Para los efectos de este capítulo sólo se han considerado los agentes químicos introducidos intencionalmente, los contaminantes presentes por inadvertencia y las sustancias tóxicas naturales. Ello incluye aditivos alimentarios, residuos de plaguicidas y de otros productos agroquímicos, residuos de medicamentos veterinarios, contaminantes químicos de cualquier origen y toxinas naturales, tales como las micotoxinas y la ciguatoxina. Quedan excluidas las toxinas microbianas, como por ejemplo la toxina de Clostridium Botulinum.
La evaluación de riesgos se concibe fundamentalmente como un método de organización sistemática de la información científica y técnica, así como de las incertidumbres asociadas, con miras a resolver dudas específicas sobre los riesgos para la salud. Para ello es necesario evaluar la información pertinente y seleccionar los modelos que deban utilizarse para hacer inferencias a partir de esa información, así como reconocer explícitamente las incertidumbres y, si procede, la existencia de otras interpretaciones científicamente válidas de los datos disponibles.
Los pasos de la evaluación de los riesgos asociados a los peligros químicos se han examinado más a fondo en otro lugar (RRC, 1983, 1994). La evaluación de riesgos está sujeta a incertidumbres relacionadas con los datos y con la selección del modelo apropiado. Las incertidumbres son analizadas con mayor detalle más adelante en este informe. Sin embargo, debe señalarse ya que las incertidumbres que afectan a los datos se deben tanto a la cantidad limitada de datos disponible como a la evaluación e interpretación de los datos reales aportados por los estudios epidemiológicos y toxicológicos. Los modelos se ven afectados por incertidumbres cada vez que se utilizan datos relativos a la aparición de determinados fenómenos en unas condiciones determinadas para hacer estimaciones o predicciones sobre fenómenos que probablemente se producirán en otras condiciones para las que se carece de datos.
El proceso de evaluación de riesgos exige una información toxicológica adecuada, basada preferentemente en protocolos de pruebas normalizados ya aceptados por la comunidad internacional. Por añadidura, para ser fiable, la evaluación debe basarse al menos en un conjunto mínimo de datos previamente definido por otras entidades, como por ejemplo el JECFA, la JMPR, la EPA, la FDA o la OCDE.
Para algunos productos químicos se dispone ya de respuestas empíricas a interrogantes en materia de toxicología a efectos de la evaluación de riesgos. No obstante, la información científica nunca será suficiente para garantizar un alto grado de certidumbre. Cuando se dispone de varios conjuntos de datos de toxicología animal, por lo general los datos al alcance no bastan para identificar el conjunto (esto es, la especie, la cepa o la variable de evaluación de la toxicidad) que mejor predice la respuesta humana. En consecuencia, se ha impuesto el criterio de seleccionar las respuestas tóxicas observadas a la dosis más baja en un estudio de calidad aceptable.
Es difícil especificar por adelantado los requisitos mínimos de datos para la evaluación de riesgos. Las bases de datos sobre peligros, relaciones dosis-respuesta y exposición para sustancias que pueden ser objeto de evaluación de riesgos difieren enormemente en tamaño, alcance y calidad. En algunos casos los datos son muy limitados y es prácticamente imposible obtenerlos. Esto último ocurre sobre todo con los contaminantes y con las sustancias de origen natural. Cuando hay que llevar a cabo una evaluación de riesgos, se pide a los asesores en la materia que hagan un uso óptimo de toda la información disponible y que aborden explícitamente las incertidumbres relativas a los datos. Si ello no es posible, los asesores deben justificar sus conclusiones. Lo más apropiado es quizá determinar así, caso por caso, los requisitos mínimos de datos.
Otro de los aspectos del proceso de evaluación de riesgos es el uso de hipótesis por defecto para colmar las lagunas de conocimientos y de datos. Esto presenta la ventaja de que permite garantizar la coherencia del enfoque y minimizar o eliminar las manipulaciones que pueden hacerse caso por caso en el proceso de evaluación de riesgos para alcanzar objetivos predeterminados de gestión de riesgos. Un importante inconveniente, sin embargo, es la posibilidad de que la rigidez de las directrices constituya una traba para la aplicación de criterios científicos. Un enfoque intermedio consiste en que los asesores en materia de riesgos puedan sustituir las hipótesis por defecto en casos concretos de productos químicos sobre los que haya datos científicos pertinentes disponibles para apoyar las diversas opciones. Esa desviación de la norma se deberá justificar de manera específica y explícita.
El objetivo de la identificación de los peligros consiste en identificar los posibles efectos adversos en la salud humana asociados a la exposición a un producto químico, la probabilidad de aparición de tales efectos y la certidumbre o incertidumbre asociada a los mismos. En este contexto, la identificación de los peligros no supone la extrapolación cuantitativa del riesgo para las poblaciones expuestas, como en el paso de determinación de la relación dosis-respuesta y de caracterización del los riesgos, sino una evaluación de la probabilidad cualitativa de aparición del efecto en las poblaciones expuestas.
Puesto que los datos son a menudo insuficientes, la opción preferible para identificar los peligros es el enfoque del peso de la prueba. Este enfoque exige un análisis adecuado y documentado de la información científica pertinente obtenida en bases de datos apropiadas, publicaciones examinadas por homólogos y, si los hubiere, estudios inéditos de otras fuentes, como por ejemplo la industria. Aplicando este enfoque, el orden de importancia de los estudios es el siguiente: estudios epidemiológicos, estudios toxicológicos en animales, ensayos in vitro y, por último, estudios cuantitativos de la relación estructura-actividad.
Si se dispone de datos de estudios epidemiológicos de utilidad, conviene emplearlos en el proceso de evaluación de riesgos. Si los hubiere, se utilizarán también datos procedentes de estudios clínicos en el hombre en el paso de identificación de los peligros, y quizá en otros pasos. No obstante, para la mayoría de los productos químicos rara vez se dispondrá de datos clínicos y epidemiológicos. Además, los datos epidemiológicos negativos son a veces difíciles de interpretar a efectos de la evaluación de riesgos, dado que la significación estadística de la mayoría de los estudios epidemiológicos es insuficiente para detectar efectos a niveles relativamente bajos en las poblaciones humanas. Por último, aun reconociendo el valor de los datos epidemiológicos, la existencia de datos positivos demuestra que ya se ha producido un efecto adverso; así pues, las decisiones concernientes a la gestión de riesgos no deben demorarse a la espera de los resultados de estudios epidemiológicos. Los estudios de este tipo seleccionados para extraer los datos utilizados en la evaluación de riesgos deberán estar basados en protocolos estandarizados reconocidos.
A la hora de diseñar los estudios epidemiológicos, o en los casos en que se disponga de datos epidemiológicos positivos, se tomará en consideración la variabilidad de la susceptibilidad humana, la predisposición genética, la susceptibilidad relacionada con la edad y con el sexo, y los efectos de factores tales como el nivel socioeconómico, el estado nutricional y otras posibles influencias.
Teniendo en cuenta el costo de los estudios epidemiológicos y los pocos datos que aportan dichos estudios, la identificación de los peligros deberá basarse por lo general en los resultados de estudios realizados en animales e in vitro.
Los datos toxicológicos proceden en su mayoría de estudios realizados en animales, por lo que es indispensable que esos estudios se lleven a cabo de acuerdo con protocolos de ensayo ampliamente aceptados y normalizados. Aunque existen muchos protocolos de este tipo, por ejemplo de la OCDE o la EPA, no hay orientaciones respecto a la selección y el uso de protocolos específicos para la evaluación de riesgos relacionados con la inocuidad de los alimentos. Sean cuales sean los protocolos utilizados, todos los estudios deberían atenerse a las Buenas Prácticas de Laboratorio (BPL) y a los procedimientos normalizados de garantía de la calidad/inspección de la calidad (GC/IC).
Por lo general se dispone de conjuntos mínimos de datos suficientes para evaluar los riesgos relacionados con la inocuidad de los alimentos, y deben emplearse tales datos. Ello incluye la especificación del número de especies/cepas/existencias, el uso de más de un sexo, la selección de dosis apropiadas (véase más adelante), la vía de exposición, y un tamaño de muestra adecuado. Por lo general, el origen de los datos (estudios publicados, estudios inéditos, datos de empresas, etc.) no suele plantear grandes problemas si los estudios son transparentes y puede demostrarse que son conformes a las BPL y a los procedimientos de GC/IC.
Los resultados de los estudios a largo plazo (crónicos) realizados en animales tienen una importancia crucial, y deben abarcar efectos toxicológicos y variables de evaluación importantes, entre ellos el cáncer, los efectos en la reproducción y el desarrollo, los efectos neurotóxicos y los efectos inmunotóxicos. También son de utilidad, y hay que procurar obtenerlos, los resultados de los estudios de toxicidad a corto plazo (agudos) realizados en animales. Estos estudios deben facilitar la identificación de los diversos efectos toxicológicos y variables de evaluación (incluidos los enumerados). Deben reunirse datos sobre la relación entre la toxicidad y la esencialidad de las sustancias para las que se han estipulado requisitos nutricionales, como por ejemplo el cobre, el zinc y el hierro. Deben diseñarse estudios toxicológicos en animales para identificar un NOEL, un nivel sin efectos adversos observados (NOAEL) o una dosis de referencia; esto es, deben seleccionarse las dosis necesarias para identificar esas variables de evaluación. Se deben escoger dosis lo suficientemente altas para reducir en la medida de lo posible la probabilidad de obtención de falsos negativos, teniendo en cuenta aspectos tales como la saturación metabólica, la proliferación celular de origen citogénico y mitogénico, etc. Actualmente se debate cuál debe ser la dosis máxima para los bioensayos crónicos con roedores. Las discusiones se centran en la selección, el uso y la interpretación de los resultados aportados por los estudios que emplean la dosis máxima tolerada (DMT). Hay que elegir dosis situadas en el intervalo medio para obtener información pertinente sobre la forma de la curva dosis-respuesta.
A ser posible, los estudios en animales no sólo deben identificar los posibles efectos adversos en la salud humana sino aportar asimismo información sobre la pertinencia de esos efectos como riesgos para el hombre. Esa información sobre la pertinencia puede proceder de estudios de caracterización del mecanismo de acción o de la relación entre la dosis administrada y la dosis efectivamente suministrada, así como de estudios farmacocinéticos y farmacodinámicos.
Los datos mecánicos se pueden complementar con los resultados de estudios in vitro, como por ejemplo los datos de genotoxicidad obtenidos en pruebas de reversión u otras pruebas similares. Estos estudios deben realizarse de acuerdo con las BPL y con otros protocolos ampliamente aceptados. No obstante, hay que procurar que los datos aportados por los estudios in vitro no sean la única fuente de información para predecir los riesgos para el hombre.
Los resultados de los estudios in vivo e in vitro pueden arrojar luz sobre los mecanismos de acción y la farmacocinética y farmacodinámica. Sin embargo, en muchos casos falta esa información, pese a lo cual el proceso de evaluación de riesgos no debe demorarse a la espera de obtener datos sobre el mecanismo de acción y la farmacocinética y farmacodinámica.
La información sobre la dosis administrada y la efectivamente suministrada es de utilidad como parte de la evaluación del mecanismo de acción y de los datos farmacocinéticos. La evaluación debe incluir también el examen de la información disponible sobre la especiación química (dosis administrada) y la toxicidad de los metabolitos (dosis suministrada). Como parte de estas consideraciones, debe abordarse el tema de la biodisponibilidad química (biodisponibilidad de los compuestos de origen, metabolitos, etc.) prestando especial atención a la absorción a través de las membranas implicadas (esto es, el intestino) y al transporte hasta la circulación sistémica y, finalmente, hasta el órgano diana.
Por último, los estudios de estructura-actividad pueden ser de utilidad para reunir más pruebas con miras a identificar los peligros para la salud humana. Si hay varios tipos de compuestos de interés (como por ejemplo hidrocarburos aromáticos policíclicos, bifenilos policlorados y dioxinas) y se dispone de datos toxicológicos suficientes sobre uno o más compuestos de esa clase, un enfoque basado en la equivalencia tóxica puede ser de utilidad para predecir los peligros para la salud humana asociados a la exposición a otros compuestos de esa misma clase.
Los productos químicos presentes en los alimentos que aquí se consideran comprenden aditivos alimentarios, plaguicidas, medicamentos veterinarios y contaminantes. A menudo están presentes en los alimentos a baja concentración - normalmente una parte por millón o menos. No obstante, a fin de alcanzar la sensibilidad suficiente, los estudios toxicológicos en animales se deben realizar a altas concentraciones, que pueden superar, según cuál sea la toxicidad intrínseca del producto químico, varios miles de partes por millón. La trascendencia que para las exposiciones humanas a dosis bajas puedan tener los efectos adversos detectados en estudios realizados en animales con dosis altas constituye el principal interrogante en lo que atañe a la caracterización de los peligros planteados por los productos químicos.
Para poder compararlos con los niveles de exposición humana, los datos obtenidos con animales deben extrapolarse a dosis muy inferiores a las estudiadas. Este procedimiento de extrapolación entraña incertidumbres tanto cualitativas como cuantitativas. La naturaleza del peligro puede variar con la dosis, o desaparecer por completo. El modelo dosis-respuesta seleccionado puede ser incorrecto aunque la naturaleza de la respuesta en los animales y en el hombre sea cualitativamente idéntica. Aparte de la estimación de la dosis equivalente en los animales y en el hombre, otro problema de farmacocinética comparada es la variación del metabolismo con la dosis. El metabolismo de los productos químicos puede diferir a dosis altas y bajas. Por ejemplo, las dosis altas a menudo desbordan las vías normales de detoxificación/metabolismo y dan lugar a efectos adversos que no se producen a concentraciones inferiores. Las dosis elevadas pueden acelerar la producción de enzimas o inducir cambios fisiológicos y cambios patológicos relacionados con la dosis. El toxicólogo debe tener en cuenta la posible repercusión de ésos y otros posibles cambios relacionados con la dosis a la hora de extrapolar los efectos adversos a dosis inferiores.
La equivalencia toxicológica de las dosis en los animales y en el hombre constituye un tema controvertido. El JECFA y la JMPR han usado normalmente el número de mg por kg de peso corporal para establecer la correspondencia entre especies. Recientemente los organismos de reglamentación estadounidenses han propuesto una correspondencia equivalente a un mg por 3/4 kg de peso corporal, proporción basada en información farmacocinética más reciente. El factor de correspondencia ideal podría obtenerse midiendo las concentraciones tisulares y la velocidad de depuración en el órgano diana del animal y del hombre; los niveles sanguíneos se aproximarían a esa cifra teórica. Los factores genéricos de correspondencia interespecies deben considerarse valores por defecto a utilizar a falta de mejor información, rara vez disponible.
Los toxicólogos han aceptado tradicionalmente la existencia de umbrales para los efectos adversos, salvo para la carcinogenicidad. Así se viene asumiendo desde que, a principios de los años cuarenta, se descubrió que el acontecimiento desencadenante de la carcinogénesis podía ser una mutación somática. Se llegó a la conclusión de que en teoría unas cuantas moléculas, incluso una sola molécula, podían ser suficientes para causar una mutación persistente en el animal o en el hombre, que a la larga podía manifestarse en forma de tumor. En teoría no hay ninguna dosis inocua para un carcinógeno que actúe por ese mecanismo.
En los últimos años ha sido posible diferenciar los carcinógenos y se ha identificado una categoría de carcinógenos no genotóxicos que por sí mismos no pueden producir mutaciones, pero que actúan en fases posteriores del proceso cancerígeno sobre la células ya «iniciadas» por otros carcinógenos u otros procesos, como por ejemplo las radiaciones. Otros carcinógenos, en cambio, inducen alteraciones genéticas en las células somáticas mediante la activación de oncogenes y/o la inactivación de genes supresores del cáncer. Así pues, los carcinógenos genotóxicos se definen como productos químicos que pueden causar alteraciones genéticas, directa o indirectamente, en las células diana. Si los carcinógenos genotóxicos actúan ante todo sobre el material genético, los carcinógenos no genotóxicos actúan a nivel extragenético, dando lugar presumiblemente a una mayor proliferación celular y/o una hiperfunción/disfunción sostenida de los elementos diana. Respecto a las diferencias entre especies en lo relativo a los efectos cancerígenos, se han notificado numerosos resultados que indican que existen diferencias cuantitativas entre los carcinógenos, tanto entre los genotóxicos como entre los no genotóxicos. Además, cabe citar algunos carcinógenos no genotóxicos, los llamados carcinógenos específicos de roedores, como ejemplo de sustancias que difieren cualitativamente en lo que respecta a sus efectos cancerígenos a la larga. Por el contrario, no se han notificado ejemplos inequívocos para los carcinógenos genotóxicos.
Toxicólogos y genetistas han ideado pruebas para identificar los productos químicos capaces de inducir mutaciones en el ADN, entre ellas la conocida prueba de Ames. Se utilizan varias pruebas de este tipo, tanto in vitro como in vivo, normalmente en forma de baterías, para determinar el potencial mutagénico de los productos químicos. Aunque puede haber discrepancias respecto a cuáles deben incluirse en las baterías, en general esas pruebas han sido de utilidad para diferenciar los carcinógenos genotóxicos de los no genotóxicos.
En muchos países, los organismos responsables de la inocuidad de los alimentos distinguen actualmente los carcinógenos genotóxicos y los no genotóxicos. Aunque no es posible hacer tal distinción en todos los casos, por la carencia de información o de conocimientos suficientes sobre la carcinogénesis, esta idea puede con todo ayudar a establecer estrategias de evaluación de los riesgos de cáncer asociados a la exposición a productos químicos. En principio, cabe la posibilidad de reglamentar los carcinógenos no genotóxicos mediante un enfoque basado en el concepto de umbral, como por ejemplo el enfoque «NOEL-factor de seguridad». Además de la demostración de que es improbable que la sustancia actúe como agente genotóxico, con frecuencia se exige información científica sobre el mecanismo de carcinogenicidad.
Aplicando los factores de seguridad apropiados se calcula un nivel de inocuidad o una ingesta diaria admisible (IDA) a partir de un NOEL o NOAEL experimental. La base conceptual para su empleo es que debe haber umbrales a dosis razonablemente comparables tanto en el hombre como en animales experimentales. En el hombre puede darse sin embargo una mayor sensibilidad, una mayor mezcla genética y una mayor variabilidad de los hábitos alimentarios. En consecuencia, el JECFA y la JMPR aplican un factor de seguridad para tener en cuenta esas incertidumbres. Normalmente se aplica un factor de seguridad de 100 cuando hay datos de estudios en animales a largo plazo, pero los distintos organismos de salud utilizan otros factores de seguridad. El JECFA usa además un factor de seguridad mayor cuando hay pocos datos o cuando la IDA se ha asignado con carácter provisional. Otros organismos de salud ajustan la IDA de acuerdo con la gravedad o la irreversibilidad del efecto. Estas diferencias entre IDA constituyen un importante problema de gestión de riesgos que merece cierta atención por parte de los órganos internacionales apropiados.
El mensaje que transmite la IDA es que no existe un riesgo importante cuando el producto químico se ingiere a niveles similares o inferiores a esa IDA. Naturalmente, cabe la posibilidad teórica de que algunas personas sean aún más sensibles de lo que prevé el factor de seguridad. El enfoque del factor de seguridad, al igual que el enfoque basado en la cuantificación del riesgo, considerado más adelante, no permite garantizar una seguridad absoluta para todo el mundo.
Otro enfoque para calcular la IDA ha consistido en, en lugar de basarse en el NOEL o el NOAEL, emplear una dosis eficaz más baja, como la ED10 o la ED05. Cuando se emplea este método, denominado dosis de referencia, se utilizan preferentemente datos próximos al margen dosis-respuesta observado, pero sigue habiendo necesidad de aplicar factores de seguridad. Así pues, si bien permite hacer una previsión más precisa del riesgo asociado a dosis bajas, la IDA basada en la dosis de referencia puede no diferir significativamente de la IDA basada en el NOEL o el NOAEL. Algunos grupos de población especiales, como los niños, quedan protegidos si se elige el factor de conversión intraespecies adecuado y se analizan si es necesario con especial atención sus niveles de exposición (véase el punto 5.4, Evaluación de la exposición).
En el caso de los carcinógenos genotóxicos, el método basado en el «NOEL-factor de seguridad» no se considera por lo general idóneo para establecer niveles de ingesta aceptables. Se admite en general que hay riesgo a todas las dosis, incluso las más bajas. En este caso hay dos opciones de gestión posibles: (1) prohibir el uso comercial del producto químico, o (2) establecer un nivel de riesgo tan reducido que pueda considerarse desdeñable o socialmente aceptable. La aplicación de esta última opción ha dado lugar a la evaluación cuantitativa de riesgos para los carcinógenos.
A ese efecto se han utilizado diversos modelos de extrapolación, que en la actualidad se basan en mediciones experimentales de la incidencia de tumores y las dosis, sin apenas otro tipo de información biológica. Ninguno de estos modelos ha sido validado fuera del ámbito experimental. No se hacen correcciones para tener en cuenta la toxicidad a dosis altas, la mayor proliferación celular o la reparación del ADN. Por estas razones, se considera que los actuales modelos lineales generan estimaciones moderadas del riesgo, lo que suele expresarse definiendo los riesgos calculados mediante esos modelos como «límites superiores plausibles» o «estimaciones según la hipótesis más desfavorable». Numerosos organismos reglamentadores reconocen que no predicen los riesgos reales o probables para el hombre. Algunos países procuran reducir el sesgo de moderación inherente a la extrapolación lineal utilizando modelos no lineales. Un componente esencial de este enfoque es la determinación de un nivel de riesgo aceptable. En los Estados Unidos, la FDA y la EPA han elegido un nivel de riesgo de una parte por millón (10-6). Se eligió este nivel aceptable considerando que entrañaba riesgos desdeñables. Sin embargo, la elección de un determinado nivel de riesgo es de hecho una decisión de gestión de riesgos que compete a cada país.
Respecto a los aditivos alimentarios y los residuos de plaguicidas y de medicamentos veterinarios, un nivel fijo de riesgo resulta práctico dado que así es posible desautorizar las sustancias cuando el riesgo estimado supera el nivel aceptable establecido en la reglamentación. Sin embargo, en el caso de los contaminantes, incluidos los plaguicidas ya no empleados como tales que se han convertido en contaminantes ambientales, el nivel aceptable establecido se puede sobrepasar fácilmente. Por ejemplo, en los Estados Unidos se calcula que las dioxinas entrañan un riesgo según la hipótesis más desfavorable de en torno a 10-4. En el caso de los contaminantes carcinógenos ubicuos, como los hidrocarburos aromáticos policíclicos y las nitrosominas, el nivel de riesgo de 10-6 también se ve superado.
Para estimar la ingesta alimentaria de los aditivos alimentarios, los residuos de plaguicidas y de medicamentos veterinarios y los contaminantes se requiere información sobre el consumo de alimentos pertinentes y sobre las concentraciones del producto químico de interés en esos alimentos. Para evaluar la exposición se pueden adoptar en general tres enfoques: 1) estudios de la dieta total; 2) estudios selectivos de determinados alimentos, y 3) estudios de porciones testigo. La OMS facilita directrices para el estudio de la ingesta alimentaria de contaminantes químicos (SIMUVIMA/Alimentos, 1985). En los últimos años se ha recurrido cada vez más a la vigilancia directa de los tejidos y los líquidos corporales humanos para evaluar la exposición. Así, por ejemplo, la determinación de la concentración en la leche materna de compuestos organoclorados, procedentes principalmente de la dieta, ha permitido llevar a cabo una evaluación integrada de la exposición humana a estas sustancias (SIMUVIMA/Alimentos, en prensa).
La determinación de la ingesta alimentaria se puede hacer con relativa facilidad en el caso de los aditivos, los plaguicidas y los medicamentos veterinarios, dado que en las condiciones aprobadas de uso se especifican los alimentos pertinentes y sus niveles de uso. No obstante, los niveles reales de aditivos y de residuos de plaguicidas y de medicamentos veterinarios presentes en los alimentos se hallan a menudo muy por debajo de los niveles máximos permitidos. Respecto a los residuos de plaguicidas y de medicamentos veterinarios, su concentración en los alimentos es a menudo nula, debido a que por lo general sólo se trata una parte de la cosecha o del ganado. Se puede solicitar a los fabricantes información sobre la concentración de los aditivos alimentarios en los productos alimenticios. Para calcular la ingesta alimentaria de contaminantes se necesita información sobre su distribución en los alimentos, información que sólo puede obtenerse analizando muestras representativas de los alimentos con métodos analíticos suficientemente sensibles y fiables. Se han elaborado directrices para establecer o fortalecer programas nacionales de vigilancia de la contaminación de los alimentos (SIMUVIMA/Alimentos, 1979).
Es posible establecer límites máximos de residuos (LMR) para los plaguicidas y los medicamentos veterinarios y niveles máximos para los aditivos a partir de sus condiciones de empleo. El caso más sencillo sería el de un aditivo alimentario empleado a una concentración específica que permaneciera estable en el alimento hasta el momento de su consumo. El nivel máximo equivaldría en este caso al nivel de ingesta. Sin embargo, en muchos casos la cantidad del producto químico de interés varía antes de su consumo, lo que ocurre por ejemplo cuando los aditivos alimentarios se degradan durante el almacenamiento o reaccionan con el alimento. Los residuos de plaguicidas presentes en los productos agrícolas crudos pueden degradarse o acumularse durante el ulterior procesamiento. El destino de los residuos de medicamentos veterinarios en los productos alimenticios depende de su metabolismo, cinética y distribución, así como de los periodos de interrupción terapéutica exigidos para los animales tratados.
Para establecer los LMR hay que tener en cuenta cualquier variación que pueda afectar a la naturaleza o la concentración del residuo antes de la llegada del producto al mercado o en cualquier situación prevista de uso ulterior. Los contaminantes no tienen ninguna función tecnológica en los alimentos, y las concentraciones orientativas se establecen por lo general al nivel mínimo razonablemente alcanzable.
La ingesta alimentaria total teórica de aditivos, plaguicidas y medicamentos veterinarios debe ser inferior a sus correspondientes IDA. Con frecuencia, la ingesta real está muy por debajo de la IDA. El establecimiento de niveles orientativos para los contaminantes plantea problemas especiales. Por lo general no hay datos suficientes para establecer una ingesta tolerable provisional. En ocasiones los niveles de contaminantes son superiores a los que autoriza la ingesta tolerable provisional establecida. En estos casos los niveles orientativos se establecen con arreglo a consideraciones económicas o técnicas.
Es esencial disponer de datos fiables sobre la ingesta de alimentos para poder evaluar la exposición a partir de las concentraciones de los productos químicos presentes en los alimentos. Es importante conseguir datos detallados sobre el consumo de alimentos por parte del consumidor medio y mediano y por parte de distintos grupos de población a fin de evaluar la exposición, sobre todo de los grupos sensibles. Además, es indispensable disponer de datos comparables sobre el consumo de alimentos, en particular en lo que concierne a los alimentos básicos de distintas regiones del mundo, a fin de desarrollar un enfoque internacional de la inocuidad de los alimentos basado en la evaluación de riesgos.
SIMUVIMA/Alimentos mantiene actualmente una base de datos de cinco dietas regionales, así como de una dieta «mundial» combinada. Figuran en ella las ingestas alimentarias diarias de casi 250 productos alimenticios primarios y semielaborados. Las dietas regionales de África, Asia, el Mediterráneo oriental, Europa y América Latina están basadas en datos nacionales extraídos de las Hojas de Balance de Alimentos de la FAO. Los datos sobre consumo calculados mediante este método no aportan ninguna información sobre los consumidores extremos. SIMUVIMA/Alimentos no dispone de información alguna sobre la ingesta de aditivos alimentarios, aunque se supone que dichas ingestas son superiores en los países desarrollados que en los países en desarrollo, debido a la elevada proporción de alimentos elaborados en la dieta.
El resultado de la caracterización de los riesgos es una estimación de la probabilidad de aparición de efectos adversos para la salud en la población como consecuencia de la exposición. La caracterización de los riesgos se lleva a cabo teniendo en cuenta los resultados de la identificación de los peligros, la caracterización de los peligros y la evaluación de la exposición. Para los compuestos que actúan a partir de un umbral, el riesgo para la población se caracteriza comparando la IDA (u otros parámetros) y la exposición. En este caso, la probabilidad de aparición de efectos adversos para la salud es teóricamente cero cuando la exposición es inferior a la IDA. Para los compuestos de actividad sin umbral, el riesgo para la población equivale al producto de la exposición por la actividad.
En el paso de caracterización de los riesgos deben describirse las incertidumbres asociadas a cada paso del proceso de evaluación de riesgos. La incertidumbre en la caracterización reflejará las incertidumbres asociadas a los pasos precedentes. La extrapolación de los resultados obtenidos en estudios realizados con animales al hombre puede generar dos tipos de incertidumbres: 1) incertidumbres relacionadas con la pertinencia de los datos experimentales para la especie humana. Por ejemplo, los tumores de preestómago en ratas alimentadas con hidroxianisol butilado (BHA) y los efectos neurotóxicos causados en los ratones por el aspartamo pueden no tener paralelo en la especie humana; y 2) incertidumbres relativas a la sensibilidad específicamente humana a los efectos de productos químicos que no se pueden estudiar en animales experimentales. Un ejemplo en este sentido es la hipersensibilidad al glutamato. En la práctica, estas incertidumbres se abordan consultando a expertos y realizando estudios adicionales, preferiblemente en la especie humana. Estos estudios se pueden llevar a cabo tanto durante la fase anterior a la comercialización como después de la misma.
