Vigilancia de peligros y métodos de estudio

La vigilancia ocupacional involucra programas activos para anticipar, observar, medir, evaluar y controlar las exposiciones a riesgos potenciales para la salud en el lugar de trabajo. La vigilancia a menudo involucra un equipo de personas que incluye un higienista ocupacional, médico ocupacional, enfermera de salud ocupacional, oficial de seguridad, toxicólogo e ingeniero. Según el entorno laboral y el problema, se pueden emplear tres métodos de vigilancia: médica, ambiental y biológica. La vigilancia médica se utiliza para detectar la presencia o ausencia de efectos adversos para la salud de un individuo debido a la exposición ocupacional a contaminantes, mediante la realización de exámenes médicos y pruebas biológicas apropiadas. La vigilancia ambiental se utiliza para documentar la posible exposición a contaminantes de un grupo de empleados, midiendo la concentración de contaminantes en el aire, en muestras a granel de materiales y en superficies. La vigilancia biológica se utiliza para documentar la absorción de contaminantes en el cuerpo y correlacionarlos con los niveles de contaminantes ambientales, midiendo la concentración de sustancias peligrosas o sus metabolitos en la sangre, la orina o el aliento exhalado de los trabajadores.

Vigilancia médica

La vigilancia médica se realiza porque las enfermedades pueden ser causadas o exacerbadas por la exposición a sustancias peligrosas. Requiere un programa activo con profesionales conocedores de las enfermedades profesionales, diagnóstico y tratamiento. Los programas de vigilancia médica brindan pasos para proteger, educar, monitorear y, en algunos casos, compensar al empleado. Puede incluir programas de selección previos al empleo, exámenes médicos periódicos, pruebas especializadas para detectar cambios tempranos y deficiencias causadas por sustancias peligrosas, tratamiento médico y un amplio mantenimiento de registros. La evaluación previa al empleo implica la evaluación de los cuestionarios de historial médico y ocupacional y los resultados de los exámenes físicos. Los cuestionarios brindan información sobre enfermedades pasadas y enfermedades crónicas (especialmente asma, enfermedades de la piel, pulmonares y cardíacas) y exposiciones ocupacionales pasadas. Existen implicaciones éticas y legales de los programas de evaluación previa al empleo si se utilizan para determinar la elegibilidad para el empleo. Sin embargo, son fundamentalmente importantes cuando se utilizan para (1) proporcionar un registro de empleos anteriores y exposiciones asociadas, (2) establecer una referencia de salud para un empleado y (3) realizar pruebas de hipersusceptibilidad. Los exámenes médicos pueden incluir pruebas audiométricas para pérdida de audición, pruebas de visión, pruebas de función de órganos, evaluación de aptitud para usar equipo de protección respiratoria y análisis de sangre y orina de referencia. Los exámenes médicos periódicos son esenciales para evaluar y detectar tendencias en la aparición de efectos adversos para la salud y pueden incluir el control biológico de contaminantes específicos y el uso de otros biomarcadores.

Vigilancia Ambiental y Biológica

La vigilancia ambiental y biológica comienza con un estudio de higiene ocupacional del ambiente de trabajo para identificar posibles peligros y fuentes de contaminación, y determinar la necesidad de monitoreo. En el caso de los agentes químicos, el control podría implicar el muestreo del aire, a granel, superficial y biológico. Para los agentes físicos, el monitoreo podría incluir mediciones de ruido, temperatura y radiación. Si se indica monitoreo, el higienista ocupacional debe desarrollar una estrategia de muestreo que incluya qué empleados, procesos, equipos o áreas tomar muestras, la cantidad de muestras, cuánto tiempo tomar muestras, con qué frecuencia tomar muestras y el método de muestreo. Las encuestas de higiene industrial varían en complejidad y enfoque según el propósito de la investigación, el tipo y tamaño del establecimiento y la naturaleza del problema.

No existen fórmulas rígidas para realizar encuestas; sin embargo, una preparación minuciosa antes de la inspección in situ aumenta significativamente la eficacia y la eficiencia. Las investigaciones que están motivadas por quejas y enfermedades de los empleados tienen un enfoque adicional de identificación de la causa de los problemas de salud. Las encuestas de calidad del aire interior se centran en las fuentes de contaminación tanto interiores como exteriores. Independientemente del riesgo ocupacional, el enfoque general para encuestar y tomar muestras de los lugares de trabajo es similar; por lo tanto, este capítulo utilizará agentes químicos como modelo para la metodología.

Vías de exposición

La mera presencia de estrés laboral en el lugar de trabajo no implica automáticamente que exista un potencial significativo de exposición; el agente debe llegar al trabajador. En el caso de los productos químicos, la forma líquida o de vapor del agente debe entrar en contacto y/o ser absorbida por el cuerpo para inducir un efecto adverso para la salud. Si el agente se aísla en un recinto o es capturado por un sistema de ventilación de escape local, el potencial de exposición será bajo, independientemente de la toxicidad inherente de la sustancia química.

La ruta de exposición puede afectar el tipo de monitoreo realizado, así como el peligro potencial. Para los agentes químicos y biológicos, los trabajadores están expuestos por inhalación, contacto con la piel, ingestión e inyección; las rutas de absorción más comunes en el ambiente laboral son a través del tracto respiratorio y la piel. Para evaluar la inhalación, el higienista ocupacional observa la posibilidad de que los productos químicos pasen al aire como gases, vapores, polvos, emanaciones o nieblas.

La absorción de productos químicos por la piel es importante principalmente cuando hay contacto directo con la piel por salpicadura, rociado, humectación o inmersión con hidrocarburos liposolubles y otros solventes orgánicos. La inmersión incluye contacto del cuerpo con ropa contaminada, contacto de manos con guantes contaminados y contacto de manos y brazos con líquidos a granel. Para algunas sustancias, como las aminas y los fenoles, la absorción por la piel puede ser tan rápida como la absorción a través de los pulmones para las sustancias que se inhalan. Para algunos contaminantes, como pesticidas y tintes de bencidina, la absorción cutánea es la ruta principal de absorción y la inhalación es una ruta secundaria. Dichos productos químicos pueden ingresar fácilmente al cuerpo a través de la piel, aumentar la carga corporal y causar daño sistémico. Cuando las reacciones alérgicas o los lavados repetidos secan y agrietan la piel, hay un aumento dramático en la cantidad y el tipo de químicos que pueden ser absorbidos por el cuerpo. La ingestión, una ruta poco común de absorción de gases y vapores, puede ser importante para las partículas, como el plomo. La ingestión puede ocurrir por comer alimentos contaminados, comer o fumar con las manos contaminadas, y toser y luego tragar partículas previamente inhaladas.

La inyección de materiales directamente en el torrente sanguíneo puede ocurrir a partir de agujas hipodérmicas que perforan inadvertidamente la piel de los trabajadores de la salud en los hospitales y de proyectiles de alta velocidad liberados de fuentes de alta presión y que entran en contacto directo con la piel. Los rociadores de pintura sin aire y los sistemas hidráulicos tienen presiones lo suficientemente altas como para perforar la piel e introducir sustancias directamente en el cuerpo.

La inspección de recorrido

El propósito de la encuesta inicial, llamada inspección de recorrido, es recopilar información de manera sistemática para juzgar si existe una situación potencialmente peligrosa y si se indica monitoreo. Un higienista ocupacional comienza la encuesta de recorrido con una reunión de apertura que puede incluir representantes de la gerencia, empleados, supervisores, enfermeras de salud ocupacional y representantes sindicales. El higienista ocupacional puede impactar poderosamente en el éxito de la encuesta y cualquier iniciativa de monitoreo posterior mediante la creación de un equipo de personas que se comuniquen abierta y honestamente entre sí y comprendan los objetivos y el alcance de la inspección. Los trabajadores deben estar involucrados e informados desde el principio para asegurar que la cooperación, y no el miedo, domine la investigación.

Durante la reunión, se solicitan diagramas de flujo de procesos, planos de distribución de plantas, informes de inspecciones ambientales anteriores, cronogramas de producción, cronogramas de mantenimiento de equipos, documentación de programas de protección personal y estadísticas sobre el número de empleados, turnos y quejas de salud. Todos los materiales peligrosos utilizados y producidos por una operación se identifican y cuantifican. Se ensambla un inventario químico de productos, subproductos, productos intermedios e impurezas y se obtienen todas las hojas de datos de seguridad de materiales asociadas. Los programas de mantenimiento, la antigüedad y el estado de los equipos están documentados porque el uso de equipos más antiguos puede dar lugar a exposiciones más altas debido a la falta de controles.

Después de la reunión, el higienista ocupacional realiza un recorrido visual del lugar de trabajo, examinando las operaciones y prácticas laborales, con el objetivo de identificar posibles tensiones ocupacionales, clasificar el potencial de exposición, identificar la ruta de exposición y estimar la duración y frecuencia de exposición. En la figura 1 se dan ejemplos de tensiones ocupacionales. El higienista ocupacional utiliza la inspección de recorrido para observar el lugar de trabajo y obtener respuestas a sus preguntas. En la figura 2 se dan ejemplos de observaciones y preguntas.

Figura 1. Estrés laboral. 

Figura 2. Observaciones y preguntas para hacer en una encuesta de recorrido.

Además de las preguntas que se muestran en la figura 5, se deben hacer preguntas que descubran lo que no es inmediatamente obvio. Las preguntas podrían abordar:

1. tareas no rutinarias y cronogramas para actividades de mantenimiento y limpieza
2. cambios recientes en el proceso y sustituciones químicas
3. cambios físicos recientes en el ambiente de trabajo
4. cambios en las funciones de trabajo
5. reformas y reparaciones recientes.

Las tareas que no son de rutina pueden generar exposiciones máximas significativas a sustancias químicas que son difíciles de predecir y medir durante un día laboral típico. Los cambios en el proceso y las sustituciones químicas pueden alterar la liberación de sustancias al aire y afectar la exposición posterior. Los cambios en el diseño físico de un área de trabajo pueden alterar la eficacia de un sistema de ventilación existente. Los cambios en las funciones laborales pueden resultar en tareas realizadas por trabajadores sin experiencia y mayores exposiciones. Las renovaciones y reparaciones pueden introducir nuevos materiales y productos químicos en el entorno de trabajo que liberan gases químicos orgánicos volátiles o son irritantes.

Encuestas de calidad del aire interior

Las encuestas de calidad del aire interior son distintas de las encuestas de higiene ocupacional tradicionales porque normalmente se encuentran en lugares de trabajo no industriales y pueden implicar exposiciones a mezclas de pequeñas cantidades de sustancias químicas, ninguna de las cuales por sí sola parece capaz de causar enfermedades (Ness 1991). El objetivo de las encuestas de calidad del aire interior es similar a las encuestas de higiene ocupacional en términos de identificar fuentes de contaminación y determinar la necesidad de monitoreo. Sin embargo, las encuestas de calidad del aire interior siempre están motivadas por problemas de salud de los empleados. En muchos casos, los empleados tienen una variedad de síntomas que incluyen dolores de cabeza, irritación de garganta, letargo, tos, picazón, náuseas y reacciones de hipersensibilidad no específicas que desaparecen cuando se van a casa. Cuando los problemas de salud no desaparecen después de que los empleados abandonan el trabajo, también se deben considerar las exposiciones no ocupacionales. Las exposiciones no ocupacionales incluyen pasatiempos, otros trabajos, contaminación del aire urbano, tabaquismo pasivo y exposiciones en interiores en el hogar. Las encuestas de calidad del aire interior utilizan con frecuencia cuestionarios para documentar los síntomas y las quejas de los empleados y vincularlos con la ubicación del trabajo o la función del trabajo dentro del edificio. Luego, las áreas con la mayor incidencia de síntomas se seleccionan para una inspección adicional.

Las fuentes de contaminantes del aire interior que se han documentado en las encuestas de calidad del aire interior incluyen:

• ventilación inadecuada (52%)
• contaminación desde el interior del edificio (17%)
• contaminación desde el exterior del edificio (11%)
• contaminación microbiana (5%)
• contaminación de los materiales de construcción (3%)
• causas desconocidas (12%).

Para las investigaciones de la calidad del aire interior, la inspección de recorrido es esencialmente una inspección ambiental y del edificio para determinar posibles fuentes de contaminación tanto dentro como fuera del edificio. Las fuentes del interior del edificio incluyen:

1. materiales de construcción de edificios como aislamiento, tableros de partículas, adhesivos y pinturas
2. ocupantes humanos que pueden liberar sustancias químicas de actividades metabólicas
3. actividades humanas como fumar
4. equipos como fotocopiadoras
5. sistemas de ventilación que pueden estar contaminados con microorganismos.

Las observaciones y preguntas que se pueden hacer durante la encuesta se enumeran en la figura 3.

Figura 3. Observaciones y preguntas para una encuesta de recorrido de la calidad del aire interior.

Estrategias de muestreo y medición

Límites de exposición ocupacional

Después de completar la inspección de recorrido, el higienista ocupacional debe determinar si es necesario tomar muestras; el muestreo debe realizarse sólo si el propósito es claro. El higienista ocupacional debe preguntarse: "¿Qué se hará con los resultados del muestreo y qué preguntas responderán los resultados?" Es relativamente fácil muestrear y obtener números; es mucho más difícil interpretarlos.

Los datos de muestras biológicas y del aire generalmente se comparan con los límites de exposición ocupacional (OEL, por sus siglas en inglés) recomendados u obligatorios. En muchos países se han desarrollado límites de exposición ocupacional para la inhalación y la exposición biológica a agentes químicos y físicos. Hasta la fecha, de un universo de más de 60,000 600 productos químicos de uso comercial, aproximadamente XNUMX han sido evaluados por diversas organizaciones y países. Las bases filosóficas de los límites están determinadas por las organizaciones que los han desarrollado. Los límites más utilizados, denominados valores límite de umbral (TLV), son los emitidos en los Estados Unidos por la Conferencia Estadounidense de Higienistas Industriales Gubernamentales (ACGIH). La mayoría de los OEL utilizados por la Administración de Salud y Seguridad Ocupacional (OSHA) en los Estados Unidos se basan en los TLV. Sin embargo, el Instituto Nacional para la Seguridad y Salud Ocupacional (NIOSH) del Departamento de Salud y Servicios Humanos de EE. UU. ha sugerido sus propios límites, llamados límites de exposición recomendados (REL).

Para las exposiciones en el aire, existen tres tipos de TLV: una exposición promedio ponderada en el tiempo de ocho horas, TLV-TWA, para proteger contra los efectos crónicos en la salud; un límite de exposición a corto plazo promedio de quince minutos, TLV-STEL, para proteger contra efectos agudos en la salud; y un valor tope instantáneo, TLV-C, para proteger contra asfixiantes o químicos que son inmediatamente irritantes. Las pautas para los niveles de exposición biológica se denominan índices de exposición biológica (BEI). Estas pautas representan la concentración de sustancias químicas en el cuerpo que correspondería a la exposición por inhalación de un trabajador saludable a una concentración específica en el aire. Fuera de los Estados Unidos, hasta 50 países o grupos han establecido OEL, muchos de los cuales son idénticos a los TLV. En Gran Bretaña, los límites se denominan Estándares Ejecutivos de Exposición Ocupacional (OES) de Salud y Seguridad, y en Alemania, los OEL se denominan Concentraciones Máximas en el Lugar de Trabajo (MAK).

Se han establecido OEL para exposiciones en el aire a gases, vapores y partículas; no existen para exposiciones en el aire a agentes biológicos. Por lo tanto, la mayoría de las investigaciones sobre la exposición a bioaerosoles comparan las concentraciones en interiores con las exteriores. Si el perfil interior/exterior y la concentración de organismos son diferentes, puede existir un problema de exposición. No hay OEL para el muestreo de piel y superficie, y cada caso debe evaluarse por separado. En el caso del muestreo de superficie, las concentraciones generalmente se comparan con concentraciones de fondo aceptables que se midieron en otros estudios o se determinaron en el estudio actual. Para el muestreo de piel, las concentraciones aceptables se calculan en función de la toxicidad, la tasa de absorción, la cantidad absorbida y la dosis total. Además, se puede usar el control biológico de un trabajador para investigar la absorción por la piel.

estrategia de muestreo

Una estrategia de muestreo ambiental y biológico es un enfoque para obtener mediciones de exposición que cumple un propósito. Una estrategia cuidadosamente diseñada y eficaz es científicamente defendible, optimiza el número de muestras obtenidas, es rentable y prioriza las necesidades. El objetivo de la estrategia de muestreo guía las decisiones sobre qué muestrear (selección de agentes químicos), dónde muestrear (muestra personal, de área o fuente), a quién muestrear (qué trabajador o grupo de trabajadores), duración de la muestra (tiempo real o integrado), con qué frecuencia muestrear (cuántos días), cuántas muestras y cómo muestrear (método analítico). Tradicionalmente, el muestreo realizado con fines regulatorios implica campañas breves (de uno o dos días) que se concentran en las peores exposiciones. Si bien esta estrategia requiere un gasto mínimo de recursos y tiempo, a menudo captura la menor cantidad de información y tiene poca aplicabilidad para evaluar exposiciones ocupacionales a largo plazo. Para evaluar las exposiciones crónicas de modo que sean útiles para los médicos del trabajo y los estudios epidemiológicos, las estrategias de muestreo deben incluir muestreos repetidos a lo largo del tiempo para un gran número de trabajadores.

Propósito

El objetivo de las estrategias de muestreo ambiental y biológico es evaluar las exposiciones individuales de los empleados o evaluar las fuentes de contaminantes. El monitoreo de los empleados se puede realizar para:

La cromatografía de gases es una técnica utilizada para separar y concentrar productos químicos en mezclas para su posterior análisis cuantitativo. Hay tres componentes principales en el sistema: el sistema de inyección de muestra, una columna y un detector. Una muestra líquida o gaseosa se inyecta con una jeringa en una corriente de aire que transporta la muestra a través de una columna donde se separan los componentes. La columna está repleta de materiales que interactúan de manera diferente con diferentes productos químicos y ralentizan el movimiento de los productos químicos. La interacción diferencial hace que cada químico viaje a través de la columna a una velocidad diferente. Después de la separación, los productos químicos van directamente a un detector, como un detector de ionización de llama (FID), un detector de fotoionización (PID) o un detector de captura de electrones (ECD); una señal proporcional a la concentración se registra en un registrador gráfico. El FID se utiliza para casi todos los compuestos orgánicos, incluidos: aromáticos, hidrocarburos de cadena lineal, cetonas y algunos hidrocarburos clorados. La concentración se mide por el aumento en el número de iones producidos cuando un hidrocarburo volátil se quema con una llama de hidrógeno. El PID se usa para orgánicos y algunos inorgánicos; es especialmente útil para compuestos aromáticos como el benceno y puede detectar hidrocarburos alifáticos, aromáticos y halogenados. La concentración se mide por el aumento en el número de iones producidos cuando la muestra es bombardeada por radiación ultravioleta. El ECD se utiliza principalmente para productos químicos que contienen halógenos; da una respuesta mínima a los hidrocarburos, alcoholes y cetonas. La concentración se mide por el flujo de corriente entre dos electrodos provocado por la ionización del gas por radiactividad.

El espectrofotómetro de masas se utiliza para analizar mezclas complejas de sustancias químicas presentes en cantidades mínimas. A menudo se combina con un cromatógrafo de gases para la separación y cuantificación de diferentes contaminantes.

La espectroscopia de absorción atómica se utiliza principalmente para la cuantificación de metales como el mercurio. La absorción atómica es la absorción de luz de una longitud de onda particular por un átomo libre en estado fundamental; la cantidad de luz absorbida está relacionada con la concentración. La técnica es altamente específica, sensible y rápida, y es directamente aplicable a aproximadamente 68 elementos. Los límites de detección están en el rango de sub-ppb a ppm.

El análisis infrarrojo es una técnica potente, sensible, específica y versátil. Utiliza la absorción de energía infrarroja para medir muchos productos químicos inorgánicos y orgánicos; la cantidad de luz absorbida es proporcional a la concentración. El espectro de absorción de un compuesto proporciona información que permite su identificación y cuantificación.

La espectroscopia de absorción UV se utiliza para el análisis de hidrocarburos aromáticos cuando se sabe que las interferencias son bajas. La cantidad de absorción de luz ultravioleta es directamente proporcional a la concentración.

Los métodos polarográficos se basan en la electrólisis de una solución de muestra utilizando un electrodo fácilmente polarizable y un electrodo no polarizable. Se utilizan para el análisis cualitativo y cuantitativo de aldehídos, hidrocarburos clorados y metales.

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Una vez que se ha reconocido y evaluado un peligro, se deben determinar las intervenciones más apropiadas (métodos de control) para un peligro en particular. Los métodos de control generalmente se dividen en tres categorías:

1. controles de ingeniería
2. controles administrativos
3. equipo de protección personal.

Como con cualquier cambio en los procesos de trabajo, se debe proporcionar capacitación para garantizar el éxito de los cambios.

Los controles de ingeniería son cambios en el proceso o equipo que reducen o eliminan las exposiciones a un agente. Por ejemplo, sustituir un químico menos tóxico en un proceso o instalar ventilación de extracción para eliminar los vapores generados durante un paso del proceso son ejemplos de controles de ingeniería. En el caso del control de ruido, la instalación de materiales absorbentes de sonido, la construcción de recintos y la instalación de silenciadores en las salidas de escape de aire son ejemplos de controles de ingeniería. Otro tipo de control de ingeniería podría ser cambiar el proceso mismo. Un ejemplo de este tipo de control sería la eliminación de uno o más pasos de desengrasado en un proceso que originalmente requería tres pasos de desengrasado. Al eliminar la necesidad de la tarea que produjo la exposición, se ha controlado la exposición general del trabajador. La ventaja de los controles de ingeniería es la participación relativamente pequeña del trabajador, que puede realizar el trabajo en un entorno más controlado cuando, por ejemplo, los contaminantes se eliminan automáticamente del aire. Compare esto con la situación en la que el método de control seleccionado es un respirador que debe usar el trabajador mientras realiza la tarea en un lugar de trabajo "no controlado". Además de que el empleador instale activamente controles de ingeniería en el equipo existente, se puede comprar equipo nuevo que contenga los controles u otros controles más efectivos. Un enfoque combinado a menudo ha sido efectivo (es decir, instalar algunos controles de ingeniería ahora y requerir equipo de protección personal hasta que llegue equipo nuevo con controles más efectivos que eliminen la necesidad de equipo de protección personal). Algunos ejemplos comunes de controles de ingeniería son:

• Ventilación (ventilación de escape tanto general como local)
• aislamiento (colocar una barrera entre el trabajador y el agente)
• sustitución (sustituir material menos tóxico, menos inflamable, etc.)
• cambiar el proceso (eliminar pasos peligrosos).

El higienista ocupacional debe ser sensible a las tareas laborales del trabajador y debe solicitar la participación del trabajador al diseñar o seleccionar los controles de ingeniería. La colocación de barreras en el lugar de trabajo, por ejemplo, podría afectar significativamente la capacidad de un trabajador para realizar el trabajo y puede alentar "alrededores de trabajo". Los controles de ingeniería son los métodos más efectivos para reducir las exposiciones. También son, a menudo, los más caros. Dado que los controles de ingeniería son efectivos y costosos, es importante maximizar la participación de los trabajadores en la selección y el diseño de los controles. Esto debería resultar en una mayor probabilidad de que los controles reduzcan las exposiciones.

Los controles administrativos implican cambios en la forma en que un trabajador realiza las tareas laborales necesarias, por ejemplo, cuánto tiempo trabaja en un área donde ocurren exposiciones o cambios en las prácticas laborales, como mejoras en la posición del cuerpo para reducir las exposiciones. Los controles administrativos pueden contribuir a la eficacia de una intervención, pero tienen varios inconvenientes:

1. La rotación de trabajadores puede reducir la exposición promedio general durante la jornada laboral, pero proporciona períodos de alta exposición a corto plazo para una mayor cantidad de trabajadores. A medida que se conozca más acerca de los tóxicos y sus modos de acción, las exposiciones máximas a corto plazo pueden representar un riesgo mayor que el que se calcularía en función de su contribución a la exposición promedio.
2. Cambiar las prácticas laborales de los trabajadores puede presentar un importante desafío de control y cumplimiento. La forma en que se aplican y supervisan las prácticas laborales determina si serán efectivas o no. Esta atención constante de la gerencia es un costo significativo de los controles administrativos.

El equipo de protección personal consiste en dispositivos proporcionados al trabajador y que se deben usar mientras realiza ciertas (o todas) las tareas laborales. Los ejemplos incluyen respiradores, gafas químicas, guantes protectores y protectores faciales. El equipo de protección personal se usa comúnmente en los casos en que los controles de ingeniería no han sido efectivos para controlar la exposición a niveles aceptables o cuando los controles de ingeniería no se han encontrado factibles (por razones operativas o de costo). El equipo de protección personal puede proporcionar una protección significativa a los trabajadores si se usa correctamente. En el caso de la protección respiratoria, los factores de protección (relación entre la concentración fuera del respirador y la del interior) pueden ser de 1,000 o más para los respiradores con suministro de aire de presión positiva o de diez para los respiradores purificadores de aire de media cara. Los guantes (si se seleccionan adecuadamente) pueden proteger las manos de los solventes durante horas. Las gafas pueden proporcionar una protección eficaz contra las salpicaduras de productos químicos.

Intervención: Factores a considerar

A menudo se utiliza una combinación de controles para reducir las exposiciones a niveles aceptables. Independientemente de los métodos seleccionados, la intervención debe reducir la exposición y el peligro resultante a un nivel aceptable. Sin embargo, hay muchos otros factores que deben tenerse en cuenta al seleccionar una intervención. Por ejemplo:

• eficacia de los controles
• facilidad de uso por parte del empleado
• costo de los controles
• adecuación de las propiedades de advertencia del material
• nivel aceptable de exposición
• frecuencia de exposición
• vía(s) de exposición
• requisitos reglamentarios para controles específicos.

Eficacia de los controles

Evidentemente, la eficacia de los controles es una consideración primordial cuando se toman medidas para reducir las exposiciones. Al comparar un tipo de intervención con otro, el nivel de protección requerido debe ser apropiado para el desafío; demasiado control es un desperdicio de recursos. Esos recursos podrían usarse para reducir otras exposiciones o exposiciones de otros empleados. Por otro lado, muy poco control deja al trabajador expuesto a condiciones insalubres. Un primer paso útil es clasificar las intervenciones según su eficacia y luego utilizar esta clasificación para evaluar la importancia de los otros factores.

Facilidad de uso

Para que cualquier control sea efectivo, el trabajador debe poder realizar sus tareas laborales con el control en su lugar. Por ejemplo, si el método de control seleccionado es la sustitución, entonces el trabajador debe conocer los peligros del nuevo producto químico, estar capacitado en los procedimientos de manipulación segura, comprender los procedimientos de eliminación adecuados, etc. Si el control es el aislamiento (colocar un recinto alrededor de la sustancia o del trabajador), el recinto debe permitir que el trabajador haga su trabajo. Si las medidas de control interfieren con las tareas del trabajo, el trabajador será reacio a usarlas y puede encontrar formas de realizar las tareas que podrían resultar en exposiciones aumentadas, no disminuidas.

Cost

Cada organización tiene límites en los recursos. El desafío es maximizar el uso de esos recursos. Cuando se identifican exposiciones peligrosas y se desarrolla una estrategia de intervención, el costo debe ser un factor. La “mejor compra” muchas veces no será la solución de menor o mayor costo. El costo se convierte en un factor solo después de que se hayan identificado varios métodos viables de control. El costo de los controles se puede usar para seleccionar los controles que funcionarán mejor en esa situación particular. Si el costo es el factor determinante desde el principio, se pueden seleccionar controles deficientes o ineficaces, o controles que interfieren con el proceso en el que está trabajando el empleado. Sería imprudente seleccionar un conjunto económico de controles que interfieren y ralentizan un proceso de fabricación. Entonces, el proceso tendría un rendimiento más bajo y un costo más alto. En muy poco tiempo los costos “reales” de estos controles de “bajo costo” se volverían enormes. Los ingenieros industriales entienden el diseño y el proceso general; los ingenieros de producción entienden los pasos y procesos de fabricación; los analistas financieros entienden los problemas de asignación de recursos. Los higienistas ocupacionales pueden proporcionar una visión única de estas discusiones debido a su comprensión de las tareas laborales específicas del empleado, la interacción del empleado con el equipo de fabricación y cómo funcionarán los controles en un entorno particular. Este enfoque de equipo aumenta la probabilidad de seleccionar el control más apropiado (desde una variedad de perspectivas).

Adecuación de las propiedades de advertencia

Al proteger a un trabajador contra un riesgo para la salud ocupacional, se deben considerar las propiedades de advertencia del material, como el olor o la irritación. Por ejemplo, si un trabajador de semiconductores está trabajando en un área donde se usa gas arsina, la toxicidad extrema del gas representa un peligro potencial significativo. La situación se ve agravada por las muy malas propiedades de advertencia de la arsina: los trabajadores no pueden detectar el gas de arsina a simple vista ni con el olfato hasta que está muy por encima de los niveles aceptables. En este caso, los controles que son marginalmente efectivos para mantener las exposiciones por debajo de los niveles aceptables no deben considerarse porque los trabajadores no pueden detectar las excursiones por encima de los niveles aceptables. En este caso, se deben instalar controles de ingeniería para aislar al trabajador del material. Además, se debe instalar un monitor continuo de gas arsina para advertir a los trabajadores sobre la falla de los controles de ingeniería. En situaciones de alta toxicidad y malas propiedades de advertencia, se practica la higiene ocupacional preventiva. El higienista ocupacional debe ser flexible y reflexivo al abordar un problema de exposición.

Nivel aceptable de exposición

Si se están considerando controles para proteger a un trabajador de una sustancia como la acetona, donde el nivel aceptable de exposición puede estar en el rango de 800 ppm, el control a un nivel de 400 ppm o menos puede lograrse con relativa facilidad. Compare el ejemplo del control de acetona con el control de 2-etoxietanol, donde el nivel aceptable de exposición puede estar en el rango de 0.5 ppm. Para obtener el mismo porcentaje de reducción (0.5 ppm a 0.25 ppm) probablemente se requieren controles diferentes. De hecho, a estos bajos niveles de exposición, el aislamiento del material puede convertirse en el principal medio de control. A altos niveles de exposición, la ventilación puede proporcionar la reducción necesaria. Por lo tanto, el nivel aceptable determinado (por el gobierno, empresa, etc.) para una sustancia puede limitar la selección de controles.

Frecuencia de exposición

Al evaluar la toxicidad, el modelo clásico utiliza la siguiente relación:

TIEMPO x CONCENTRACIÓN = DOSIS 

La dosis, en este caso, es la cantidad de material que está disponible para la absorción. La discusión anterior se centró en minimizar (reducir) la porción de concentración de esta relación. También se podría reducir el tiempo de exposición (la razón subyacente de los controles administrativos). Esto reduciría de manera similar la dosis. El problema aquí no es que el empleado pase tiempo en una habitación, sino con qué frecuencia se realiza una operación (tarea). La distinción es importante. En el primer ejemplo, la exposición se controla retirando a los trabajadores cuando están expuestos a una cantidad seleccionada de tóxico; el esfuerzo de intervención no está dirigido a controlar la cantidad de tóxico (en muchas situaciones puede haber un enfoque combinado). En el segundo caso, la frecuencia de la operación se utiliza para proporcionar los controles adecuados, no para determinar un horario de trabajo. Por ejemplo, si un empleado realiza rutinariamente una operación como el desengrasado, los controles pueden incluir ventilación, sustitución de un solvente menos tóxico o incluso automatización del proceso. Si la operación se realiza con poca frecuencia (p. ej., una vez por trimestre), el equipo de protección personal puede ser una opción (dependiendo de muchos de los factores descritos en esta sección). Como ilustran estos dos ejemplos, la frecuencia con la que se realiza una operación puede afectar directamente la selección de controles. Cualquiera que sea la situación de exposición, la frecuencia con la que un trabajador realiza las tareas debe considerarse y tenerse en cuenta en la selección del control.

La ruta de exposición obviamente afectará el método de control. Si hay un irritante respiratorio presente, se considerará la ventilación, los respiradores, etc. El desafío para el higienista ocupacional es identificar todas las rutas de exposición. Por ejemplo, los éteres de glicol se utilizan como disolvente portador en las operaciones de impresión. Las concentraciones de aire en la zona de respiración se pueden medir y se pueden implementar controles. Los éteres de glicol, sin embargo, se absorben rápidamente a través de la piel intacta. La piel representa una ruta importante de exposición y debe ser considerada. De hecho, si se eligen los guantes incorrectos, la exposición de la piel puede continuar mucho después de que la exposición al aire haya disminuido (debido a que el empleado continúa usando guantes que han experimentado penetración). El higienista debe evaluar la sustancia (sus propiedades físicas, químicas y toxicológicas, etc.) para determinar qué rutas de exposición son posibles y plausibles (según las tareas realizadas por el empleado).

En cualquier discusión sobre controles, uno de los factores que deben considerarse son los requisitos reglamentarios para los controles. Puede haber códigos de práctica, reglamentos, etc., que requieran un conjunto específico de controles. El higienista ocupacional tiene flexibilidad más allá de los requisitos reglamentarios, pero se deben instalar los controles mínimos obligatorios. Otro aspecto de los requisitos reglamentarios es que los controles obligatorios pueden no funcionar tan bien o pueden entrar en conflicto con el mejor juicio del higienista ocupacional. El higienista debe ser creativo en estas situaciones y encontrar soluciones que satisfagan los objetivos reglamentarios y de mejores prácticas de la organización.

Capacitación y Etiquetado

Independientemente de qué forma de intervención se seleccione finalmente, se debe brindar capacitación y otras formas de notificación para garantizar que los trabajadores entiendan las intervenciones, por qué se seleccionaron, qué reducciones en la exposición se esperan y el papel de los trabajadores para lograr esas reducciones. . Sin la participación y comprensión de la fuerza laboral, es probable que las intervenciones fracasen o al menos operen con una eficiencia reducida. La capacitación genera conciencia sobre los peligros en la fuerza laboral. Esta nueva conciencia puede ser invaluable para el higienista ocupacional en la identificación y reducción de exposiciones previamente no reconocidas o nuevas exposiciones.

La capacitación, el etiquetado y las actividades relacionadas pueden ser parte de un esquema de cumplimiento normativo. Sería prudente verificar las reglamentaciones locales para asegurarse de que cualquier tipo de capacitación o etiquetado que se lleve a cabo satisfaga los requisitos reglamentarios y operativos.

Conclusión

En esta breve discusión sobre las intervenciones, se han presentado algunas consideraciones generales para estimular la reflexión. En la práctica, estas reglas se vuelven muy complejas y, a menudo, tienen ramificaciones significativas para la salud de los empleados y la empresa. El juicio profesional del higienista ocupacional es esencial para seleccionar los mejores controles. Mejor es un término con muchos significados diferentes. El higienista ocupacional debe volverse experto en trabajar en equipos y solicitar aportes de los trabajadores, la gerencia y el personal técnico.

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La evaluación de la exposición en el lugar de trabajo se ocupa de identificar y evaluar los agentes con los que un trabajador puede entrar en contacto, y los índices de exposición pueden construirse para reflejar la cantidad de un agente presente en el ambiente general o en el aire inhalado, así como para reflejar la cantidad de agente que realmente se inhala, se ingiere o se absorbe de otra manera (la ingesta). Otros índices incluyen la cantidad de agente que se reabsorbe (la captación) y la exposición en el órgano diana. Dosis es un término farmacológico o toxicológico utilizado para indicar la cantidad de una sustancia administrada a un sujeto. La tasa de dosis es la cantidad administrada por unidad de tiempo. La dosis de una exposición en el lugar de trabajo es difícil de determinar en una situación práctica, ya que los procesos físicos y biológicos, como la inhalación, la absorción y la distribución de un agente en el cuerpo humano hacen que la exposición y la dosis tengan relaciones complejas y no lineales. La incertidumbre sobre el nivel real de exposición a los agentes también dificulta la cuantificación de las relaciones entre la exposición y los efectos sobre la salud.

Para muchas exposiciones ocupacionales existe una ventana de tiempo durante el cual la exposición o dosis es más relevante para el desarrollo de un problema o síntoma particular relacionado con la salud. Por lo tanto, la exposición o dosis biológicamente relevante sería la exposición que ocurre durante la ventana de tiempo relevante. Se cree que algunas exposiciones a carcinógenos ocupacionales tienen una ventana de tiempo de exposición tan relevante. El cáncer es una enfermedad con un largo período de latencia y, por lo tanto, podría ser que la exposición relacionada con el desarrollo final de la enfermedad tuviera lugar muchos años antes de que el cáncer se manifestara realmente. Este fenómeno es contrario a la intuición, ya que cabría esperar que la exposición acumulada a lo largo de la vida laboral fuera el parámetro relevante. La exposición en el momento de la manifestación de la enfermedad puede no ser de particular importancia.

El patrón de exposición (exposición continua, exposición intermitente y exposición con o sin picos agudos) también puede ser relevante. Tener en cuenta los patrones de exposición es importante tanto para los estudios epidemiológicos como para las mediciones ambientales que pueden utilizarse para monitorear el cumplimiento de las normas sanitarias o para el control ambiental como parte de los programas de control y prevención. Por ejemplo, si un efecto en la salud es causado por exposiciones máximas, tales niveles máximos deben ser monitoreables para poder controlarlos. El monitoreo que proporciona datos solo sobre exposiciones promedio a largo plazo no es útil ya que los valores máximos de excursión pueden quedar enmascarados por el promedio y ciertamente no pueden controlarse a medida que ocurren.

La exposición o dosis biológicamente relevante para un determinado punto final a menudo no se conoce porque los patrones de ingesta, absorción, distribución y eliminación, o los mecanismos de biotransformación, no se conocen con suficiente detalle. Tanto la velocidad a la que un agente entra y sale del cuerpo (la cinética) como los procesos bioquímicos para manipular la sustancia (biotransformación) ayudarán a determinar las relaciones entre exposición, dosis y efecto.

El monitoreo ambiental es la medición y evaluación de agentes en el lugar de trabajo para evaluar la exposición ambiental y los riesgos para la salud relacionados. El monitoreo biológico es la medición y evaluación de los agentes del lugar de trabajo o sus metabolitos en tejidos, secreciones o excretas para evaluar la exposición y evaluar los riesgos para la salud. Algunas veces biomarcadores, como los aductos de ADN, se utilizan como medidas de exposición. Los biomarcadores también pueden ser indicativos de los mecanismos del proceso de la enfermedad en sí, pero este es un tema complejo, que se trata con más detalle en el capítulo Monitoreo biológico y más adelante en la discusión aquí.

Una simplificación del modelo básico en el modelado de exposición-respuesta es la siguiente:

exposición consumo distribución,

eliminación, transformacióndosis objetivofisiopatologíaefecto

Dependiendo del agente, las relaciones exposición-captación y exposición-captación pueden ser complejas. Para muchos gases, se pueden hacer aproximaciones simples basadas en la concentración del agente en el aire durante el transcurso de un día de trabajo y en la cantidad de aire que se inhala. Para el muestreo de polvo, los patrones de deposición también están relacionados con el tamaño de las partículas. Las consideraciones de tamaño también pueden conducir a una relación más compleja. El capítulo Sistema respiratorio proporciona más detalles sobre el aspecto de la toxicidad respiratoria.

La evaluación de la exposición y la dosis son elementos de la evaluación cuantitativa del riesgo. Los métodos de evaluación de riesgos para la salud a menudo forman la base sobre la cual se establecen los límites de exposición para los niveles de emisión de agentes tóxicos en el aire para los estándares ambientales y ocupacionales. El análisis de riesgos para la salud proporciona una estimación de la probabilidad (riesgo) de ocurrencia de efectos específicos para la salud o una estimación del número de casos con estos efectos para la salud. Mediante el análisis de riesgos para la salud se puede proporcionar una concentración aceptable de un tóxico en el aire, el agua o los alimentos, dada una a priori magnitud de riesgo aceptable elegida. El análisis de riesgo cuantitativo ha encontrado una aplicación en la epidemiología del cáncer, lo que explica el fuerte énfasis en la evaluación retrospectiva de la exposición. Pero las aplicaciones de estrategias de evaluación de la exposición más elaboradas se pueden encontrar tanto en la evaluación de la exposición retrospectiva como en la prospectiva, y los principios de evaluación de la exposición también han encontrado aplicaciones en estudios centrados en otros criterios de valoración, como la enfermedad respiratoria benigna (Wegman et al. 1992; Post et al. 1994). Dos direcciones en la investigación predominan en este momento. Uno usa estimaciones de dosis obtenidas de la información de monitoreo de exposición y el otro se basa en biomarcadores como medidas de exposición.

Monitoreo de exposición y predicción de dosis

Desafortunadamente, para muchas exposiciones hay pocos datos cuantitativos disponibles para predecir el riesgo de desarrollar un punto final determinado. Ya en 1924, Haber postuló que la gravedad del efecto sobre la salud (H) es proporcional al producto de la concentración de exposición (X) y el tiempo de exposición (T):

H=X×T

La ley de Haber, como se la llama, formó la base para el desarrollo del concepto de que las mediciones de exposición promedio ponderado en el tiempo (TWA), es decir, mediciones tomadas y promediadas durante un cierto período de tiempo, serían una medida útil para la exposición. Esta suposición sobre la adecuación del promedio ponderado en el tiempo ha sido cuestionada durante muchos años. En 1952, Adams y sus colaboradores afirmaron que “no existe una base científica para el uso del promedio ponderado en el tiempo para integrar exposiciones variables…” (en Atherly 1985). El problema es que muchas relaciones son más complejas que la relación que representa la ley de Haber. Hay muchos ejemplos de agentes en los que el efecto está más fuertemente determinado por la concentración que por el tiempo. Por ejemplo, evidencia interesante de estudios de laboratorio ha demostrado que en ratas expuestas al tetracloruro de carbono, el patrón de exposición (continua versus intermitente y con o sin picos), así como la dosis, pueden modificar el riesgo observado de que las ratas desarrollen cambios en el nivel de enzimas hepáticas. (Bogers et al. 1987). Otro ejemplo son los bioaerosoles, como la enzima α-amilasa, un mejorador de la masa, que puede causar enfermedades alérgicas en las personas que trabajan en la industria de la panadería (Houba et al. 1996). Se desconoce si el riesgo de desarrollar dicha enfermedad está determinado principalmente por las exposiciones máximas, la exposición promedio o el nivel acumulativo de exposición. (Wong 1987; Checkoway y Rice 1992). La información sobre los patrones temporales no está disponible para la mayoría de los agentes, especialmente para los agentes que tienen efectos crónicos.

Los primeros intentos de modelar patrones de exposición y estimar la dosis fueron publicados en los años 1960 y 1970 por Roach (1966; 1977). Demostró que la concentración de un agente alcanza un valor de equilibrio en el receptor después de una exposición de duración infinita porque la eliminación contrarresta la absorción del agente. En una exposición de ocho horas, se puede alcanzar un valor del 90% de este nivel de equilibrio si la vida media del agente en el órgano diana es inferior a aproximadamente dos horas y media. Esto ilustra que para agentes con una vida media corta, la dosis en el órgano diana está determinada por una exposición más corta que un período de ocho horas. La dosis en el órgano diana es una función del producto del tiempo de exposición y la concentración para agentes con una vida media prolongada. Rappaport (1985) ha aplicado un enfoque similar pero más elaborado. Demostró que la variabilidad intradía en la exposición tiene una influencia limitada cuando se trata de agentes con vidas medias largas. Introdujo el término amortiguamiento en el receptor.

La información presentada anteriormente se ha utilizado principalmente para sacar conclusiones sobre los tiempos promedio apropiados para las mediciones de exposición con fines de cumplimiento. Desde los artículos de Roach, es de conocimiento común que para los irritantes, se deben tomar muestras al azar con tiempos promedio cortos, mientras que para los agentes con vidas medias largas, como el asbesto, se debe aproximar el promedio a largo plazo de la exposición acumulada. Sin embargo, uno debe darse cuenta de que la dicotomización en estrategias de muestra aleatoria y estrategias de exposición promedio de tiempo de ocho horas, tal como se adopta en muchos países con fines de cumplimiento, es una traducción extremadamente cruda de los principios biológicos discutidos anteriormente.

Un ejemplo de cómo mejorar una estrategia de evaluación de la exposición basada en principios farmacocinéticos en epidemiología se puede encontrar en un artículo de Wegman et al. (1992). Aplicaron una interesante estrategia de evaluación de la exposición mediante el uso de dispositivos de monitoreo continuo para medir los niveles máximos de exposición personal al polvo y relacionarlos con los síntomas respiratorios agudos reversibles que ocurren cada 15 minutos. Un problema conceptual en este tipo de estudio, ampliamente discutido en su artículo, es la definición de una exposición máxima relevante para la salud. La definición de un pico dependerá, nuevamente, de consideraciones biológicas. Rappaport (1991) establece dos requisitos para que las exposiciones máximas tengan relevancia etiológica en el proceso de la enfermedad: (1) el agente se elimina rápidamente del cuerpo y (2) existe una tasa no lineal de daño biológico durante una exposición máxima. Las tasas no lineales de daño biológico pueden estar relacionadas con cambios en la captación, que a su vez están relacionados con los niveles de exposición, la susceptibilidad del huésped, la sinergia con otras exposiciones, la participación de otros mecanismos de enfermedad en exposiciones más altas o niveles de umbral para procesos de enfermedad.

Estos ejemplos también muestran que los enfoques farmacocinéticos pueden conducir a otros aspectos además de las estimaciones de dosis. Los resultados del modelado farmacocinético también se pueden utilizar para explorar la relevancia biológica de los índices de exposición existentes y para diseñar nuevas estrategias de evaluación de la exposición relevantes para la salud.

El modelado farmacocinético de la exposición también puede generar estimaciones de la dosis real en el órgano diana. Por ejemplo, en el caso del ozono, un gas irritante agudo, se han desarrollado modelos que predicen la concentración tisular en las vías respiratorias en función de la concentración media de ozono en el espacio aéreo del pulmón a cierta distancia de la tráquea, el radio de las vías respiratorias, la velocidad promedio del aire, la dispersión efectiva y el flujo de ozono del aire a la superficie pulmonar (Menzel 1987; Miller y Overton 1989). Dichos modelos se pueden usar para predecir la dosis de ozono en una región particular de las vías respiratorias, dependiendo de las concentraciones ambientales de ozono y los patrones de respiración.

En la mayoría de los casos, las estimaciones de la dosis objetivo se basan en la información sobre el patrón de exposición a lo largo del tiempo, el historial laboral y la información farmacocinética sobre la captación, distribución, eliminación y transformación del agente. Todo el proceso se puede describir mediante un conjunto de ecuaciones que se pueden resolver matemáticamente. A menudo, la información sobre los parámetros farmacocinéticos no está disponible para los seres humanos y se deben utilizar estimaciones de parámetros basadas en experimentos con animales. Actualmente existen varios ejemplos del uso de modelos farmacocinéticos de exposición para generar estimaciones de dosis. Las primeras referencias a la modelización de datos de exposición en estimaciones de dosis en la literatura se remontan al artículo de Jahr (1974).

Aunque las estimaciones de dosis generalmente no han sido validadas y han encontrado una aplicación limitada en estudios epidemiológicos, se espera que la nueva generación de exposición o índices de dosis resulte en análisis óptimos de exposición-respuesta en estudios epidemiológicos (Smith 1985, 1987). Un problema aún no abordado en el modelado farmacocinético es que existen grandes diferencias entre especies en la cinética de los agentes tóxicos y, por lo tanto, los efectos de la variación intraindividual en los parámetros farmacocinéticos son de interés (Droz 1992).

Biomonitoreo y biomarcadores de exposición

El monitoreo biológico ofrece una estimación de la dosis y, por lo tanto, a menudo se considera superior al monitoreo ambiental. Sin embargo, la variabilidad intraindividual de los índices de biomonitoreo puede ser considerable. Para derivar una estimación aceptable de la dosis de un trabajador, se deben realizar mediciones repetidas y, a veces, el esfuerzo de medición puede ser mayor que para el monitoreo ambiental.

Esto se ilustra con un interesante estudio sobre trabajadores que fabrican botes hechos de plástico reforzado con fibra de vidrio (Rappaport et al. 1995). La variabilidad de la exposición al estireno se evaluó midiendo repetidamente el estireno en el aire. Se controló el estireno en el aire exhalado de los trabajadores expuestos, así como los intercambios de cromátidas hermanas (SCE). Demostraron que un estudio epidemiológico usando estireno en el aire como medida de exposición sería más eficiente, en términos del número de mediciones requeridas, que un estudio usando los otros índices de exposición. Para el estireno en el aire, se requirieron tres repeticiones para estimar la exposición promedio a largo plazo con una precisión dada. Para el estireno en aire exhalado fueron necesarias cuatro repeticiones por trabajador, mientras que para las SCE fueron necesarias 20 repeticiones. La explicación de esta observación es la relación señal-ruido, determinada por la variabilidad de la exposición día a día y entre trabajadores, que fue más favorable para el estireno en el aire que para los dos biomarcadores de exposición. Por lo tanto, aunque la relevancia biológica de un determinado sustituto de la exposición puede ser óptima, el rendimiento en un análisis de exposición-respuesta aún puede ser deficiente debido a una relación señal-ruido limitada, lo que lleva a un error de clasificación.

Droz (1991) aplicó modelos farmacocinéticos para estudiar las ventajas de las estrategias de evaluación de la exposición basadas en muestras de aire en comparación con las estrategias de biomonitoreo que dependen de la vida media del agente. Mostró que el monitoreo biológico también se ve muy afectado por la variabilidad biológica, que no está relacionada con la variabilidad de la prueba toxicológica. Sugirió que no existe ninguna ventaja estadística en el uso de indicadores biológicos cuando la vida media del agente considerado es inferior a unas diez horas.

Si bien se puede tender a decidir medir la exposición ambiental en lugar de un indicador biológico de un efecto debido a la variabilidad en la variable medida, se pueden encontrar argumentos adicionales para elegir un biomarcador, aun cuando esto suponga un mayor esfuerzo de medición, como por ejemplo: cuando existe una exposición dérmica considerable. Para agentes como pesticidas y algunos solventes orgánicos, la exposición dérmica puede ser de mayor relevancia que la exposición a través del aire. Un biomarcador de exposición incluiría esta ruta de exposición, mientras que la medición de la exposición dérmica es compleja y los resultados no son fáciles de interpretar (Boleij et al. 1995). Los primeros estudios entre trabajadores agrícolas que usaron "almohadillas" para evaluar la exposición dérmica mostraron distribuciones notables de pesticidas sobre la superficie del cuerpo, según las tareas del trabajador. Sin embargo, debido a que hay poca información disponible sobre la absorción por la piel, los perfiles de exposición aún no se pueden usar para estimar una dosis interna.

Los biomarcadores también pueden tener ventajas considerables en la epidemiología del cáncer. Cuando un biomarcador es un marcador temprano del efecto, su uso podría resultar en una reducción del período de seguimiento. Aunque se requieren estudios de validación, los biomarcadores de exposición o susceptibilidad individual podrían resultar en estudios epidemiológicos más poderosos y estimaciones de riesgo más precisas.

Análisis de ventana de tiempo

Paralelamente al desarrollo de modelos farmacocinéticos, los epidemiólogos han explorado nuevos enfoques en la fase de análisis de datos, como el "análisis de marco de tiempo" para relacionar los períodos de exposición relevantes con los puntos finales, y para implementar los efectos de los patrones temporales en la exposición o las exposiciones máximas en la epidemiología del cáncer ocupacional. (Checkoway y Rice 1992). Conceptualmente, esta técnica está relacionada con el modelado farmacocinético, ya que la relación entre la exposición y el resultado se optimiza ponderando diferentes períodos de exposición, patrones de exposición y niveles de exposición. En el modelado farmacocinético, se cree que estos pesos tienen un significado fisiológico y se estiman de antemano. En el análisis de marco de tiempo, los pesos se estiman a partir de los datos sobre la base de criterios estadísticos. Hodgson y Jones (1990), que analizaron la relación entre la exposición al gas radón y el cáncer de pulmón en una cohorte de mineros de estaño del Reino Unido, dan ejemplos de este enfoque, y Seixas, Robins y Becker (1993), que analizaron la relación entre la exposición al polvo exposición y salud respiratoria en una cohorte de mineros de carbón de EE. UU. Un estudio muy interesante que subraya la relevancia del análisis de ventana de tiempo es el de Peto et al. (mil novecientos ochenta y dos).

Demostraron que las tasas de mortalidad por mesotelioma parecían ser proporcionales a alguna función del tiempo transcurrido desde la primera exposición y la exposición acumulada en una cohorte de trabajadores de aislamiento. El tiempo desde la primera exposición fue de particular relevancia porque esta variable era una aproximación del tiempo requerido para que una fibra migrara desde su lugar de depósito en los pulmones a la pleura. Este ejemplo muestra cómo la cinética de deposición y migración determina en gran medida la función de riesgo. Un problema potencial con el análisis del marco de tiempo es que requiere información detallada sobre los períodos de exposición y los niveles de exposición, lo que dificulta su aplicación en muchos estudios de resultados de enfermedades crónicas.

Observaciones finales

En conclusión, los principios subyacentes del modelado farmacocinético y el análisis de marcos de tiempo o ventanas de tiempo son ampliamente reconocidos. El conocimiento en esta área se ha utilizado principalmente para desarrollar estrategias de evaluación de la exposición. Sin embargo, el uso más elaborado de estos enfoques requiere un esfuerzo de investigación considerable y debe desarrollarse. Por lo tanto, el número de solicitudes sigue siendo limitado. Las aplicaciones relativamente simples, como el desarrollo de estrategias de evaluación de la exposición más óptimas que dependen del punto final, han encontrado un uso más amplio. Un tema importante en el desarrollo de biomarcadores de exposición o efecto es la validación de estos índices. A menudo se supone que un biomarcador medible puede predecir el riesgo para la salud mejor que los métodos tradicionales. Sin embargo, desafortunadamente, muy pocos estudios de validación corroboran esta suposición.

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La historia de los límites de exposición ocupacional

Durante los últimos 40 años, muchas organizaciones en numerosos países han propuesto límites de exposición ocupacional (OEL, por sus siglas en inglés) para contaminantes transportados por el aire. Los límites o pautas que gradualmente se han convertido en los más ampliamente aceptados tanto en los Estados Unidos como en la mayoría de los demás países son los emitidos anualmente por la Conferencia Estadounidense de Higienistas Industriales Gubernamentales (ACGIH), que se denominan valores límite de umbral (TLV) (LaNier 1984). ; Cook 1986; ACGIH 1994).

La utilidad de establecer OEL para agentes potencialmente dañinos en el entorno laboral se ha demostrado repetidamente desde su inicio (Stokinger 1970; Cook 1986; Doull 1994). La contribución de los OEL a la prevención o minimización de enfermedades ahora es ampliamente aceptada, pero durante muchos años tales límites no existieron, e incluso cuando existieron, a menudo no se observaron (Cook 1945; Smyth 1956; Stokinger 1981; LaNier 1984; Cook 1986).

Ya en el siglo XV se entendía bien que los polvos y los productos químicos transportados por el aire podían provocar enfermedades y lesiones, pero no estaban claras las concentraciones y la duración de la exposición en las que se podía esperar que esto ocurriera (Ramazinni 1700).

Como informa Baetjer (1980), “a principios de este siglo, cuando la Dra. Alice Hamilton comenzó su distinguida carrera en el campo de las enfermedades profesionales, no disponía de muestras de aire ni de estándares, ni tampoco eran necesarios. La simple observación de las condiciones de trabajo y las enfermedades y muertes de los trabajadores probó fácilmente que existían exposiciones dañinas. Sin embargo, pronto se hizo evidente la necesidad de determinar estándares para una exposición segura”.

Los primeros esfuerzos para establecer un OEL se dirigieron al monóxido de carbono, el gas tóxico al que más personas están expuestas ocupacionalmente que a cualquier otro (para ver una cronología del desarrollo de los OEL, consulte la figura 1. El trabajo de Max Gruber en el Hygienic Institute en Munich se publicó en 1883. El documento describía la exposición de dos gallinas y doce conejos a concentraciones conocidas de monóxido de carbono durante un máximo de 47 horas durante tres días y afirmó que “el límite de la acción nociva del monóxido de carbono se encuentra en una concentración con toda probabilidad de 500 partes por millón, pero ciertamente (no menos de) 200 partes por millón". Para llegar a esta conclusión, Gruber también había inhalado monóxido de carbono. No informó síntomas ni sensaciones incómodas después de tres horas en cada uno de dos días consecutivos en concentraciones de 210 partes por millón y 240 partes por millón (Cook 1986).

Figura 1. Cronología de los niveles de exposición ocupacional (OELS).

La primera y más extensa serie de experimentos con animales sobre los límites de exposición fueron los realizados por KB Lehmann y otros bajo su dirección. En una serie de publicaciones que abarcaron 50 años, informaron sobre estudios sobre amoníaco y gas de cloruro de hidrógeno, hidrocarburos clorados y una gran cantidad de otras sustancias químicas (Lehmann 1886; Lehmann y Schmidt-Kehl 1936).

Kobert (1912) publicó una de las primeras tablas de límites de exposición aguda. Las concentraciones de 20 sustancias se enumeraron bajo los encabezados: (1) rápidamente letales para el hombre y los animales, (2) peligrosas en 0.5 a una hora, (3) 0.5 a una hora sin alteraciones graves y (4) solo se observaron síntomas mínimos. En su artículo “Interpretaciones de los límites permisibles”, Schrenk (1947) señala que los “valores para ácido clorhídrico, cianuro de hidrógeno, amoníaco, cloro y bromo dados bajo el encabezado 'solo síntomas mínimos después de varias horas' en el artículo de Kobert anterior concuerdan con los valores generalmente aceptados en las tablas actuales de MAC para las exposiciones notificadas”. Sin embargo, los valores de algunos de los disolventes orgánicos más tóxicos, como el benceno, el tetracloruro de carbono y el disulfuro de carbono, superaron con creces los que se utilizan actualmente (Cook 1986).

Una de las primeras tablas de límites de exposición que se originó en los Estados Unidos fue la publicada por la Oficina de Minas de los Estados Unidos (Fieldner, Katz y Kenney 1921). Aunque su título no lo indica, las 33 sustancias enumeradas son las que se encuentran en los lugares de trabajo. Cook (1986) también señaló que la mayoría de los límites de exposición hasta la década de 1930, a excepción de los polvos, se basaron en experimentos con animales bastante breves. Una excepción notable fue el estudio de la exposición crónica al benceno realizado por Leonard Greenburg del Servicio de Salud Pública de EE. UU., realizado bajo la dirección de un comité del Consejo Nacional de Seguridad (NSC 1926). De este trabajo se derivó una exposición aceptable para los seres humanos basada en experimentos con animales a largo plazo.

Según Cook (1986), para las exposiciones al polvo, los límites permisibles establecidos antes de 1920 se basaron en las exposiciones de los trabajadores en las minas de oro de Sudáfrica, donde el polvo de las operaciones de perforación tenía un alto contenido de sílice libre cristalina. En 1916 se fijó un límite de exposición de 8.5 millones de partículas por pie cúbico de aire (mppcf) para el polvo con un contenido de cuarzo del 80 al 90% (Phthisis Prevention Committee 1916). Posteriormente, el nivel se redujo a 5 mppcf. Cook también informó que, en los Estados Unidos, Higgins y sus colaboradores recomendaron estándares para el polvo, también basados ​​en la exposición de los trabajadores, luego de un estudio en las minas de zinc y plomo del suroeste de Missouri en 1917. El nivel inicial establecido para alto contenido de polvo de cuarzo fue de diez mppcf, considerablemente más alto que lo establecido por estudios de polvo posteriores realizados por el Servicio de Salud Pública de EE. UU. En 1930, el Ministerio de Trabajo de la URSS emitió un decreto que incluía concentraciones máximas permitidas para 12 sustancias tóxicas industriales.

La lista más completa de límites de exposición ocupacional hasta 1926 fue para 27 sustancias (Sayers 1927). En 1935 Sayers y Dalle Valle publicaron respuestas fisiológicas a cinco concentraciones de 37 sustancias, siendo la quinta la concentración máxima permitida para una exposición prolongada. Lehmann y Flury (1938) y Bowditch et al. (1940) publicaron artículos que presentaban tablas con un valor único para exposiciones repetidas a cada sustancia.

Muchos de los límites de exposición desarrollados por Lehmann se incluyeron en una monografía publicada inicialmente en 1927 por Henderson y Haggard (1943), y un poco más tarde en Flury y Zernik. Gas Schádliche (1931). Según Cook (1986), este libro fue considerado la referencia autorizada sobre los efectos de los gases, vapores y polvos nocivos en el lugar de trabajo hasta el Volumen II de Higiene Industrial y Toxicología de Patty (1949) fue publicado.

Las primeras listas de estándares para exposiciones químicas en la industria, denominadas concentraciones máximas permisibles (MAC), se prepararon en 1939 y 1940 (Baetjer 1980). Representaban un consenso de opinión de la American Standard Association y una serie de higienistas industriales que habían formado la ACGIH en 1938. Estos "estándares sugeridos" fueron publicados en 1943 por James Sterner. Un comité de la ACGIH se reunió a principios de 1940 para comenzar la tarea de identificar niveles seguros de exposición a productos químicos en el lugar de trabajo, reuniendo todos los datos que relacionarían el grado de exposición a un tóxico con la probabilidad de producir un efecto adverso (Stokinger 1981; La Nier 1984). El primer conjunto de valores fue publicado en 1941 por este comité, que estaba compuesto por Warren Cook, Manfred Boditch (supuestamente el primer higienista empleado por la industria en los Estados Unidos), William Fredrick, Philip Drinker, Lawrence Fairhall y Alan Dooley (Stokinger 1981 ).

En 1941, un comité (designado como Z-37) de la American Standards Association, que luego se convirtió en el American National Standards Institute, desarrolló su primer estándar de 100 ppm para monóxido de carbono. Para 1974, el comité había emitido boletines separados para 33 estándares de exposición para polvos y gases tóxicos.

En la reunión anual de la ACGIH en 1942, el recién nombrado Subcomité de Límites Umbrales presentó en su informe una tabla de 63 sustancias tóxicas con las “concentraciones máximas permitidas de contaminantes atmosféricos” de las listas proporcionadas por las diversas unidades estatales de higiene industrial. El informe contiene la declaración: “La tabla no debe interpretarse como concentraciones seguras recomendadas. El material se presenta sin comentarios” (Cook 1986).

En 1945, Cook publicó una lista de 132 contaminantes atmosféricos industriales con concentraciones máximas permitidas, incluidos los valores vigentes en ese momento para seis estados, así como los valores presentados como guía para el control de enfermedades ocupacionales por las agencias federales y las concentraciones máximas permitidas que parecían mejor respaldadas por las referencias sobre investigaciones originales (Cook 1986).

En la reunión anual de ACGIH de 1946, el Subcomité de Límites Umbrales presentó su segundo informe con los valores de 131 gases, vapores, polvos, emanaciones y neblinas, y 13 polvos minerales. Los valores fueron compilados de la lista reportada por el subcomité en 1942, de la lista publicada por Warren Cook en Medicina Industrial (1945) y de los valores publicados del Comité Z-37 de la American Standards Association. El comité enfatizó que la “lista de valores MAC se presenta… con el entendimiento definitivo de que estará sujeta a revisión anual”.

Uso previsto de los OEL

Los TLV de ACGIH y la mayoría de los demás OEL utilizados en los Estados Unidos y algunos otros países son límites que se refieren a concentraciones de sustancias en el aire y representan condiciones bajo las cuales "se cree que casi todos los trabajadores pueden estar expuestos repetidamente día tras día sin efectos adversos para la salud". (ACGIH 1994). (Ver tabla 1). En algunos países, el OEL se establece en una concentración que protegerá prácticamente a todos. Es importante reconocer que, a diferencia de algunos límites de exposición para contaminantes del aire ambiental, agua contaminada o aditivos alimentarios establecidos por otros grupos profesionales o agencias reguladoras, la exposición al TLV no evitará necesariamente molestias o lesiones para todas las personas expuestas (Adkins et al. . 1990). La ACGIH reconoció hace mucho tiempo que debido a la amplia gama de susceptibilidades individuales, un pequeño porcentaje de trabajadores puede experimentar molestias por algunas sustancias en concentraciones iguales o inferiores al límite umbral y que un porcentaje menor puede verse afectado más gravemente por el agravamiento de una pre- condición existente o por el desarrollo de una enfermedad ocupacional (Cooper 1973; ACGIH 1994). Esto se establece claramente en la introducción del folleto anual de la ACGIH. Valores Límite Umbral para Sustancias Químicas y Agentes Físicos e Índices de Exposición Biológica (ACGIH 1994).

Tabla 1. Límites de exposición ocupacional (OEL) en varios países (a partir de 1986)

Fuente: Cook 1986.

Esta limitación, aunque tal vez menos que ideal, se ha considerado práctica ya que las concentraciones en el aire tan bajas como para proteger a los hipersusceptibles tradicionalmente se han considerado inviables debido a limitaciones económicas o de ingeniería. Hasta alrededor de 1990, esta deficiencia en los TLV no se consideraba grave. A la luz de las mejoras dramáticas desde mediados de la década de 1980 en nuestras capacidades analíticas, dispositivos de monitoreo/muestreo personal, técnicas de monitoreo biológico y el uso de robots como un control de ingeniería plausible, ahora estamos tecnológicamente capacitados para considerar límites de exposición ocupacional más estrictos.

Los antecedentes y la justificación de cada TLV se publican periódicamente en el Documentación de los valores límite umbral (ACGIH 1995). Ocasionalmente, se encuentra disponible algún tipo de documentación para los OEL establecidos en otros países. Siempre se debe consultar la justificación o documentación de un OEL en particular antes de interpretar o ajustar un límite de exposición, así como los datos específicos que se consideraron para establecerlo (ACGIH 1994).

Los TLV se basan en la mejor información disponible de la experiencia industrial y estudios experimentales en humanos y animales, cuando es posible, de una combinación de estas fuentes (Smith y Olishifski 1988; ACGIH 1994). La justificación para elegir valores límite difiere de una sustancia a otra. Por ejemplo, la protección contra el deterioro de la salud puede ser un factor de orientación para algunos, mientras que la ausencia razonable de irritación, narcosis, molestias u otras formas de estrés puede constituir la base para otros. La antigüedad e integridad de la información disponible para establecer los límites de exposición ocupacional también varía de una sustancia a otra; en consecuencia, la precisión de cada TLV es diferente. Siempre se debe consultar el TLV más reciente y su documentación (o su equivalente) para evaluar la calidad de los datos sobre los que se estableció ese valor.

A pesar de que todas las publicaciones que contienen OEL enfatizan que fueron diseñados para usarse solo para establecer niveles seguros de exposición para las personas en el lugar de trabajo, en ocasiones se han utilizado en otras situaciones. Es por esta razón que todos los límites de exposición deben ser interpretados y aplicados únicamente por alguien con conocimientos de higiene industrial y toxicología. El Comité TLV (ACGIH 1994) no tenía la intención de que se usaran o modificaran para su uso:

• como un índice relativo de peligro o toxicidad
• en la evaluación de la contaminación del aire en la comunidad
• para estimar los peligros de exposiciones continuas e ininterrumpidas u otros períodos de trabajo prolongados
• como prueba o refutación de una enfermedad o condición física existente
• para adopción por países cuyas condiciones de trabajo difieren de las de los Estados Unidos.

El Comité TLV y otros grupos que establecen OEL advierten que estos valores no deben "utilizarse directamente" ni extrapolarse para predecir niveles seguros de exposición para otros entornos de exposición. Sin embargo, si uno comprende la justificación científica de la directriz y los enfoques apropiados para extrapolar datos, se pueden utilizar para predecir niveles aceptables de exposición para muchos tipos diferentes de escenarios de exposición y horarios de trabajo (ACGIH 1994; Hickey y Reist 1979).

Filosofía y enfoques en el establecimiento de límites de exposición

Los TLV se prepararon originalmente para servir solo para el uso de higienistas industriales, quienes podían ejercer su propio juicio al aplicar estos valores. No debían utilizarse con fines legales (Baetjer 1980). Sin embargo, en 1968, la Ley de Contratos Públicos Walsh-Healey de los Estados Unidos incorporó la lista TLV de 1968, que cubría alrededor de 400 productos químicos. En los Estados Unidos, cuando se aprobó la Ley de Salud y Seguridad Ocupacional (OSHA), se requería que todas las normas fueran normas de consenso nacional o normas federales establecidas.

Los límites de exposición para los contaminantes del aire en el lugar de trabajo se basan en la premisa de que, si bien todas las sustancias químicas son tóxicas en alguna concentración cuando se experimentan durante un período de tiempo, existe una concentración (por ejemplo, dosis) para todas las sustancias en las que no debería producirse ningún efecto nocivo. importa con qué frecuencia se repita la exposición. Una premisa similar se aplica a las sustancias cuyos efectos se limitan a irritación, narcosis, molestias u otras formas de estrés (Stokinger 1981; ACGIH 1994).

Por lo tanto, esta filosofía difiere de la que se aplica a los agentes físicos como la radiación ionizante y a algunos carcinógenos químicos, ya que es posible que no haya un umbral o una dosis en la que se esperaría un riesgo cero (Stokinger 1981). El tema de los efectos de umbral es controvertido, con científicos de renombre argumentando a favor y en contra de las teorías de umbral (Seiler 1977; Watanabe et al. 1980, Stott et al. 1981; Butterworth y Slaga 1987; Bailer et al. 1988; Wilkinson 1988; Bus y Gibson 1994). Con esto en mente, algunos límites de exposición ocupacional propuestos por las agencias reguladoras a principios de la década de 1980 se establecieron en niveles que, aunque no completamente exentos de riesgo, presentaban riesgos que no eran mayores que los riesgos laborales clásicos, como electrocución, caídas, etc. Incluso en aquellos entornos que no utilizan productos químicos industriales, los riesgos generales de lesiones fatales en el lugar de trabajo son de uno en mil. Esta es la razón que se ha utilizado para justificar la selección de este criterio teórico de riesgo de cáncer para establecer TLV para carcinógenos químicos (Rodricks, Brett y Wrenn 1987; Travis et al. 1987).

Los límites de exposición ocupacional establecidos tanto en los Estados Unidos como en otros lugares se derivan de una amplia variedad de fuentes. Los TLV de 1968 (aquellos adoptados por OSHA en 1970 como regulaciones federales) se basaron en gran medida en la experiencia humana. Esto puede sorprender a muchos higienistas que se han incorporado recientemente a la profesión, ya que indica que, en la mayoría de los casos, el establecimiento de un límite de exposición se ha producido después de que se descubrió que una sustancia tiene efectos tóxicos, irritantes o indeseables en los seres humanos. . Como podría anticiparse, muchos de los límites de exposición más recientes para las toxinas sistémicas, especialmente los límites internos establecidos por los fabricantes, se han basado principalmente en pruebas de toxicología realizadas en animales, en contraste con la espera de las observaciones de efectos adversos en los trabajadores expuestos (Paustenbach y Langner 1986). Sin embargo, ya en 1945, el Comité TLV reconoció que las pruebas con animales eran muy valiosas y, de hecho, constituyen la segunda fuente de información más común en la que se basan estas pautas (Stokinger 1970).

Durante los últimos 40 años se han propuesto y puesto en uso varios enfoques para derivar OEL a partir de datos de animales. El enfoque utilizado por el Comité TLV y otros no difiere mucho del que ha utilizado la Administración de Drogas y Alimentos de los Estados Unidos (FDA) para establecer la ingesta diaria admisible (IDA) de aditivos alimentarios. Una comprensión del enfoque de la FDA para establecer límites de exposición para aditivos alimentarios y contaminantes puede brindar una buena perspectiva a los higienistas industriales que están involucrados en la interpretación de los OEL (Dourson y Stara 1983).

También se han presentado discusiones sobre enfoques metodológicos que pueden usarse para establecer límites de exposición en el lugar de trabajo basados ​​exclusivamente en datos de animales (Weil 1972; OMS 1977; Zielhuis y van der Kreek 1979a, 1979b; Calabrese 1983; Dourson y Stara 1983; Leung y Paustenbach 1988a) ; Finley et al. 1992; Paustenbach 1995). Aunque estos enfoques tienen cierto grado de incertidumbre, parecen ser mucho mejores que una extrapolación cualitativa de los resultados de las pruebas en animales a los humanos.

Aproximadamente el 50 % de los TLV de 1968 se derivaron de datos humanos y aproximadamente el 30 % se derivaron de datos animales. Para 1992, casi el 50% se derivó principalmente de datos de animales. Los criterios utilizados para desarrollar los TLV se pueden clasificar en cuatro grupos: morfológicos, funcionales, bioquímicos y misceláneos (molestia, cosmética). De esos TLV basados ​​en datos humanos, la mayoría se derivan de los efectos observados en trabajadores que estuvieron expuestos a la sustancia durante muchos años. En consecuencia, la mayoría de los TLV existentes se han basado en los resultados del control del lugar de trabajo, compilados con observaciones cualitativas y cuantitativas de la respuesta humana (Stokinger 1970; Park y Snee 1983). En tiempos recientes, los TLV para nuevos productos químicos se han basado principalmente en los resultados de estudios con animales más que en la experiencia humana (Leung y Paustenbach 1988b; Leung et al. 1988).

Cabe señalar que en 1968 solo alrededor del 50% de los TLV estaban destinados principalmente a prevenir efectos tóxicos sistémicos. Aproximadamente el 40% se basaron en la irritación y alrededor del dos por ciento estaban destinados a prevenir el cáncer. Para 1993, aproximadamente el 50% estaba destinado a prevenir efectos sistémicos, el 35% a prevenir la irritación y el cinco por ciento a prevenir el cáncer. La Figura 2 proporciona un resumen de los datos que se utilizan a menudo en el desarrollo de OEL. 

Figura 2. Datos que se utilizan con frecuencia para desarrollar una exposición ocupacional.

Límites de irritantes

Antes de 1975, los OEL diseñados para prevenir la irritación se basaban en gran medida en experimentos con humanos. Desde entonces, se han desarrollado varios modelos animales experimentales (Kane y Alarie 1977; Alarie 1981; Abraham et al. 1990; Nielsen 1991). Se ha utilizado otro modelo basado en propiedades químicas para establecer OEL preliminares para ácidos y bases orgánicos (Leung y Paustenbach 1988).

Límites para carcinógenos

En 1972, el Comité ACGIH comenzó a distinguir entre carcinógenos humanos y animales en su lista TLV. Según Stokinger (1977), una de las razones de esta distinción fue ayudar a las partes interesadas en las discusiones (representantes sindicales, trabajadores y el público) a concentrarse en aquellas sustancias químicas con exposiciones más probables en el lugar de trabajo.

¿Los TLV protegen a suficientes trabajadores?

A partir de 1988, numerosas personas expresaron su preocupación con respecto a la idoneidad o protección de la salud de los TLV. La pregunta clave que se planteó fue, ¿qué porcentaje de la población activa está verdaderamente protegida de los efectos adversos para la salud cuando se expone al TLV?

Castleman y Ziem (1988) y Ziem y Castleman (1989) argumentaron que la base científica de las normas era inadecuada y que fueron formuladas por higienistas con intereses creados en las industrias reguladas.

Estos documentos engendraron una enorme cantidad de discusión, tanto de apoyo como de oposición al trabajo de la ACGIH (Finklea 1988; Paustenbach 1990a, 1990b, 1990c; Tarlau 1990).

Un estudio de seguimiento realizado por Roach y Rappaport (1990) intentó cuantificar el margen de seguridad y la validez científica de los TLV. Concluyeron que había serias inconsistencias entre los datos científicos disponibles y la interpretación dada en el 1976 Documentación por el Comité TLV. También señalan que los TLV probablemente reflejaban lo que el Comité percibía como realista y alcanzable en ese momento. Tanto los análisis de Roach y Rappaport como los de Castleman y Ziem han sido respondidos por la ACGIH, que ha insistido en la inexactitud de las críticas.

Aunque el mérito del análisis de Roach y Rappaport, o para el caso, el de Ziem y Castleman, se debatirá durante varios años, está claro que el proceso mediante el cual se establecerán los TLV y otros OEL probablemente nunca será tan fue entre 1945 y 1990. Es probable que en los próximos años, la justificación, así como el grado de riesgo inherente a un TLV, se describan de forma más explícita en la documentación de cada TLV. Además, es seguro que la definición de “prácticamente seguro” o “riesgo insignificante” con respecto a la exposición en el lugar de trabajo cambiará a medida que cambien los valores de la sociedad (Paustenbach 1995, 1997).

El grado de reducción de los TLV u otros OEL que sin duda se producirá en los próximos años variará en función del tipo de efecto adverso para la salud que se pretenda prevenir (depresión del sistema nervioso central, toxicidad aguda, olor, irritación, efectos sobre el desarrollo, u otros). No está claro hasta qué punto el comité TLV se basará en varios modelos predictivos de toxicidad, o qué criterios de riesgo adoptarán, a medida que ingresemos al próximo siglo.

Estándares y horarios de trabajo no tradicionales

Todavía no se comprende bien el grado en que el trabajo por turnos afecta las capacidades, la longevidad, la mortalidad y el bienestar general de un trabajador. Los llamados turnos de trabajo y horarios de trabajo no tradicionales se han implementado en varias industrias en un intento de eliminar, o al menos reducir, algunos de los problemas causados ​​por el trabajo por turnos normal, que consiste en tres turnos de trabajo de ocho horas por día. Un tipo de horario de trabajo que se clasifica como no tradicional es el que implica períodos de trabajo de más de ocho horas y varía (comprime) el número de días trabajados por semana (por ejemplo, una semana laboral de tres días de 12 horas por día). Otro tipo de horario de trabajo no tradicional implica una serie de exposiciones breves a un agente químico o físico durante un horario de trabajo determinado (p. ej., un horario en el que una persona está expuesta a un químico durante 30 minutos, cinco veces al día con una hora entre exposiciones) . La última categoría de horario no tradicional es la que involucra el “caso crítico” en el que las personas están continuamente expuestas a un contaminante del aire (por ejemplo, una nave espacial, un submarino).

Las semanas laborales comprimidas son un tipo de horario de trabajo no tradicional que se ha utilizado principalmente en entornos no manufactureros. Se refiere al empleo a tiempo completo (prácticamente 40 horas semanales) que se realiza en menos de cinco días a la semana. Muchos horarios comprimidos están actualmente en uso, pero los más comunes son: (a) semanas laborales de cuatro días con jornadas de diez horas; (b) semanas laborales de tres días con jornadas de 12 horas; (c) Semanas laborales de 4-1/2 días con cuatro días de nueve horas y uno de cuatro horas (generalmente los viernes); y (d) el plan cinco/cuatro, nueve de alternar semanas laborales de cinco y cuatro días con jornadas de nueve horas (Nollen y Martin 1978; Nollen 1981).

De todos los trabajadores, aquellos en horarios no tradicionales representan solo alrededor del 5% de la población activa. De este número, solo alrededor de 50,000 a 200,000 estadounidenses que trabajan en horarios no tradicionales están empleados en industrias donde hay una exposición rutinaria a niveles significativos de sustancias químicas en el aire. En Canadá, se cree que el porcentaje de trabajadores químicos en horarios no tradicionales es mayor (Paustenbach 1994).

Un enfoque para establecer OEL internacionales

Como señaló Lundberg (1994), un desafío que enfrentan todos los comités nacionales es identificar un enfoque científico común para establecer los OEL. Las empresas internacionales conjuntas son ventajosas para las partes involucradas, ya que redactar documentos de criterios es un proceso que consume tiempo y dinero (Paustenbach 1995).

Esta fue la idea cuando el Consejo Nórdico de Ministros en 1977 decidió establecer el Grupo de Expertos Nórdicos (NEG). La tarea del NEG era desarrollar documentos de criterios con base científica para que las autoridades reguladoras de los cinco países nórdicos (Dinamarca, Finlandia, Islandia, Noruega y Suecia) los utilizaran como base científica común de los OEL. Los documentos de criterios del NEG conducen a la definición de un efecto crítico y relaciones dosis-respuesta/dosis-efecto. El efecto crítico es el efecto adverso que ocurre a la exposición más baja. No se discuten los factores de seguridad y no se propone un OEL numérico. Desde 1987, los documentos de criterios son publicados por el NEG al mismo tiempo en inglés cada año.

Lundberg (1994) ha sugerido un enfoque estandarizado que usaría cada condado. Sugirió construir un documento con las siguientes características:

• Un documento de criterios estandarizados debe reflejar el conocimiento actualizado tal como se presenta en la literatura científica.
• La literatura utilizada debe ser preferiblemente artículos científicos revisados ​​por pares, pero al menos estar disponible públicamente. Deben evitarse las comunicaciones personales. Una apertura hacia el público en general, particularmente los trabajadores, disminuye el tipo de suspicacia que recientemente se ha dirigido hacia la documentación de la ACGIH.
• El comité científico debe estar compuesto por científicos independientes de la academia y el gobierno. Si el comité debe incluir representantes científicos del mercado laboral, tanto los empleadores como los empleados deben estar representados.
• Todos los estudios epidemiológicos y experimentales relevantes deben ser examinados minuciosamente por el comité científico, especialmente los “estudios clave” que presentan datos sobre el efecto crítico. Deben describirse todos los efectos observados.
• Se deben señalar las posibilidades de monitoreo ambiental y biológico. También es necesario examinar minuciosamente estos datos, incluidos los datos toxicocinéticos.
• Si los datos lo permiten, debe indicarse el establecimiento de las relaciones dosis-respuesta y dosis-efecto. En la conclusión se debe establecer un nivel sin efecto observable (NOEL) o un nivel mínimo con efecto observable (LOEL) para cada efecto observado. Si es necesario, se deben dar razones de por qué cierto efecto es crítico. De este modo se considera la importancia toxicológica de un efecto.
• En concreto, cabe señalar las propiedades mutagénicas, cancerígenas y teratogénicas, así como los efectos alérgicos e inmunológicos.
• Se debe proporcionar una lista de referencias para todos los estudios descritos. Si se establece en el documento que solo se han utilizado estudios relevantes, no es necesario dar una lista de referencias no utilizadas o por qué. Por otro lado, podría ser de interés listar aquellas bases de datos que se han utilizado en la búsqueda bibliográfica.

En la práctica, solo hay pequeñas diferencias en la forma en que se establecen los OEL en los distintos países que los desarrollan. Por lo tanto, debería ser relativamente fácil acordar el formato de un documento de criterios estandarizados que contenga la información clave. Desde este punto, la decisión sobre el tamaño del margen de seguridad que se incorpora en el límite sería entonces una cuestión de política nacional.

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