de sustancias económicamente importantes,hizo que esta política fuera revisada. En 1976, la EPAfue la primera agencia federal de los Estados Unidosen adoptar formalmente el proceso de “dos etapas”para la evaluación de riesgos. La primera etapa consisteen determinar si una sustancia presenta un riesgo decáncer. La segunda, incluye una evaluación cuantitativadel riesgo (del inglés Quantative Risk Assessment -QRA-) como un elemento clave para determinar elgrado de acción regulatoria necesaria para proteger alpúblico. Como parte del proceso de QRA, la EPA evalúalas curvas dosis-respuesta, realiza extrapolaciones parabajas dosis, y estima la magnitud y grado de laexposición de las poblaciones en función de estimar elnúmero de casos de cáncer en exceso esperados en lapoblación total de los Estados Unidos. El modelo de laEPA es utilizado para guiar el establecimiento de normasque protejan “a cada individuo de la poblacióngeneral durante toda su vida contra la exposiciónpor ingestión o inhalación”. Las regulaciones sonestablecidas una vez que el QRA es integrado al análisisde la información técnica de ingeniería y los aspectossociales, económicos y políticos (Alavanja y col, 1990).

Independiente de la discusión en torno a laexistencia o no de un valor umbral, existen valoresumbrales que son prácticamente imposible dediferenciar del nivel de exposición “cero”. En estos

casos en que es imposible establecer un valor umbral,existe el consenso de que se requiere un abordajealternativo. La Evaluación Cuantitativa de Riesgos(Quantitative Risk Assessment) es la metodología máscomúnmente utilizada, por lo menos para el caso de loscancerígenos que no tienen un valor umbral (Doull,1992; Lippman, 1993). En la elaboración de los criteriosde exposición basados en la salud, se debería evaluartoda la información relevante disponible y a partir deella caracterizar la relación dosis-respuesta, tanto comosea posible, para tales efectos, basado en uno o variosmétodos adecuados a este fin. Los valores obtenidos através de los QRA permitiría el desarrollo de valoresde referencia y el establecimiento de Límites deExposición por las autoridades competentes sobre labase de información de tales efectos no-umbrales(OMS, 1994).

Algunas propuestas desarrolladas para la QRA son:

· Extrapolación cuantitativa por modelizaciónmatemáticas de las curvas dosis-respuesta paraestimar el riesgo en el ser humano para ingestaso exposiciones comunes.

· Clasificación relativa de potencias en el rangoexperimental

· División de los niveles de efectos observadospor un factor de incertidumbre

La extrapolación de riesgos a bajas dosis ha sidoacompañado por el uso de modelos matemáticos talescomo el Modelo de Múltiples Etapas de Armitage-Doll.En otros modelos recientemente desarrollados, lasdiferentes etapas en el proceso de carcinogénesis hasido incorporado y el tiempo de aparición de tumoresha sido tomado en consideración (Moolgavkar, 1988).En algunos casos, cuando la información lo permite, ladosis absorbida por el órgano “blanco” ha sidoincorporada dentro del análisis dosis-respuesta(modelos toxicocinéticos de base fisiológica [PBPK]).Es importante señalar que la expresión simple del riesgoen términos de exceso de incidencia o número de casosde cáncer por unidad de la población a dosis oconcentraciones mucho menores que aquellas sobrelas que se han basado las exposiciones, pueden serinadecuadas, debido a las incertidumbres generadas porla extrapolación cuantitativa que puede generar erroresde varios “órdenes de magnitud” (OMS, 1994).

La comparación entre la exposición humana yla potencia cancerígena de una sustancia determinadaexperimentalmente puede también ser usado para

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indicar la magnitud del riesgo como una base quepermita derivar valores de referencia. Una de lasmedidas que proporciona una vía práctica para priorizarlas sustancias sobre las bases de su potenciacancerígena en un rango cercano a la dosis-respuestaobservada es el Índice Exposición/Potencia (EPI)propuesto por Health and Welfare Canada (1992). ElEPI es definido como la ingesta humana diaria estimada,o la exposición diaria estimada dividida por la ingesta oexposición asociada con un 5% de incidencia de tumoresen estudios experimentales en animales, o estudiosepidemiológicos en las poblaciones humanas. (DosisTumorogénica5; TD5). Un EPI de 10-6 representa unadiferencia de un millón de veces entre la exposiciónhumana y la ingesta que está en el extremo inferior dela curva dosis-respuesta. En el desarrollo de los EPI’s,siempre que es posible, se toma en consideración todala información toxicocinética y mecánica relevante.

Un abordaje alternativo es dividir la dosis másalta a la cual no se ha observado un incremento en laincidencia de tumores en comparación con controles,por un elevado factor de incertidumbre, por ejemplo5000 (Weil, 1972). Los valores de este factor debenser una función del “peso de la evidencia” (por ejemploel número de especies en las cuales se han observadotumores, o la naturaleza de los tumores). Este modelose utiliza principalmente cuando la información enrelación a la curva dosis-respuesta es limitada.

El abordaje utilizado para el manejo de riesgoque ha sido adoptado para compuestos para los cualesel efecto crítico se considera que no tiene un valorumbral, incluye la eliminación o reducción de laexposición tanto como sea posible o al nivel más bajotecnológicamente posible. La caracterización de ladosis-respuesta como se indicó en los procedimientosdescritos anteriormente, pueden ser usados en unióncon este abordaje para evaluar las necesidades demejorar la tecnología para reducir la exposición.

La etapa político-administrativa del proceso dedefinición de los límites de exposición

Una vez culminado el proceso de evaluacióncientífica de una sustancia, cuyo resultado es elestablecimiento de un valor guía, las autoridadescompetentes proceden a la evaluación político-administrativa de esta información para elestablecimiento de los límites de exposición, tantoocupacionales como ambientales. El objetivo de esteproceso es convertir los valores guías, aportados en la

primera etapa, en normas, reglamentos,recomendaciones, etc. que permitan que estos valorestengan aplicabilidad real en la sociedad. El procesopolítico-administrativo es un proceso complejo y muchasveces lleno de contradicciones, ya que en él se van aenfrentar dos posiciones diferentes: la de los quegeneran los daños y la de los que los van a “sufrir”. Eneste sentido, el establecimiento de los límites deexposición va a ser un campo de confrontación deintereses opuestos. Tradicionalmente se ha pretendidodefinir el papel del Estado como un tercer actor“independiente” que va a mediar las relaciones entrelos diferentes sectores de la sociedad, sin embargo, elrol del Estado va estar definido fundamentalmente porla correlación de fuerzas entre estos sectores. En estesentido, es importante señalar que el concepto del“tripartismo” es un espejismo que en la práctica haservido para beneficiar a los “productores de daño”.

La consecuencia de este complejo ycontradictorio proceso, es el establecimiento de unmarco legal que va estar conformado por las leyes,normas y reglamentos a nivel de cada país. Esteproceso ha sido variable a lo largo de la historia, peroen las dos últimas décadas se puede observar unincremento exponencial de todo el marco jurídico legalque va a regular tanto el ambiente de trabajo, como elambiente general.

Todo este cuerpo legislativo se basa en el controlde los riesgos de la salud pública y/o ocupacional, peroninguna de estas leyes define cuál grado de riesgo a lasalud es aceptable o inaceptable. La tarea de determinarel grado de aceptabilidad de un riesgo ha sido dejado alas agencias reguladoras nacionales, y este ha sidoquizás el problema más importante por resolver en elproceso de establecimiento de los límites de exposición.La FDA (Food and Drug Administration) fue la primeraagencia gubernamental en utilizar la evaluación deriesgos para establecer sus decisiones regulatorias. En1973 la FDA propuso el primer método para laregulación de drogas cancerígenas utilizadas en laproducción de alimentos para animales. Este métodobasado en la distribución de la tolerancia log-normalfue propuesto con un valor de riesgo aceptable igual a10-8 (Mantel y Bryan, 1961; Rodricks y col, 1987).Posteriormente se desarrolló en método basado en laextrapolación lineal (Gaylor y Kodell, 1980) donde elvalor del riesgo aceptable fue incrementado a 10-6.

Por su parte, la EPA ha sido inconsistente en sudefinición de riesgo aceptable. En decisiones relativas


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a contaminantes cancerígenos del aire, la EPA hacalculado la magnitud del riesgo individual y el númerode casos en exceso generado por año en la poblaciónexpuesta. Estos riesgos han variado en un rango entre10-5 y 10-3. Estos riesgos fueron asociados con unaexceso de casos por año de 0.006 a 0.08. En algunasdecisiones relacionadas con ingredientes cancerígenosactivos en plaguicidas, la EPA consideró aceptableniveles de riesgos entre 10-7 y 2x10-2. Relacionadoscon el cumplimiento de la Safe Drinking Act, la metade la EPA para sustancias cancerígenas es “cero”exposición. Esta meta implica que solo el riesgo igual a“cero” es aceptable (Rodricks y col, 1987).

En el caso de los límites ocupacionales paracancerígenos, la OSHA se orienta por la definición de“riesgo significativo” de la Corte Suprema de Justiciade los Estados Unidos. Esta definición considera queun riesgo de 10-3 es “significativo”. Lo que no establecióla Corte, ni la OSHA, es qué es lo que se puedeconsiderar como un riesgo “aceptable” (o nosignificativo). En función de tener una perspectiva dequé significa un riesgo de 1/1000, es necesario revisarlas tasas de mortalidad para varias ocupaciones. Latasa mortalidad relacionada con el trabajo para todaslas causas para el sector privado es, en los EstadosUnidos, de 2.9/1000. Asumiendo un promedio 45 añosde trabajo en un determinado sector industrial, la tasade mortalidad son las siguientes (Rodricks y col, 1987):

· Minería 19/1000· Construcción 10/1000· Transporte y Servicios públicos 8/1000· Agricultura 7/1000· Manufactura 2/1000· Promedio del sector privado 2.9/1000

Desde 1980 la OSHA ha revisado varios límitesde exposición, pero cuando se analizan estas revisiones,pareciera que esta institución está excediendo lasorientaciones establecidas por la Corte Suprema enrelación al riesgo significativo de 1/1000. En un estudiorealizado por Rodricks y col (1987) el riesgo estimadode cáncer asociado con algunos de estos límites sonlos siguientes:

· Arsénico inorgánico 8/1000· Oxido de Etileno 1-2/1000· Dibromuro de Etileno 0.2-6/1000· Benceno 5-16/1000· Acrilonitrilo 39/1000· Asbesto 6.7/1000

El proceso político-administrativo debeconsiderar una serie de aspectos necesarios paragarantizar la salud de la población. Algunos de ellosson (Hunter, Berlin y Bennett, 1985; Hallenbeck, 1993):

.- los factores políticos y socio-económicos

.- la tecnología de control existente

.- los costos y beneficios

.- los resultados de la evaluación de riesgo

.- el riesgo aceptable

.- el número de casos aceptable

.- el establecimiento de políticas de supervisión ycontrol que garanticen el cumplimiento de lasleyes, reglamentos y normas.

.- la estandarización de conceptos y terminologíasrelativas a los límites de exposición para lassustancias tóxicas.

.- el desarrollo de políticas de educación einformación a los diferentes sectores sobre losriesgos, las consecuencias y la manera de control.

.- el desarrollo de medidas preventivas y protectivaspara las sustancias que puedan ocasionar seriosdaños a la salud.

Bases legales y criterios para el establecimientode los OELs en diferentes países

El objetivo del establecimiento de los límites deexposición ocupacional, es minimizar los riesgos en elambiente de trabajo. Los OELs no pueden ser definidosuniversalmente debido a los diferentes bases legales yprácticas en los diferentes países. Para el caso de lassustancias químicas, ellos se refieren a lasconcentraciones de las sustancias en la zonarespiratoria, y representan condiciones bajo las cualesse cree que la mayoría de los trabajadores pueden estarexpuestos, día tras día, sin efectos adversos a la salud.

En general, si tratamos de esquematizar lasituación de los límites de exposición ocupacional,podemos establecer las siguientes posibilidades(Gudbergsson, 1993):

1.- OELs que son establecidos como estandaresoficiales y proclamados como:

.- normas y regulaciones basados en las leyes delpaís, a menudo denominados límites deexposición permisibles (PELs) oconcentraciones admisibles (MACs), o como

.- guías o recomendaciones.

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En ambos casos, los OELs son destinados parael uso en el práctica de la higiene industrial para elcontrol de riesgos potenciales a la salud en el ambientede trabajo.

2.- OELs que son establecidos por organizacionesindependientes, no gubernamentales y utilizados comoguías o recomendaciones para la práctica de la higieneindustrial. El ejemplo mas conocido es la lista de losTLVs publicada por la ACGIH.

Las bases legales para el establecimiento de losOELs varía de un país a otro, de manera que elestablecimiento de un criterio universal para elestablecimiento de los OELs no ha sido posible hastael presente. A manera de ejemplo, citaremos las basesdel sistema sueco, para a partir de éste, establecerdiversos parámetros de comparación con otros paísesque han servido de referencia internacional.

La base legal en Suecia es la ley denominada:“Work Environment Act and Ordinance” (WEAct).Esta ley establece el marco de referencia las diferentesacciones que deben ser desarrolladas por el NationalBoard of Occupational Safety and Health (NBOSH).Hasta el presente, el sistema sueco se ha caracterizadopor ser de carácter tripartito en todas sus etapas,incluyendo el proceso de toma de decisiones. Deacuerdo a la ley, el NBOSH tiene la potestad y el deberde establecer regulaciones obligatorias que garanticenla salud de los trabajadores sin importar el costo deestas medidas. Esta política refleja una decisiónunánime de todos los sectores sociales tomada durantelos años 7O cuando fue aprobada la ley. Sin embargo,el NBOSH debe establecer una descripción de lasconsecuencias de las medidas.

En el marco de la WEAct, la ordenanza sobrelos valores límites interactúa con otras normativas demanera de integrar una propuesta integral, donde cadaelemento está articulado con el resto. Estas otrasnormativas son: Regulaciones y restricciones de manejode sustancias, Políticas de sustitución de sustanciaspeligrosas y Prohibición de utilización de determinadassustancias (Remaeus, 1993).

El proceso administrativo de toma de decisionesen el caso de Suecia se representa en la figura N° 2.El esquema funciona de la siguiente manera: existendos comités diferentes, con representación tripartita.Uno es el comité científico y el otro, es el comitéregulatorio.

El comité científico está integrado por expertosdel NIOH (National Institute of Occupational Health),expertos de los sindicatos, expertos de lasorganizaciones patronales, y por miembros de laacademia. En total un equipo integrado poraproximadamente 20 expertos. La tarea de este comitées recopilar y hacer una evaluación científica de todala información disponible para cada sustancia químicaexaminada. Esto incluye, siempre que sea posible, laidentificación del efecto crítico y de la construcción odeducción de las relaciones dosis-respuesta.Adicionalmente se evalúan los métodos de medicionesy las técnicas analíticas en función de determinar lasposibilidades de implementación práctica. En suinforme, el comité científico no establece ningún valornumérico específico. El material evaluado es pasado,en forma de un reporte consensual al comité regulatorio(Nordberg y col, 1988; Lundberg y Holmberg, 1985).

El comité regulatorio está integrado pormiembros del NBOSH (National Board of OccupationalSafety and Health) y por representantes de lostrabajadores y empresarios. El comité regulatorioestablece la lista de prioridades para el establecimientode los límites de exposición la cual es enviada al comitécientífico para su ejecución (Lundberg y Holmberg,1985). Además, en este comité se realizan los análisisde costo-beneficio, se discute la factibilidad tecnológicay económica, y se realiza un análisis de lasconsecuencias de los informes enviados por el comitécientífico. El análisis de costo-beneficio se incorpora atodas las sustancias a la que se ha discutido elestablecimiento del OEL (Remaeus, 1993).

Las decisiones de ambos comités son sometidasa discusiones públicas y posteriormente pasan a laúltima fase que consiste en hacer las correcciones queresulten de estas audiencias para finalmente sersometidas a la consideración del Directorio del NBOSHel cual promulgará el nuevo valor límite (Remaeus,1993).

Por su parte, en Alemania presenta algunasvariaciones con respecto al modelo de Suecia. Aunquemantiene el carácter tripartito, el esquema es mássimple. En tal sentido, solamente existe un comité quees la “Comisión para la Investigación de los Riesgos ala Salud por las Sustancias Químicas en el Ambientede Trabajo”. Esta comisión, desde 1958, establece cadaaño la lista de “Concentraciones Máximas en lospuestos de trabajo y Valores de Tolerancia Biológicapara las sustancias de trabajo (MAK-list)”. La lista de


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Investigacionesesperimentales yepidemiológicas

Publicacionescientíficas

- Análisis Costo-beneficio- Impacto económico- Factibilidad tecnológica

Expertos de los trabajadoresExpertos de los empresarios

Representantes de los trabajadoresde los empresariosRepresentantes

Organizaciones de los trabajadoresde los empresarios

Otras institucionesOrganizaciones

Representantes de los trabajadoresde los empresariosRepresentantes

Propuesta

DirecciónNBOSH

EstándarOcupacional

Grupo científico

Reportesconsensuales

Gruporegulatorio

RevisionesDocumentosCientíficos

Lista deprioridades

Figura Nº 2Proceso de establecimiento de los límites ocupacionales en Suecia

Fuente: Ramaeus, 1993.

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las concentraciones máximas (MAK), además deconsiderar exposiciones límites para exposicionespromedio ponderadas de 8 horas (TWA-8h), hanintroducido elementos adicionales como los relacionadoscon aquellas sustancias de fácil penetración por la piel,niveles de tolerancia biológica e indicadores deembriotoxicidad y teratogenicidad (Hermann, 1993). Laprimera etapa del proceso de establecimiento de losOELs, es definir si la sustancia puede ser categorizadacomo cancerígena o sospechosa de ser cancerígena.En este caso a la sustancia no se le define un MAK,sino que se establece un valor TRK (valor guía deconcentración técnica). Si la sustancia no esconsiderada cancerígena, se desarrolla el proceso deestablecimiento del MAK. El Ministerio Federal delTrabajo publica anualmente las listas de valores MAK(TRGS 900) para las diferentes sustancias y una listade clasificación de las sustancias como en base acriterios de carcinogenicidad, mutagenicidad y efectossobre la función reproductiva (TRGS 500) (Hermann,1993).

En Japón, el proceso es cualitativamentediferente, ya que en este país no existe ningunainstitución gubernamental responsable delestablecimiento de los límites de exposición. En sudefecto, un Comité de Trabajo al interior de la JapanSociety for Industrial Health (JSIH), con un carácterno-gubernamental y académico ha venido funcionandopara el establecimiento de los límites de exposición,denominados PEL (Permissible Exposure Limits).Desde el inicio este comité ha sido influenciado demanera muy importante por los valores TLV de laACGIH, y al igual que los TLV, los valores PEL de laJSIH son criterios no-regulatorios (Toyama, 1985).

En los Estados Unidos, el proceso de definiciónde los límites de exposición ocupacional es estipuladopor la Occupational Safety and Health Act (OSHAct).Esta ley establece dos mecanismos para la protecciónde los trabajadores: (1) la obligación general de losempresarios de proveer un ambiente de trabajo sano yseguro y (2) el cumplimiento de valores estándaresespecíficos por los empleadores. La OSHAct estableceque la Secretaría del Trabajo, a través de laOccupational Safety and Health Administration(OSHA) deberá establecer y promulgar los valoresestándares relativos a las sustancias químicas y riesgosfísicos que “aseguren de la manera más adecuada, tantocomo sea posible, y sobre las bases de la mejorevidencia disponible, que ningún empleado sufriráningún daño material de su salud o capacidad funcional,

aún si dicho empleado ha estado expuesto regularmentea dicha sustancia o riesgo” (OSHAct, 1970).

La OSHA puede iniciar un proceso deestablecimiento de un OEL tanto por decisión propia,como por solicitud de cualquier otra persona natural ojurídica, incluyendo la Secretaría de Salud y Servicios,el NIOSH y los gobiernos locales y estadales. Cuandola OSHA planea establecer, modificar o eliminar unestándar, hace una publicación de estas intenciones enel Registro Federal. A partir de este momento sedesarrolla un proceso público de discusión donde todaslas partes interesadas tienen la posibilidad de presentarsus argumentos y evidencias pertinentes por medio deescritos o en audiencias públicas. Este proceso conduceal establecimiento de los PEL (Límites de ExposiciónPermisibles) que tienen un carácter reglamentario yque debe ser cumplido. El proceso de establecimientode los OELs en los Estados Unidos, a diferencia de lospaíses Europeos, no tiene un carácter tripartito, es decir,no existe representación ni de los trabajadores, ni delos empleadores, en las instancias de toma de decisión(Hunter, 1985).

Canadá tiene una situación especial debido a lascaracterísticas de este país. En años recientes elgobierno federal y los gobiernos provinciales se hanembarcado en una propuesta de incorporar a lossindicatos y a los representantes de los patronos encomités bipartitos o tripartitos (según la provincia) sobrelos problemas de salud y seguridad en el trabajo. Cadaprovincia ha desarrollado su propia experiencia condiferentes resultados. En Quebec, existe un comitétripartito, aunque en la práctica es un comité paritariode patronos y trabajadores que discute elestablecimiento de normas de higiene y seguridad parael ambiente laboral. Este comité establece su acciónsobre los criterios definidos en la Ley de Salud ySeguridad en el Trabajo. A pesar de que esta ley tienecomo objetivo la eliminación de los riesgos en la fuentey el respeto de la salud y la integridad física de lostrabajadores, la reglamentación que se deriva de lamisma no se ajusta a estos objetivos (Prévost, 1992).El reglamento sobre la calidad del aire adopta dosenfoque diferentes y contradictorios. El primero, basadoen los criterios de la ACGIH, establece límites deexposición a las diferentes sustancias. El segundoenfoque, más preventivo, se dirige al control yeliminación de los riesgos en la fuente. Sin embargo,esta última política es la menos aplicada por la CSST(institución responsable de la vigilancia en los ambientesde trabajo) (Prévost, 1992).


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En Ontario se ha creado una comisión paritariaque ha su vez ha creado tres comités de acción: Valoresy límites de exposición, Estructura regulatoria yVigilancia Biomédica. Cada comité de acción tiene treso cuatro representantes de los trabajadores y de lospatronos. Esta comisión paritaria ha establecido unaserie de criterios interesantes a tomar en consideración.Un primer criterio es el de la internacionalización de lainformación para la definición de los límites ya queconsidera que es imposible y sin sentido rehacer todoel proceso seguido por otros países para establecer loslímites de exposición. La internacionalización establececomo premisa que se adoptará por defecto, el valormas bajo que haya sido aplicado con éxito en otro país.Otro elemento importante es la definición utilizada parala selección de los países serán considerados para loscriterios de exposición. En tal sentido define a paísesque hayan desarrollado una revisión completa de laliteratura en el proceso de establecimiento de loscriterios de exposición y que representantes de lostrabajadores y de los empresarios estén involucradosen este proceso. Los países que cumplen con estoscriterios son Alemania, Holanda, Noruega, Suecia eInglaterra. Los Estados Unidos no cumplen con loscriterios y por lo tanto no son incluidos (Penny, 1991).El resto del proceso administrativo es semejante al restode los países en el sentido de las audiencias públicas,revisiones y establecimiento definitivo de la norma.

Limitaciones inherentes a los límites deexposición

Al analizar los límites de exposición ocupacionalpodemos observar que no existe acuerdo internacionalpara los criterios de exposición a sustancias químicaspotencialmente peligrosas. La primera diferencia quehace imposible un acuerdo, es que el concepto de límitede exposición es intrínsicamente diferente entre lospaíses. En algunos países, teóricamente, los límites sebasan principalmente en la prevención de efectosadversos a la salud, es decir, en los llamados límites-basados-en-la-salud, como es el caso de Alemania(Woitowitz, 1988; Henschler, 1984); mientras que otrospaíses (Noruega, Suecia, Inglaterra, etc.) elestablecimiento de los estándares incorporaexplícitamente la consideración de la factibilidad(Nordberg y col, 1988; Lundberg, 1993; Remaeus,1993). La factibilidad es un término con una gran cargavalorativa que se relaciona no sólo con la factibilidadtécnica, sino también con consideraciones económicas,culturales y socio-políticas. La OMS en diferentesreuniones ha discutido el concepto de los límites de

exposición. Aún cuando esta organización reconoce queel proceso actual de definición de los límites deexposición es un proceso político-administrativo,propone el uso de los límites-basados-en-la-saludcomo criterio fundamental para la definición de loslímites (OMS, 1994).

Esta divergencia en los criterios de base para elestablecimiento de los límites de exposición plantea unaserie de interrogantes en relación al establecimientode los límites de exposición y de sus limitaciones paragarantizar la salud de los trabajadores. Una primeradiscusión es si efectivamente los actuales límites deexposición garantizan la salud de los trabajadores. Parael abordaje de esta discusión tomaremos como puntode referencia los TLVs de la ACGIH debido al papelque estos límites han jugado en el desarrollo de loscriterios de exposición. En este sentido, vale la penadestacar que los criterios de exposición en muchospaíses han tomado como referencia los TLVspropuestos por esta asociación. Independientementede lo establecido por la ACGIH en relación a que estosvalores “...no son elaborados para ser utilizadoscomo estándares legales” (ACGHI, 1991), la realidadconcreta es que los TLVs son adoptados de maneramecánica por muchos organismos responsables deestablecer los límites de exposición en diferentes países,(Henschler, 1986; Paustenbach y Langner, 1986;Toyama, 1985; Woitowitz, 1988; Nordberg y col, 1988;Calabrese, 1978).

En los Estados Unidos y Canadá, por citaralgunos países de referencia, los TLVs han servido debase para el establecimiento de los criterios deexposición (Robinson y col, 1991; Rappaport, 1984;Tarlau, 1990; Penny, 1991). Estos procesos han sidocuestionados por importantes sectores laborales. Enlos Estados Unidos, en los últimos días de laadministración Reagan -con muestras evidentes deaprobación por parte de las industrias químicas, y bajoel cuestionamiento y la protesta de los sindicatos-, laOSHA adoptó una nueva lista de límites de exposiciónpermisibles para 376 sustancias, la mayoría de lascuáles provenían de la lista de los TLVs de 1987.Muchos de estos límites (más de 90, aproximadamenteel 25%) habían sido seriamente cuestionados por elNIOSH debido a que no protegían la salud de lostrabajadores (Ziem y Castleman, 1989).

Desde finales de la década de los años 70, cuandoAlemania y los Países Nórdicos comenzaron aestablecer sus propias listas, la validez científica de los

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TLVs comenzó a ser cuestionada. Es en 1988, con elartículo de Castleman y Ziem sobre la influencia de lasgrandes corporaciones en el establecimiento de losTLVs, que se plantea una amplia discusión internacionalsobre la validez de estos índices de exposición(Castleman y Ziem, 1988; Nordberg y col, 1988;Woitowitz, 1988; Cox, 1988; Tsuchiya, 1988;Parmeggiani, 1988; Stockinger, 1988). De esta discusiónafloran elementos importantes que es necesarioremarcar.

Un primer elemento se refiere a la validez, entérminos de salud, de los TLVs. En este sentido hayque señalar que la información sobre la cual se handesarrollado los TLVs es muy limitada (Ziem yCastleman, 1989). Para estándares propuestos para unaexposición durante la vida útil de los trabajadores, lainformación sobre exposición y efectos a largo plazoes indispensable, sin embargo, esta información noexiste, ni en estudios animales ni en estudios entrabajadores industriales para por lo menos el 90% delos TLVs.

El concepto del límite de exposición basado enel “promedio diario ponderado de exposición” hasido severamente criticado debido a su inconsistenciacon los conocimientos actuales sobre toxicidad,señalando que este concepto se basa más enconsideraciones económicas, que en aspectoscientíficos (Halton, 1988; Atherley, 1985).

Aunque el prefacio de la lista de los TLV diceque ellos son adecuados para proteger a “...casi todoslos trabajadores”, un examen mas detallado muestraque esto no es cierto. Los reportes publicados de lainformación humana citados como base para los TLVscon frecuencia reflejan niveles de daño a la salud pordebajo de los niveles del TLV establecido (Roach yRappaport, 1990). De igual manera, algunas veces,problemas de salud señalados por la literaturaconsultada no eran considerados en la definición delTLV (Roach y Rappaport, 1990). Reportes médicosrefieren casos de enfermedad y aún de muerte entrabajadores expuestos a niveles de concentracióninferiores a los TLVs (Ziem y Castleman, 1989).Muchos de estos valores han sido históricamenteestablecidos basados en el máximo nivel de tolerancia,sin tomar en consideración los posibles efectos a largoplazo, como el cáncer o los efectos sobre la saludreproductiva. Estudios científicos muestran que paraalgunos químicos ampliamente utilizados, la exposición

durante el tiempo de vida laboral podría producir masde una muerte por cada diez trabajadores debido a unaenfermedad ocupacional. Para otras sustancias -a lasque están expuestos millones de trabajadores-,trabajando a los límites actuales de concentración, sepuede esperar una tasa de mortalidad por cáncerocupacional mayor de 1 por cada 100 trabajadoresexpuestos (Alavanja y col, 1990; Cunninghan, 1988).En el estudio de Roach y Rappaport (1990) ellosencontraron una sorprendente elevada correlación entrelos TLVs y los niveles de concentración de loscontaminantes en el ambiente ya alcanzados por lasindustrias, de manera que es fácil concluir que los TLVshan favorecido consideraciones de carácter técnico delas empresas, antes que consideraciones de salud delos trabajadores.

Otra discusión que surge, en relación a los TLVs,es la influencia de las grandes corporacionesinternacionales en el establecimiento de los TLVs.Quizás el mayor problema de los TLVs es que asumela integridad del proceso de definición de los criteriosde exposición, conjugando el momento científico y elmomento político-administrativo. En tal sentido, losartículos publicados por Ziem y Castleman (1989),Rappaport (1993), Tarlau (1990), Robinson ycolaboradores (1991) y Castleman y Ziem (1994) ponenen entredicho la validez científica de los TLVs, y señalanla fuerte injerencia de las compañías multinacionalesen el establecimiento de sus valores. La ACGIH hasido criticada por permitir que empleados, consultantesy retirados juegen un papel dominante en la elaboraciónde los papeles de trabajo para documentar las basesde los TLVs para las sustancias químicas elaboradaspor las compañías y clientes para las que ellostrabajaban. En una investigación realizada porCastleman y Ziem (1994) sobre el proceso de definiciónde los TLVs, encontraron que la elaboración de losdocumentos de trabajo para los sub-comités fueronasignados a representantes (empleados o consultantes)de las grandes corporaciones. Más de 40 productos dela Down Chemical fueron asignados a TheodoreTorkelson, toxicólogo de esta compañía. Otras 20sustancias fueron asignadas a los empleados de laDupont: James Morgan y Gerald Kennedy (Castlemany Ziem, 1994). A pesar de estos serioscuestionamientos, la ACGIH ha rehusado a prohibir,de manera explícita, la participación de personas quetengan relaciones financieras con las compañíasproductoras en los comités para el establecimiento delos TLVs.


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Por otra parte, el proceso político-administrativoque teóricamente sigue al proceso “científico” deelaboración de los límites de exposición, es un procesocomplejo y muchas veces lleno de contradicciones, yaque en él se van a enfrentar básicamente dos posicionesdiferentes: la de los que generan los daños y la de losque los van a sufrir. En este sentido, el establecimientode los límites de exposición va a ser un campo deconfrontación de intereses opuestos. Tradicionalmentese ha pretendido definir el papel del Estado como untercer actor “independiente” -es lo que se conoce como“tripartidismo ó tripartismo”-, que va a mediar lasrelaciones entre los diferentes sectores de la sociedad;sin embargo, el rol del Estado va estar definidofundamentalmente por la correlación de fuerzas entreestos sectores. El “tripartidismo” existente en algunospaíses, como los países nórdicos, con una alta tasa desindicalización (90%) y una amplia tradición en relacióna la vinculación de las reivindicaciones del movimientoobrero con la defensa de las condiciones y medioambiente de trabajo, es totalmente diferente al“tripartidismo” existente en la mayoría de los paísesdonde existe una baja tasa de sindicalización y lasactuales condiciones de crisis y globalización de laeconomía colocan al movimiento obrero a la defensiva.En este sentido, es importante señalar que el conceptodel “tripartismo” es un espejismo que en la práctica haservido para beneficiar a los “productores de daño”.

Sin embargo, a pesar de todos estos elementosque justifican el cuestionamiento de los TLVs comocriterios que no protegen la salud de los trabajadores,queremos incluir aquí, de manera textual los argumentosutilizados por la Industrial Medical Association (AIM)en un reporte publicado en 1966 en el Journal ofOccupational Medicine en relación a los TLVs. Estedocumento representa una crítica, pero desde otraperspectiva: la perspectiva patronal. En este sentido,la AIM establece que: “...El uso inadecuado de estosvalores [los TLVs], sean o no sancionados por laACGIH puede afectar profundamente a la industriade cuatro maneras: (1) por la creación deinjustificados problemas en la relaciones laborales;(2) por estimular de reclamos injustificados alrégimen de compensación de los trabajadores; (3)por el uso de estos valores [TLVs] como evidenciade negligencia en acciones legales; y (4) por forzara la industria a desarrollar cambios costosos einnecesarios en el proceso y los equipos, así comoen sistemas de monitoreo”. Esta pieza maestra de laliteratura de lo absurdo termina con una frase quepermite comprender la actitud de las empresas con

respecto a los TLVs: “... Por tanto, la industria tieneuna legítima preocupación por las maneras comolos TLVs son determinados y establecidos”. Despuesde esta afirmación, es fácil comprender el interés delas grandes corporaciones internacionales en tenergente de “su confianza” en los comités para elestablecimiento de los TLVs.

Un comentario sobre el carácter “científicamentepuro” de los límites de exposición

Prácticamente todos los límites de exposiciónestán basados en una mezcla de decisiones tantocientíficas, como políticas y económicas, conpredominancia de estas últimas aún en aquellos países,como en los Países Nórdicos, donde tratansistemáticamente de separar el proceso deestablecimiento de recomendaciones basadas-en-salud, de las consideraciones técnicas y económicas.En última instancia, cada investigación “científica” estállena de decisiones políticas (Penny, 1991), y estasdecisiones van a depender de que lado de la balanza sesitúe el investigador. En términos de la realidad social,no hay posiciones neutras en la manera de construir elproceso científico; existen opciones de clase,conscientes ó inconscientes, que son las que van adeterminar la lógica del proceso investigativo.

Otro elemento importante a discutir es sobre elllamado factor de “incertidumbre”. Este factor es unvalor que el investigador asume, sin ninguna basecientífica, para estimar un valor que teóricamentepudiera proteger a la salud de los trabajadores o de lacomunidad. Sin embargo, este factor es una opciónpersonal del investigador -con toda la carga desubjetividad que ello implica-, ya que la informacióndisponible sobre efectos toxicocinéticos ytoxicodinámicos es tan limitada -reducida a menos deuna decena de estudios-, que cualquier suposición quese haga en este sentido resulta aventurada. Esimportante dejar bien establecido que los factores deincertidumbre no dan ninguna base científica adicionalal proceso, al contrario, lo impregnan de un altocontenido subjetivo. ¿Quién decide que un factor de“incertidumbre” tiene un valor de 10, ó de 100, ó decualquier otra cifra como por ejemplo 200, ó 17 ó 1198?

Consideraciones sobre las “poblaciones a riesgo”para tóxicos ambientales

Una de las mas importantes diferencias entrelos límites de exposición ocupacional y las normas de

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calidad de aire en la comunidad, es la naturaleza de lapoblación. Los límites de exposición ocupacional serefieren a concentraciones de sustancias a las cualesse asume que la mayoría de los trabajadores no sufrirádaño a la salud. Los límites ocupacionales se establecenpara una población trabajadora sana, conceptualmentedirigida a “trabajadores-hombres-sanos”, sin embargo,la realidad es que en el medio laboral existen todo tipode subpoblaciones, incluyendo a los niños trabajadoresa los que se les elimina de toda consideración por elcarácter ilegal de su participación en algunos sectoresde trabajo. Por contraste, los Estándares Nacionalesde Calidad del Aire Ambiente (National Ambient AirQuality Standards) (NAAQS) son definidos paraproteger contra exposiciones excesivas a una sub-población que se sabe o se presume tiene un especialriesgo debido a una mayor susceptibilidad que elpromedio de la población de sufrir un efecto adverso ala salud (Lippmann, 1993). Estas sub-poblacionespueden ser tanto los niños (caso del plomo) y ancianos,como aquellos que presenten una hipersensibilidad ouna enfermedad previa (caso del dioxido de azufre) olas mujeres embarazadas por los riesgos que representapara el feto la exposición a sustancias químicas de lamadre. Tradicionalmente, en el caso de los límitesocupacionales no se consideraban sub-poblaciones concaracterísticas especiales, sin embargo, con el accesoal derecho a trabajar de las minorías segregadas, comoes el caso de los minusválidos, hoy en día se estácuestionando seriamente el criterio del establecimientode los límites ocupacionales para “una poblacióntrabajadora sana” (Levy y Wegman, 1994).

Consideración especial merece la situación dela mujer en relación al establecimiento de los límites deexposición. A pesar del reconocimiento que lasdiferencias entre los hombres y las mujeres -tantoembarazadas como no embarazadas- puedeninfluenciar la exposición y las respuestas a lassustancias tóxicas (Silvaggio y Mattison, 1994), lasmujeres han sido sistemáticamente excluídas de losestudios epidemiológicos para determinar los efectostanto de la exposición a sustancias químicas en eltrabajo, como de las condiciones de trabajo en general(Messing, 1995). En un estudio realizado por Stellman(1994), señala que las mujeres, en los Estados Unidos,están expuesta a por lo menos cincuenta sustanciasquímicas cancerígenas en las ramas industriales dondese emplean mas de 25.000 mujeres. Esta informaciónera para el año 1992.

A pesar de esta situación, sobre la exposiciónde las mujeres a productos cancerígenos, en una

revisión realizada por Zahm y colaboradores (1994)sobre estudios de cáncer ocupacional, encontró que de1.233 estudios publicados entre 1971 y 1990, solo el14% presentaba informaciones sobre mujeres blancas;y el 10% en mujeres no-blancas. En una investigaciónen Quebec realizada por Siemiatycki y colaboradores(1988) donde se examinaron todos los pacientesmasculinos de los hospitales de Montreal que teníancáncer para determinar posibles relaciones entresustancias químicas y cáncer, se excluyeron sin ningunajustificación a las mujeres. Igualmente, en otro estudio,desarrollado por Block y colaboradores (1988), en unaplanta de fertilizantes en trabajadores expuestos afosfatos, de 3.400 trabajadores se excluyeron 173mujeres debido a que eran solo el 5% de la población(Messing, 1994). Al utilizar estos criterios, se estáexcluyendo a una población que cada día logra un mayoracceso a los diferentes puestos de trabajo, aún aquellosconsiderados “tradicionalmente masculinos”. Estoplantea una problemática que hasta el presente ha sidopoco considerada, en el sentido que los límites deexposición no protege a todos los trabajadores, nisiquiera a una “mayoría” de ellos, ya que al excluir alas mujeres de los estudios sobre los efectos del trabajosobre la salud, se está excluyendo a un sector cadavez mas importante de la fuerza de trabajo.

A pesar de las diferencias anatómicas yfisiológicas entre los hombres y las mujeres, a estasúltimas se les pretende aplicar una “factor de seguridad”para decidir, sobre la base de estudios en el hombre,los límites de exposición “mas convenientes” para ellas,como es el caso del plomo, sustancia para la cual sehan establecido dos criterios diferentes, para -teóricamente- proteger a la mujer (ver en el textoanterior). En salud ocupacional existe el criterio deutilizar los valores mas “conservadores” (en el sentidode prevención), pero en el caso de los límitesocupacionales, este criterio parece no aplicarse, ya quesi se considera que las mujeres tienen característicasespeciales que las pueden hacer mas susceptibles aciertas condiciones de trabajo, una política preventivadebera tomar como punto de referencia los efectossobre este sector de los trabajadores, para preservarla salud de toda la población trabajadora, tanto hombrescomo mujeres.

Otro elemento a considerar en la discusión sobrelos límites de exposición es el tamaño de la población yel “riesgo aceptable” para cada una de las poblaciones.Para la población general se ha establecido comocriterio de riesgo aceptable la probabilidad de ocurrencia


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de un caso en un millón de personas expuestas al riesgo(Gaylor y Kodell, 1980). En el caso de los límitesocupacionales se considera que un riesgo de 10-3 (esdecir, un caso en mil), es “significativo”. A parte de lasconsideraciones estadísticas del significado de un riesgoaceptable de 1/1.000 para los trabajadores y de1/1.000.000 para la población general, queda la duda siexiste algún tipo de argumento que justifique estadiferencia. A nuestra manera de ver, los elementos quedeberían ser considerados para la definición de loslímites de exposición son fundamentalmente: el tiempode exposición (45 años/ 40 horas semanales vs. 75 años/24 horas diarias) y las diferentes tasas de ingreso desustancias tóxicas debido al tipo de actividaddesarrollada.

Ética y Límites de Exposición

El proceso de establecer los límites de exposiciónes generalmente dividido en dos etapas: la primeraincluye los aspectos de búsqueda bibliográfica, mientrasque la segunda define un valor numérico -el límite deexposición- a partir de la información aportada por laprimera etapa. La búsqueda y recolección de lainformación biomédica y toxicológica es observadacomo un procesos científico no-normativo. Los criteriosy valores de juicio son restringidos a la segunda etapa.La segunda etapa consiste en la evaluación ocuantificación del riesgo y de los criterios de aceptación,lo que es llamado comúnmente “evaluación de riesgo”.Esta separación en dos etapas del proceso de definiciónde los límites de exposición es propiciada por losorganismos internacionales (OMS, OIT, OPS) ydemandada por distintos sectores científicos a raíz delas denuncias sobre la ingerencia de los intereses delas grandes compañías multinacionales en los procesosde establecimiento de los límites de exposición(Henschler, 1984; Nordberg y col 1988; Woitowitz,1988).

Es importante que tanto los criteriostoxicológicos y biomédicos, como los de factibilidad(económicos, socio-políticos y culturales) se expresende manera clara y sean incorporados en los documentosque justifican el establecimiento de un límite deexposición. La factibilidad tecnológica y lasconsideraciones socio-políticas son y han sidoelementos importantes en el establecimiento de losestándares, sin embargo, tales consideraciones son amenudo ocultas y no son evidentes ni al público ni a losexpertos. Al final, tanto el público como muchos

expertos son inducidos a creer que los límites deexposición son establecidos en base a criterios de saludsolamente (Norseth, 1993).

Una reflexión final

Al analizar el desarrollo de los límites ambientalesy los límites ocupacionales da la impresión que los límitesambientales son mas preventivos que los límitesocupacionales. Efectivamente, los estándares para laexposición ambiental tienen valores mas bajos que losocupacionales, sin embargo, esto no quiere decir quesean mas preventivos que los ocupacionales. Losefectos de la exposición a pequeñas cantidades desustancias tóxicas durante largos períodos de tiempopermanece sin clarificar. La historia del tetraetilo deplomo es una muestra de los problemas delestablecimiento de los límites ambientales y susconsecuencias a largo plazo. Los defensores del usode esta sustancia -las compañías GM, Du Pont y Essoy sus investigadores-, intentaron ocultar, con lacomplicidad de las agencias oficiales, información enrelación al riesgo que ella iba a generar en el ambiente,para confundir a la opinión pública. A pesar de laoposición de importantes investigadores como YandelHenderson y Alice Hamilton, entre otros, y lapreocupación de amplios sectores de la sociedad,mediante toda suerte de artificios, lograron que el usode esta sustancia fuera aprobada (Rosner y Markowitz,1985). Cincuenta años mas tarde, las consecuenciasde la contaminación por plomo en el ambiente comoconsecuencia del uso de la gasolina con plomo han sidodesastrosas y en muchos países se ha prohibido suutilización.

Una discusión similar a la que se generó en aquelentonces para el plomo, se plantea en la actualidad parael manganeso. En este sentido Mergler (1996) alertasobre las consecuencias del uso masivo de loscompuestos orgánicos del manganeso comoantidetonante en la gasolina y sus posiblesconsecuencias sobre la salud de la población en general.De igual manera, en el caso de los límitesocupacionales, la historia pareciera repetirse entérminos similares. Las grandes compañías han utilizadotodo su poder para tratar de impedir la reducción yprohibición del uso del asbesto. Para ello se han validode toda suerte de argumentos y de presiones para lograrsus objetivos (Brodeur, 1974; Mergler y Desnoyers1979). En el artículo “The grassroots movement forenvironmental justice: fighting for our lives” en New

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Solutions, Penny Newman (1993) cita algunos ejemplosde la política de las corporaciones en relación a losriesgos ocupacionales y ambientales. A continuacióncitamos un extracto de una de ellas:

Refiriéndose a la política de la OccidentalPetroleum Corporation sobre la fabricacióndel DBCP, en un memorandum interno estacompañía define su política de la siguientemanera: “... 1.- Estimar el número máximode trabajadores que pudieran estarexpuestos al DBCP durante lafabricación... 2.- Estimar el máximonúmero de personas que pudieran estarexpuestas durante el transporte,distribución y uso... 3.- Determinar latasa temporal o permanente de esterilidadde la de la población general, de igualmanera para el cáncer... 4.- Asumir queel 50% de la tasa normal para losexpuestos pueden presentar reclamos porefectos de cáncer o esterilidad...5.- Calcular la responsabilidad potencial(costos por demandas) incluyendo 50%por costos legales. Si el producto muestratodavía un adecuado margen debeneficios de acuerdo a los criterios dela compañía, el proyecto puede serconsiderado” (Occidental PetroleumCorporation, 1978)

Evidentemente, para los grandes consorciosinternacionales, las políticas de salud y prevención sonun problema de costo/beneficio, no para la población nipara los trabajadores, sino para sus estados deganancias y pérdidas.

Una reflexión final se impone: ¿son necesarioslos límites de exposición? Ante este problema existendiferentes posiciones. Una primera, proveniente delmundo sindical, establece que a pesar de todas laslimitaciones e imperfecciones, las normas significan unareferencia legal que permite ejercer un control sobre

las sustancias presentes en el medio ambiente (Prévost,1992). Otros sectores consideran, al contrario, que elestablecimiento de los límites permite al empleador jugarcon la salud de los trabajadores, debido a que a pesarde todo el discurso que acompaña a las normas enrelación a que ellas no representan una división entrecondiciones adecuadas e inadecuadas de trabajo. Parael patrono, si los valores están por debajo de lo quedice la norma, él se exime de toda responsabilidad ypor lo tanto no desarrolla políticas preventivas (Ziem yCastleman, 1991). Es la política del riesgo calculado.Los límites de exposición son teóricamente positivos,sin embargo, en las actuales condiciones y sobre lasbases que estos límites han sido construidos,representan un riesgo a los trabajadores. Mientras loslímites de exposición sean establecidos de una manerainadecuada, ellos van a crear una falsa sensación deseguridad en los trabajadores y una liberación deresponsabilidad por los patronos.

Para finalizar, queremos plantear algunasalternativas que han sido propuestas desde diferentessectores y que a nuestra consideración representan víasposibles para el establecimiento de los límites deexposición. La primera es la integración de los límitesocupacionales y ambientales con prevalencia de losambientales; la segunda propone el establecimiento deun porcentaje anual de reducción de los límites deexposición.

La integración de los límites ocupacionales yambientales ha sido propuesta por el Departamento deSalud de New Jersey y consiste en la extrapolación, apartir de las dosis de referencia y las unidades de riesgodel Sistema Integrado de Información de Riesgos(IRIS), utilizando criterios adecuados de tiempo y rutasde exposición para determinar las guías de exposiciónocupacional (Tarlau, 1990). La segunda alternativa,forzaría a los empresarios a integrar de una mejormanera la salud y la seguridad en su planificacióneconómica y aplicar el principio de la higiene industrialde reducir la exposición tan bajo como sea posible (Sass,1988)


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