EVALUACIÓN DE LA SALUD PÚBLICA

EVALUACIÓN DE LA VÍA DEL SUELO

CAMPO DE BOMBARDEO DE LA ISLA DE VIEQUES
VIEQUES, PUERTO RICO

IV. EVALUACIÓN DE LA VÍA DE EXPOSICIÓN DEL SUELO

A. Introduction

¿Qué significa exposición?

Las evaluaciones de la salud pública de la ATSDR están determinadas por exposición o contacto. Las sustancias químicas liberadas al medio ambiente tienen el potencial de ocasionar efectos dañinos para la salud. No obstante, una emisión no siempre resulta en una exposición. Las personas solo pueden estar expuestas a una sustancia química si entran en contacto con esa sustancia. Si nadie entra en contacto con una sustancia química, entonces no hay exposición, por lo tanto no puede ocurrir ningún efecto para la salud. A menudo el público en general no tiene acceso al área donde se origina la emisión ambiental; esta falta de acceso se torna importante para determinar si las sustancias químicas se desplazan por el medio ambiente a lugares en que las personas puedan entran en contacto con ellas.

La ruta de desplazamiento de una sustancia química es la vía. La ATSDR identifica y evalúa vías de exposición al considerar cuántas personas podrían entrar en contacto con una sustancia química. Una vía de exposición podría incluir aire, agua de superficie, aguas subterráneas, suelo, polvo o incluso plantas y animales. La exposición puede ocurrir mediante la respiración, la ingestión, la bebida o el contacto cutáneo con una sustancia que contiene el compuesto químico.

La exposición no siempre produce efectos dañinos para la salud. Las secciones a continuación describen las condiciones en las cuales se prevé que se manifestarán efectos dañinos.

¿Cómo determina la ATSDR las situaciones de exposición que evaluará?

Los científicos de la ATSDR evalúan condiciones específicas a los sitios para determinar si las personas están expuestas a contaminantes asociados con el sitio. Cuando evalúa las vías de exposición, la ATSDR identifica si la exposición a medios contaminados (suelo, agua, aire, desechos o biota) ocurre mediante la ingestión, el contacto cutáneo (piel) o la inhalación. La Figura 9 describe el proceso de evaluación de la exposición de la ATSDR.

Si la exposición es posible, los científicos de la ATSDR entonces consideran si la contaminación está presente en niveles que pueden afectar la salud pública. Los científicos de la ATSDR seleccionan sustancias químicas para evaluación adicional mediante la comparación con valores de comparación basados en la salud. Los valores de comparación son formulados por la ATSDR a partir de bibliografía científica disponible sobre exposición y efectos para la salud. Se derivan valores de comparación para cada uno de los medios y reflejan una concentración química estimada que no se prevé que ocasionará efectos dañinos para la salud para una sustancia química dada, considerando una tasa de contacto diaria estándar (por ejemplo, cantidad de agua o suelo consumido o cantidad de aire respirado) y peso corporal.

Los valores de comparación no son umbrales para efectos dañinos para la salud. Los valores de comparación de la ATSDR representan concentraciones químicas muchas veces inferiores a los niveles a los cuales no se observaron efectos en animales de laboratorio o estudios epidemiológicos en las personas. Si las concentraciones químicas se encuentran por encima de los valores de comparación, la ATSDR analiza en mayor detalle las variables de la exposición (por ejemplo, duración y frecuencia) en cuanto a los efectos para la salud, incluida la toxicología de la sustancia química, otros estudios epidemiológicos y el peso de las pruebas.

Algunos valores de comparación utilizados por los científicos de la ATSDR incluyen pautas para la evaluación de medios ambientales de la ATSDR (PEMA), pautas para la evaluación de medios de la dosis de referencia (PEMDR) y pautas para la evaluación del riesgo de cáncer (PERC). PEMA, PEMDR y PERC son valores de comparación sanitarios no obligatorios formulados por la ATSDR para examinar la contaminación ambiental de manera adicional. Las concentraciones basadas en riesgo (CBR) y los niveles de examen del suelo (NES) son valores de comparación sanitarios creados por la Región III de la EPA para evaluar sitios que aun no se han ingresado a la Lista Nacional de Prioridades (LNP), responder rápidamente a las consultas de los ciudadanos y controlar al azar evaluaciones de riesgo de referencia base formales. El Apéndice A describe los valores de comparación empleados en la presente Evaluación de la Salud Pública.

Información adicional sobre el proceso de evaluación de la ATSDR puede encontrarse en el Manual de Pautas para la Evaluación de la Salud Pública de la ATSDR en http://www.atsdr.cdc.gov/HAC/HAGM/ o comunicándose con la ATSDR al teléfono 1-888-42-ATSDR. El Apéndice B define algunos términos técnicos utilizados en este documento de evaluación de la salud.

Si alguien está expuesto, ¿se enfermará?

La exposición no siempre produce efectos dañinos para la salud.El tipo y la gravedad de los efectos para la salud que ocurren en una persona a partir del contacto con una sustancia química dependen de la concentración de la exposición (la cantidad), la frecuencia y la duración de la exposición (cuánto tiempo), la ruta o la vía de exposición (respiración, ingestión, bebida o contacto cutáneo) y la multiplicidad de la exposición (combinación de sustancias químicas). Una vez que ocurre la exposición, características como edad, sexo, situación nutricional, genética, estilo de vida y condición sanitaria de la persona expuesta influyen en la manera en que esa persona absorbe, distribuye, metaboliza y excreta la sustancia química. Juntos estos factores y características determinan los efectos para la salud que pueden resultar de exposición a una sustancia química en el medio ambiente.

La incertidumbre es apreciable con respecto al nivel verdadero de exposición a contaminación ambiental. A fin de explicar esta incertidumbre y proteger la salud pública, los científicos de la ATSDR generalmente utilizan estimaciones del nivel de exposición altas y pesimistas para determinar si son posibles efectos dañinos para la salud. La ATSDR utilizó los siguientes enfoques conservadores en toda esta evaluación de la salud pública:

• Como se observó en la Sección II.H Resumen de las Muestras de Suelo Disponibles en Vieques, las muestras de suelo recogidas por USGS y el Departamento de Recursos Humanos de Puerto Rico en 1972 (Learned et al. 1973) pueden ser hasta 4 veces más altas que los valores verdaderos (posiblemente debido a diferencias en procedimientos analíticos). No obstante, independientemente de las razones para este alto sesgo aparente, estos valores más altos fueron utilizados por la ATSDR para evaluar efectos presuntos en la salud.



• La ATSDR no modificó las dosis de exposición para tener en cuenta la biodisponibilidad baja (consulte la definición en el recuadro de texto) de algunos de los metales en el suelo (por ejemplo, arsénico, cromo, hierro, plomo, manganeso, mercurio, vanadio y cadmio bajo ciertas circunstancias), lo cual lleva a dosis de exposición calculadas demasiado conservadoras. Por ejemplo, estudios de laboratorio han demostrado que cuando se ingiere suelo contaminado por arsénico, solo de una mitad de un décimo del arsénico en el suelo se absorbe en realidad (Freeman et al. 1993; Freeman et al. 1995; Groen et al. 1994; Casteel et al. 1997b; y Rodriguez et al. 1999 según se cita en Battelle y Exponent 2000). Si se debieran realizar ajustes para la baja biodisponibilidad del arsénico, por ejemplo, la dosis de exposición se reducirá de 0.1 a 0.5



• Los promedios se calcularon mediante el uso de concentraciones detectadas solamente y no tienen en cuenta valores no detectados. Si bien esto tiende a sobreestimar los valores medios verdaderos, la ATSDR decidió basar nuestras evaluaciones de la salud en los promedios más conservadores para ser más protectores de la salud pública.

En consecuencia, los niveles de exposición estimados son generalmente mucho más altos que los niveles a los cuales las personas están realmente expuestas. Si los niveles de exposición indican que efectos dañinos para la salud son posibles, se lleva a cabo un examen más detallado de la exposición, combinado con información científica de la bibliografía toxicológica y epidemiológica sobre los efectos para la salud de la exposición a sustancias peligrosas.

¿Qué situaciones de exposición se analizaron en esta evaluación de la salud pública?

La ATSDR evaluó dos casos hipotéticos que describen las vías presuntas de exposición humana al suelo de Vieques (consulte el Cuadro 8), a saber:

1. Los residentes y los visitantes de Vieques (la población receptora) pueden entrar en contacto con las sustancias químicas constituyentes del suelo (medios ambientales) en la sección residencial de la isla. Las sustancias químicas de la ZIC (la fuente) podrían presuntamente transportarse a las zonas residenciales de Vieques (punto de exposición) en el aire dado que los vientos prevalentes tiene dirección este-oeste. La exposición humana al suelo en las zonas residenciales podría producir la exposición no solo a los constituyentes naturales del suelo, sino también a toda sustancia química adicional que puede haber sido transportada por el viento de la ZIC.



2. Las personas (la población receptora) pueden entrar en contacto con las sustancias químicas del suelo (medios ambientales) cuando ingresan a la ZIC (la fuente). La exposición más prolongada a esta fuente presunta de contaminación tuvo lugar cuando manifestantes ocuparon la ZIC desde abril de 1999 a mayo de 2000.

Durante patrones de comportamiento usuales, las personas incidentalmente (es decir, accidentalmente) ingieren suelo (ruta de exposición) cuando comen alimentos con las manos, fuman un cigarrillo o colocan los dedos en la boca dado que partículas del suelo o polvo pueden adherirse a los alimentos, los cigarrillos y las manos. Como resultado de una etapa normal en la niñez en la cual los niños tienen comportamiento de mano a boca, los niños son especialmente sensibles porque tienen mayores probabilidades de ingerir más suelo que los adultos. La exposición cutánea (ruta de exposición) al suelo puede también ocurrir mediante diferentes actividades como jardinería, recreación al aire libre o construcción. Dado esta probable exposición al suelo, la ATSDR evaluó los efectos presuntos para la salud que resultan de la ingesta incidental y el contacto cutáneo.

Esta evaluación de la salud pública analiza solo esas vías relacionadas a la exposición por medio de la ingesta y el contacto cutáneo incidentales con suelo presuntamente contaminado en Vieques, tanto en la zona residencial como en la ZIC. Otras vías, como la exposición a las aguas subterráneas, el aire y los pescados no se analizaron en la presente evaluación de la salud pública. Son abordadas por la ATSDR en evaluaciones de vías separadas (consulte detalles adicionales en las secciones I y VIII).

B. Métodos empleados para evaluar las salud pública

Descripción general

A fin de evaluar las exposiciones al suelo en Vieques, la ATSDR examinó datos disponibles para determinar si las sustancias químicas se encontraban por encima de los valores de comparación de la ATSDR. Para aquellas que excedieron los valores de comparación, la ATSDR derivó dosis de exposición (consulte la definición en el recuadro) y las comparó con pautas sanitarias. La ATSDR examinó también datos toxicológicos pertinentes para obtener información sobre la toxicidad de las sustancias químicas de interés. Como se determinó anteriormente, la exposición a ciertas sustancias químicas no siempre produce efectos dañinos para la salud. El tipo y la gravedad de los efectos para la salud previstos dependen de la concentración, la frecuencia y la duración de la exposición, la ruta o la vía de la exposición y la multiplicidad.

Comparación de datos con los valores de comparación de la ATSDR

Los valores de comparación se generan con el uso de presunciones conservadoras sobre la exposición, las cuales reflejan concentraciones mucho más bajas que aquellas en las que se observan efectos dañinos para la salud. De esta manera, los valores de comparación son protectores de la salud pública en esencialmente todas las situaciones de exposición. Como resultado, las concentraciones detectadas en los valores de comparación de la ATSDR o por debajo de ellos no representan una preocupación de salud. Si bien una concentración en el valor de comparación pertinente o por debajo del mismo podría considerarse razonablemente segura, no se desprende necesariamente que toda concentración ambiental que exceda un valor de comparación producirá efectos dañinos para la salud. Siempre debe indicarse que los valores de comparación no son umbrales de toxicidad. La probabilidad de que ocurran en realidad resultados dañinos para salud depende de condiciones específicas del sitio y estilos de vida individuales, así como factores genéticos que afectan la ruta, la magnitud y la duración de la exposición real—en lugar de una concentración ambiental aislada.

La mayoría de las sustancias químicas detectadas en el suelo en Vieques se encontraron a valores de comparación o por debajo de ellos y no se evaluaron en más detalle (consulte el Cuadro 9). Las sustancia químicas por encima de los valores de comparación se consideraron para evaluación adicional, con lo cual se instó a la ATSDR a estimar dosis de exposición mediante presunciones de exposición específica al sitio.

Derivación de dosis de exposición

La ATSDR derivó dosis de exposición para las sustancias químicas detectadas por encima de los valores de comparación de la ATSDR. Las dosis de exposición se expresan en miligramos por kilogramo por día (mg/kg/día). Al estimar las dosis de exposición, los evaluadores de la salud analizan concentraciones químicas a las que podrían haber estado expuestas las personas, conjuntamente con el período de tiempo y la frecuencia de la exposición. De manera colectiva, estos factores influyen en la respuesta fisiológica de un individuo a la exposición química y resultados presuntos. Cuando fue posible la ATSDR utilizó información específica del sitio sobre la frecuencia y la duración de exposiciones. En los casos en que no hubo información específica al sitio disponible, la ATSDR empleó varias presunciones conservadoras a fin de estimar las exposiciones.

La ecuación siguiente estima la ingestión incidental de sustancias químicas en el suelo:

donde:

Conc.:	Concentración de sustancias químicas en partes por millón (ppm, que es también mg/kg)
TI:	Tasa de ingestión: adulto = 100 miligramos (mg) de suelo por día; niño = 200 miligramos de suelo por día*
FE:	Frecuencia de la exposición o número de exposiciones por año de exposición: 365 días/año
DE:	Duración de la exposición: adulto = 70 años; niño = 6 años
PC:	Peso corporal: adulto = 70 kilogramos (kg); niño = 10 kg
Tm:	Tiempo medio o período durante el cual se promedian las exposiciones acumulativas (6 años ó 70 años x 365 días/año)

* De acuerdo con el Manual de Factores de Exposición de la EPA (1997) los valores medios recomendados para la ingestión de suelo son 100 mg de suelo por día para niños y 50 mg de suelo por día para adultos, pero "200 mg/día para niños puede utilizarse como un cálculo conservador del promedio". La ATSDR utilizó tasas de ingestión más conservadoras a fin de incluir situaciones en las que las personas pueden incidentalmente consumir más suelo que en condiciones típicas (Calabrese et al. 1990 y Van Wijnen et al. 1990 según se cita en EPA 1997).

Empleo de dosis de exposición para evaluar presuntos riesgos para la salud

La ATSDR analiza el peso de las pruebas para determinar si las exposiciones podrían asociarse con efectos nocivos para la salud (no cancerígenos y cancerígenos). Como parte de este proceso, la ATSDR examina datos toxicológicos, médicos y epidemiológicos relevantes para determinar si las dosis estimadas pueden producir efectos nocivos para la salud. Como un primer paso en la evaluación de los efectos no cancerígenos, la ATSDR compara dosis de exposición estimadas (calculadas mediante las concentraciones máximas) con valores conservadores de pautas sanitarias, incluidos niveles mínimos de riesgo (NMR) de la ATSDR y dosis de referencia (RfD) de la EPA. Los NMR y las RfD son estimaciones de exposición humana diaria a una sustancia que improbablemente produzcan efectos no cancerígenos en un lapso determinado de tiempo. Dosis de exposición estimadas inferiores a estos valores no se consideran motivo de preocupación de salud. A fin de maximizar la protección de la salud humana, los NMR y las RfD han incorporado factores de incertidumbre o coeficientes de seguridad, con lo cual estos valores son marcadamente inferiores a los niveles a los cuales se han observado efectos para la salud. Por lo tanto, incluso si una dosis de exposición es más alta que el NMR o la RfD, no necesariamente significa que ocurrirán efectos nocivos para la salud.

Sin embargo, si se exceden los valores orientativos para la salud, la ATSDR examina los niveles de los efectos para la salud mencionados en la bibliografía científica y analiza más completamente el potencial de la exposición. La ATSDR analiza estudios en las personas disponibles así como estudios experimentales en animales. Esta información se utiliza para describir el potencial de una sustancia específica de ocasionar enfermedades y comparar estimaciones de dosis específicas a los sitios con dosis que según estudios aplicables producen enfermedades (conocido como el margen de exposición). En conexión con los efectos cancerígenos, la ATSDR compara una dosis de exposición calculada para toda la vida con niveles de efectos cancerígenos disponibles (NEC), que son dosis que producen aumentos considerables en la incidencia del cáncer o los tumores, y examina estudios de genotoxicidad para comprender aun más el grado en el que una sustancia química puede relacionarse con casos de cáncer. Este proceso permite a la ATSDR ponderar las pruebas disponibles a la luz de incertidumbres y ofrecer perspectiva sobre la posibilidad de resultados nocivos para la salud bajo condiciones específicas de los sitios.

Cuando se compara con los niveles reales de efectos para la salud en la bibliografía científica, la ATSDR procura estimar casos hipotéticos de exposición más reales que se usarán en la comparación. En este nivel de evaluación, una concentración media ⁽⁶⁾ se utiliza para calcular dosis de exposición a fin de determinar una exposición más probable. Es altamente improbable que alguien ingiera incidentalmente la concentración máxima a diario durante un período prolongado de tiempo porque no todo el suelo contiene la concentración máxima de ninguna sustancia química dada. Por tanto, es más probable que el suelo que contiene una gama de concentraciones de arsénico se ingiera con el transcurso del tiempo.

Empleo de otros métodos para evaluar presuntos riesgos para la salud

Cuando se aborda la cuestión de la exposición al plomo la ATSDR utiliza, además de los métodos tradicionales descritos anteriormente, un segundo enfoque. Una parte sustancial de los datos sobre los efectos para la salud humana se expresan en términos de nivel de plomo en sangre en lugar de dosis de exposición. De esta manera, la ATSDR creó este enfoque secundario para utilizar análisis de regresión con parámetros de captación específicos para los medios a fin de estimar el nivel de plomo en sangre acumulado que podría resultar de la exposición a un nivel dado de contaminación. Esto se obtiene multiplicando la concentración detectada por un factor de la pendiente específica a los medios, el cual es 0.0068 ą 3*(0.00097) microgramos por decilitro (µg/dl) por ppm en el suelo (ATSDR 1999c). Los Centros para el Control y la Prevención de Enfermedades (CDC) han determinado que probablemente se observen más efectos para la salud si las exposiciones reales son a 10 µg/dl o más. Este segundo enfoque es una herramienta de tamizaje para evaluar niveles previstos de plomo en sangre --no se utiliza en lugar de una evaluación de la dosis de exposición toxicológica.

Fuentes de pautas sanitarias

Según el mandato del Congreso, la ATSDR prepara perfiles toxicológicos para sustancias peligrosas que se encuentran en sitios contaminados. Estos perfiles toxicológicos se utilizaron para evaluar presuntos efectos para la salud de la exposición al suelo en Vieques. Los perfiles toxicológicos de la ATSDR están disponibles en la Internet en http://www.atsdr.cdc.gov/toxpro2.html o comunicándose con el Servicio Nacional de Información Técnica (NTIS, por su sigla en inglés) al 1-800-553-6847. A fin de obtener más información sobre los perfiles toxicológicos, comuníquese con la ATSDR al 1-888-42-ATSDR. La EPA también formula pautas para los efectos en la salud y, en algunos casos, la ATSDR utilizó pautas de la EPA para evaluar los presuntos efectos para la salud de la exposición al suelo. Estas pautas se encuentran en el Sistema Integrado de Información sobre Riesgos (IRIS, por su sigla en inglés) de la EPA --una base de datos sobre efectos para la salud humana que podrían resultar de la exposición a varias sustancias encontradas en el medio ambiente. IRIS está disponible en Internet en http://www.epa.gov/iris. A fin de obtener más información sobre IRIS, comuníquese con la línea directa IRIS de la EPA al1-301-345-2870 o envíe un mensaje a Hotline.IRIS@epamail.epa.gov.

Sustancias químicas sin pautas sanitarias

Los nutrientes esenciales (por ejemplo, calcio, magnesio, fósforo, potasio y sodio) son minerales importantes que mantienen funciones vitales básicas; por tanto, se recomiendan ciertas dosis para consumo diario. Dado que estas sustancias químicas son necesarias para la vida, no existen NMR y RfD para ellas. Se encuentran en muchos alimentos, como leche, bananas y sal de mesa. La exposición a estos nutrientes esenciales en el suelo no producirá efectos nocivos para la salud.

Tampoco existen valores sanitarios de comparación para otras pocas sustancias químicas detectadas en el suelo en Vieques. Para estas sustancias químicas, la ATSDR estudia más rigurosamente la prevalencia de las sustancias químicas, en otra bibliografía científica, y en los niveles naturales encontrados en el suelo. Bismuto, oro, lantanio, tungsteno y perclorato de amonio se detectaron en menos de 3% de las muestras. Estas sustancias químicas no son prevalentes en la isla; por tanto, es limitado el potencial para que las personas entren en contacto con ellas. Escandio, itrio y zirconio se detectaron con una frecuencia mucho mayor. Pero estos elementos están presentes en concentraciones dentro de las gamas en las cuales ocurren naturalmente en el suelo de los Estados Unidos (consulte el Cuadro 2). El hecho que no existe bibliografía científica sobre los efectos para la salud de estos elementos podría sugerir que nadie ha determinado que la exposición a estas sustancias químicas es nociva. Por tanto, dado la exposición limitada a algunas de estas sustancias químicas y la aparente falta de una relación de exposición de la salud con las otras, estas sustancias químicas no se analizan en mayor detalle en esta evaluación de la salud pública.

C. Evaluación de la Salud Pública

Pregunta 1: ¿ Están los residentes de Vieques expuestos a niveles nocivos de sustancias químicas en el suelo en Vieques?

No. Los niveles de metales y otras sustancias químicas detectados en Vieques son demasiado bajos para constituir un motivo de preocupación de salud para adultos y niños mediante la ingestión casual o el contacto cutáneo con el suelo. De los metales detectados en el suelo en Vieques, solo siete (arsénico, cadmio, cromo, hierro, manganeso, plomo y vanadio) se detectaron por encima de valores de comparación (consulte el Cuadro 9). Al cabo de evaluaciones detalladas de estos siete metales, así como el mercurio, la ATSDR concluyó que todas las sustancias químicas detectadas en el suelo en Vieques se encontraron en concentraciones demasiado bajas para constituir una preocupación de salud para toda persona que incidentalmente ingiere o entra en contacto con el suelo.

Exposición a partir de la ingestión incidental de suelo en Vieques

Para la exposición mediante la ingestión incidental, la ATSDR derivó dosis de exposición conservadoras para los metales detectados por encima de los valores de comparación mediante el empleo de concentraciones máximas en la ecuación mencionada en la sección Métodos empleados para evaluar la salud pública (IV.B) y mediante la comparación de dosis de exposición estimadas a valores de pautas sanitarias estándar (NMR y RfD). Consulte la Figura 10 sobre las ubicaciones de las detecciones máximas de estos metales. La siguiente tabla contiene las dosis previstas para seis de los siete metales detectados por encima de los valores de comparación (consulte el Cuadro 9). El plomo no se incluyó en la tabla porque no existe una pauta sanitaria oral para este elemento.

* La exposición estimada excede la pauta sanitaria; no obstante, una dosis de exposición que es más alta que el NMR o la RfD no necesariamente produce efectos nocivos para la salud. Estos metales se evalúan en mayor detalle en esta sección de la evaluación de la salud pública.

Con el uso de la concentración máxima detectada, las dosis de exposición resultantes para todos los metales se encontraron por debajo de las pautas sanitarias conservadoras para la exposición oral de adultos --lo cual indica que todas las sustancias químicas detectadas en Vieques se encuentran en concentraciones demasiado bajas para constituir una preocupación de salud para adultos. Las dosis de exposición para niños se encontraron por encima de pautas sanitarias para todos los metales. No obstante, dosis de exposición calculadas más altas que las pautas sanitarias no significan automáticamente que se manifestarán efectos nocivos para la salud. En cambio, indican que la ATSDR debe examinar en mayor detalle los niveles de efectos nocivos informados en la bibliografía científica y examinar más exhaustivamente el potencial de exposición.

Las siguientes sesiones detallan las evaluaciones de la exposición realizadas por la ATSDR a partir de la ingestión incidental de arsénico, cadmio, cromo, hierro, plomo, manganeso y vanadio—todos encontrados en el suelo en Vieques. A pesar de que el mercurio no posee un valor de comparación o pauta sanitaria, se cuenta con información toxicológica y epidemiológica. Por tanto, se evaluó también el mercurio en mayor detalle con el uso de información del perfil toxicológico.

¿Están los residentes expuestos a niveles nocivos de arsénico en el suelo?

No. La exposición de los adultos a partir de la ingestión incidental de arsénico en el suelo en Vieques no se prevé que producirá efectos nocivos para la salud; la dosis de exposición estimada es inferior a la pauta sanitaria conservadora. De igual modo, dado que la dosis de exposición estimada se encuentra por debajo de los niveles que producen efectos para la salud documentados en la bibliografía toxicológica, no se prevé que la exposición en la infancia produzca efectos nocivos para la salud. La exposición en la infancia se evalúa en mayor detalle en esta sección después de una descripción breve de las diferentes formas del arsénico, sus usos, destino y transporte en el cuerpo y los presuntos efectos para la salud.

El arsénico se encuentra presente naturalmente en el suelo y en muchos tipos de rocas; está ampliamente distribuido en la corteza de la Tierra. La mayoría de los compuestos del arsénico no tienen aroma o sabor distintivo. En el medio ambiente el arsénico se combina generalmente con otros elementos como oxígeno, cloro y azufre. Cuando se combina con estos elementos el arsénico se denomina arsénico inorgánico. Cuando se combina con carbono e hidrógeno se denomina arsénico orgánico. Las formas orgánicas del arsénico son generalmente menos dañinas que las formas inorgánicas (ATSDR 2000a). Para proteger a la salud pública durante la evaluación, todo el arsénico detectado en Vieques se consideró que se encontraba en la forma inorgánica más perjudicial. Por tanto, todos los niveles de efectos informados a partir de la bibliografía son a raíz de exposición a arsénico inorgánico.

En la actualidad, aproximadamente 90% de todo el arsénico producido comercialmente se utiliza para tratar madera a presión. Este elemento es también un componente de algunas municiones. Anteriormente, se utilizaba ampliamente como plaguicida; de hecho, algunos compuestos de arsénico orgánico aún se utilizan en plaguicidas. Otros usos importantes del comprenden baterías de auto de plomo-ácido, semiconductores y diodos fotoemisores.

La ingestión incidental de suelo contaminado con arsénico es una manera por la cual el arsénico puede ingresar al cuerpo. Una vez que se encuentra en el cuerpo, el hígado modifica parte del arsénico y lo convierte a una forma orgánica menos perjudicial. Tanto las formas inorgánica como orgánica de arsénico abandonan el cuerpo en la orina. Los estudios han demostrado que 45%-85% del arsénico se elimina en uno a tres días (Buchet et al. 1981a; Crecelius 1977; Mappes 1977; Tam et al. 1979b según se cita en ATSDR 2000a); no obstante, parte permanecerá durante varios meses o más.

El arsénico inorgánico es un veneno que puede provocar la muerte si se ingiere en dosis grandes (por ejemplo, 2 a 121 mg/kg/día). La ingestión de niveles inferiores puede ocasionar irritación estomacal e intestinal o producción disminuida de glóbulos rojos y blancos. La exposición oral a largo plazo (es decir la ingestión) de arsénico inorgánico puede resultar en el oscurecimiento de la piel y la aparición de callos o verrugas pequeños en las palmas, plantas de los pies y el torso. Los efectos para la salud previstos de la exposición a concentraciones altas de arsénico orgánico son inciertos, pero podrían incluir daño nervioso o irritación estomacal. El Departamento de Salud y Servicios Sociales de los Estados Unidos, el Centro Internacional de Investigaciones sobre el Cáncer (CIIC), el Programa Nacional de Toxicología (PNT) y la EPA han determinado de manera independiente que el arsénico es carcinógeno para las personas.

No se prevé que la exposición diaria a la concentración máxima de arsénico durante 70 años produzca efectos dañinos para la salud de adultos residentes en Vieques porque la dosis de exposición resultante es demasiado baja para constituir una preocupación de salud (es decir, por debajo de pautas sanitarias conservadoras, consulte la Tabla 3). La exposición durante toda una vida a la concentración máxima de arsénico en el suelo de Vieques tampoco resultará en un aumento en los casos de cáncer porque la dosis prevista durante la vida (0.000051 mg/kg/día) a partir de la exposición a la concentración máxima de arsénico es más baja que el nivel más conservador que produce efectos cancerígenos (NEC; es decir cáncer del pulmón que resulta de la exposición a 0.0011 mg/kg/día de arsénico en el agua).

La exposición durante la infancia al arsénico se evaluó en mayor detalle con el uso de un caso hipotético de exposición más realista—una concentración media para calcular una dosis de exposición. Al utilizar una concentración media, la ATSDR puede estimar una exposición más probable. Con el uso de la misma ecuación y presunciones utilizadas anteriormente en la comparación de pautas sanitarias, pero substituyendo la concentración de arsénico media (8.91 ppm) para la concentración máxima, la dosis de exposición calculada para niños es 0.00018 mg/kg/día. La ATSDR luego comparó esta presunta exposición a niveles que producen efectos sanitarios reales en la bibliografía toxicológica y epidemiológica (ATSDR 2000a).

La pauta sanitaria oral se basa en un estudio en el cual se expuso a las personas a arsénico en una dosis de 0.0008 mg/kg/día durante más de 45 años. No se observaron efectos adversos para la salud. Algunos de los otros estudios describen efectos menos graves para la salud (por ejemplo, fatiga, jaquecas, mareos, insomnio, pesadillas y entumecimiento) a partir de la exposición a 0.005 mg/kg/día de arsénico y efectos graves para la salud (por ejemplo, prevalencia mayor de enfermedad cerebrovascular e infarto cerebral) como consecuencia de exposición a largo plazo a 0.002 mg/kg/día de arsénico. Todos estos niveles de exposición, incluido el nivel en el que no se observan efectos adversos de 0.0008 mg/kg/día, son más altos que los niveles previstos como resultado de la exposición durante la infancia a concentraciones de arsénico detectadas en el suelo en Vieques.

La mayor parte de los datos disponibles se centran en la exposición a arsénico en adultos, pero los niños algunas veces son más susceptibles que los adultos a los efectos para la salud. Cierta información sugiere que el metabolismo del arsénico en los niños es menos eficaz que en los adultos; de manera que los niños tal vez no conviertan tanto arsénico inorgánico a la forma orgánica menos perjudicial (Concha et al. 1998b según se cita en ATSDR 2000a). Consulte la sección Iniciativa en pro de la Salud Infantil de esta evaluación específica de la salud para obtener una descripción breve sobre la mayor susceptibilidad posible de los niños ante la exposición al arsénico.

Cabe destacar que la exposición al arsénico se basa en niveles detectados en el suelo en la ZIC y cerca del Aeropuerto Municipal de Vieques. Las muestras tomadas en la zona residencial no fueron suficientemente sensibles para detectar los niveles bajos de arsénico que probablemente existen en Vieques. Las concentraciones en el suelo máximas y medias utilizadas para calcular las dosis de exposiciones se basan en muestras tomadas en zonas con acceso restringido para residentes y visitantes y, de tal modo, estos últimos no están expuestos a dichos niveles de arsénico a diario. La mayor parte de los datos (39 de 41 detecciones) provienen de la ZIC, y como se observa en la Sección III.C, los suelos de la ZIC han sido influenciados por actividades de entrenamiento de la Marina y contienen niveles elevados de arsénico. En consecuencia, al incorporar estas presunciones conservadoras, las dosis de exposición calculadas se basaron en un presunto caso pesimista.

Por otra parte, la mayor parte de la información disponible sobre el arsénico proviene de estudios epidemiológicos en los cuales seres humanos bebieron agua contaminada. Cuando está presente en el agua, el arsénico es fácilmente absorbido por el cuerpo y se considera que posee una biodisponibilidad de 100%, pero la biodisponibilidad del arsénico en el suelo es mucho más baja (se estima de 3% a 50%; Rodriguez et al. 1999; Ruby et al. 1996, 1999 según se cita en ATSDR 2000a). Por lo tanto, solo una parte del arsénico en el suelo se prevé que será fácilmente absorbida en el cuerpo humano. No obstante, dicho esto, todas las evaluaciones de la ATSDR consideraron una biodisponibilidad de 100% del arsénico en el suelo.

Sobre la base de lo antes mencionado, la ATSDR concluye que los niveles de arsénico encontrados en el suelo no producirán efectos nocivos para la salud de adultos o niños que podrían incidentalmente ingerir suelo mientras viven en Vieques.

¿Están los residentes expuestos a niveles dañinos de cadmio en el suelo?

No. Dado que la dosis de exposición estimada se encuentra por debajo de la pauta sanitaria conservadora, no se prevé que la exposición de adultos a partir de la ingestión incidental de cadmio en el suelo en Vieques produzca efectos dañinos para la salud. De igual modo, dado que la dosis de exposición estimada para los niños se encuentra por debajo de niveles que producen efectos para la salud documentados en la bibliografía sobre toxicología, se prevé que la exposición en la infancia tampoco producirá efectos dañinos para la salud. La exposición durante la infancia se analiza en mayor detalle en esta sección después de una breve descripción del cadmio y sus usos, su destino y transporte en el cuerpo y presuntos efectos para la salud.

El cadmio es un elemento que se encuentra naturalmente en el suelo y las rocas en toda la corteza de la Tierra. No presenta aroma o sabor reconocible. A pesar de que en su forma pura es un metal plateado blanco, se encuentra generalmente como un mineral combinado con otros elementos como oxígeno, cloro o azufre. Se utiliza de manera generalizada en productos industriales y de consumo, incluidos baterías, pigmentos, recubrimientos de metales, plásticos y algunas aleaciones metálicas. Las municiones, los fertilizantes y los cigarrillos también contienen cadmio.

En términos generales, las principales fuentes de exposición al cadmio son a través del consumo de cigarrillos y, en un menor grado, la ingestión de alimentos contaminados con cadmio. La ingestión incidental de suelo que contiene cadmio puede hacer también que ingrese cadmio al cuerpo. Pero solo aproximadamente de 5 a 10% del cadmio ingerido es absorbido realmente por el cuerpo; la mayor parte se excreta en las heces (McLellan et al. 1978; Rahola et al. 1973 según se cita en ATSDR 1999b). El cadmio que es absorbido ingresa a los riñones y el hígado. Dado que solo pequeñas partes de cadmio abandonan el cuerpo lentamente, una vez absorbido, tiende a permanecer en el cuerpo durante años. El cuerpo modifica la mayor parte del cadmio a una forma que no es dañina, pero si se absorbe demasiado cadmio, el hígado y los riñones no pueden convertirlo completamente a la forma inocua (Goyer et al. 1989; Kotsonis y Klaassen 1978; Sendelbach y Klaassen 1988 según se cita en ATSDR 1999b).

La mayor parte de la investigación disponible sobre los efectos para la salud de la exposición al cadmio proviene de estudios en animales. Muy pocas personas están realmente expuestas a niveles altos de cadmio y la exposición a largo plazo es difícil de determinar habida cuenta de los otros muchos factores que intervienen en la exposición humana. La investigación disponible ha demostrado que la ingestión de niveles altos de cadmio irrita gravemente el estómago. La ingestión de niveles más bajos de cadmio en un período prolongado puede producir la acumulación de la sustancia en los riñones, dañando de esta manera los riñones y contribuyendo posiblemente a la fragilidad de los huesos.

Estudios de cadmio en personas y animales no han identificado un aumento en los casos de cáncer; no obstante, es necesario realizar más investigación antes de llegar a una conclusión definitiva sobre si el cadmio provoca o no cáncer. Como enfoque conservador, el CIIC ha determinado que el cadmio es carcinogénico para los seres humanos. El Departamento de Salud y Servicios Sociales anticipa razonablemente que el cadmio es carcinogénico. La EPA ha determinado que cuando se inhala, el cadmio es un presunto agente carcinógeno humano.

Como se muestra en la Tabla 3, dado que la dosis de exposición resultante se encuentra por debajo de pautas sanitarias conservadoras, no se prevé que la exposición diaria a la concentración máxima de cadmio durante 70 años produzca efectos dañinos para la salud de adultos residentes en Vieques. Tampoco se prevé que la exposición durante toda la vida a la concentración máxima de cadmio en Vieques produzca un aumento en los casos de cáncer porque la dosis prevista para la vida (0.000045 mg/kg/día) es inferior al NEC (tasas incrementadas de adenomas de próstata se manifestaron en ratas a partir de la exposición a 3.5 mg/kg/día de cadmio en los alimentos).

La exposición en la infancia al cadmio se evaluó en más detalle con el uso de la concentración media, que constituye una mejor representación de las exposiciones reales, para calcular una dosis de exposición. Con el uso de la misma ecuación y las presunciones descritas anteriormente, con la concentración media de cadmio (1.6 ppm) en lugar de la concentración máxima, la dosis de exposición calculada para los niños es 0.000032 mg/kg/día. La ATSDR luego comparó esta exposición presunta a niveles que producen efectos para la salud en la bibliografía toxicológica y epidemiológica (ATSDR 1999b).

La pauta sanitaria oral se basa en un estudio en el cual no se notificaron efectos adversos para la salud de personas expuestas a 0.0021 mg/kg/día de cadmio en los alimentos durante el transcurso de la vida. Otro estudio que incluye a personas describe efectos graves para la salud (lesiones intersticiales de la túbula renal) como causa de la exposición a 0.0078 mg/kg/día de cadmio en el medio ambiente durante más de 25 años. Los niveles notificados, incluido el NSENO de 0.0021 mg/kg/día, son dos órdenes de magnitud más altas que los niveles previstos como resultantes de la exposición en la infancia a concentraciones de cadmio detectadas en el suelo de Vieques.

Es escasa la información buena disponible para documentar los efectos para la salud humana a partir de la exposición al cadmio, y virtualmente nada se concentra en exposiciones en niños. Los niños algunas veces son más susceptibles que los adultos a los efectos para la salud. La investigación disponible en animales indica que animales más jóvenes absorben más cadmio que adultos y son más susceptibles a una pérdida ósea y densidad ósea disminuida que los adultos. Consulte la Sección Iniciativa en pro de la Salud Infantil de esta evaluación específica de la salud para obtener una descripción breve sobre la mayor susceptibilidad de los niños por exposición al cadmio.

Cabe destacar que la exposición al cadmio se basa en niveles detectados en el suelo en la ZIC. Las muestras tomadas en la zona residencial no fueron suficientemente sensibles para detectar los niveles bajos de cadmio que probablemente existen en Vieques. Las concentraciones en el suelo máximas y medias utilizadas para calcular dosis de exposiciones se basan en muestras tomadas en una zona con acceso restringido para residentes y visitantes y, de tal modo, estos últimos no están expuestos a dichos niveles de cadmio a diario. Del mismo modo, como se observa en la Sección III.C, los suelos de la ZIC han sido influenciados por actividades de entrenamiento de la Marina y contienen niveles elevados de cadmio. En consecuencia, al incorporar estas presunciones conservadoras, las dosis de exposición calculadas se basaron en un presunto caso pesimista.Cabe destacar también que solo dos de 28 detecciones de cadmio fueron superiores al valor de comparación de la ATSDR (consulte el Cuadro 9). Esto indica que la mayoría de las concentraciones se detectaron a niveles que no constituyeron preocupación de salud.

En consecuencia, la ATSDR no prevé que la exposición a niveles de cadmio encontrados en el suelo producirán efectos dañinos para la salud de adultos o niños que incidentalmente podrían ingerir suelo mientras viven en Vieques.

¿Están los residentes expuestos a niveles dañinos de cromo en el suelo?

No. No se prevé que la exposición de adultos a partir de la ingestión incidental de cromo en el suelo de Vieques produzca efectos dañinos para la salud; la dosis de exposición estimada es inferior a la pauta sanitaria conservadora. Tampoco se prevé que la exposición durante la infancia produzca efectos dañinos para la salud porque la dosis de exposición estimada es inferior a los niveles que producen efectos para la salud documentados en la bibliografía sobre toxicología. La exposición durante la infancia se analiza en mayor detalle en esta sección después de una breve descripción de las diferentes formas del cromo, sus usos, su destino y transporte en el cuerpo y presuntos efectos para la salud.

El cromo está presente naturalmente en rocas, suelo, polvo volcánico y plantas. Se encuentra en tres formas principales: cromo 0, cromo III (cromo trivalente) y cromo (VI) (cromo hexavalente). El cromo III es un elemento natural en el medio ambiente y es un nutriente esencial requerido por el cuerpo para promover el uso de azúcar, proteína y lípidos. También se utiliza en el recubrimiento de ladrillos para hornos industriales de alta temperatura, la fabricación de metales y aleaciones y compuestos químicos. El cromo VI y el cromo 0 son el resultado de procesos industriales. El cromo 0 es un sólido gris acero utilizado principalmente para fabricar acero y otras aleaciones. Combinaciones de cromo III y VI se utilizan para el baño en cromo, fabricación de tintes y pigmentos, curtido de cueros, preservación de madera, perforación de ciénagas, inhibidores del óxido y la corrosión, textiles, y tóner para fotocopiadoras. El cromo es también un componente de algunas municiones y sus compuestos no tienen aroma o sabor identificable.

La ingestión incidental de suelo contaminado con cromo puede provocar el ingreso del cromo al cuerpo. El cromo VI se absorbe más fácilmente que el cromo III, pero una vez dentro del cuerpo, el cromo VI se convierte en cromo III. La mayor parte del cromo ingerido se excreta en las heces en unos pocos días y nunca ingresa al flujo sanguíneo. Solo una cantidad muy pequeña (0.4 a 2.1%) puede atravesar las paredes del intestino e ingresar al torrente sanguíneo (Anderson et al. 1983; Anderson 1986; Donaldson y Barreras 1996 según se cita en ATSDR 2000b).

El cromo VI es más nocivo que el cromo III, un nutriente esencial requerido por el cuerpo. El Consejo Nacional de Investigaciones recomienda para los adultos el consumo de 50-200 µg de cromo III por día y ha establecido niveles de consumo diarios adecuados e inocuos de 10-80 µg para niños (NRC 1989 según se cita en ATSDR 2000b). No se prevé que la ingestión de cantidades pequeñas de cromo III y VI produzca efectos dañinos para la salud; no obstante, se ha demostrado que la ingestión de cantidades considerables provoca malestar estomacal, úlceras, convulsiones, lesiones del hígado y los riñones o incluso la muerte (como resultado de una ingestión única de 7.5 ó 29 mg/kg/día de cromo VI).

Cuando se inhala, el cromo VI es un agente carcinógeno conocido para las personas; la exposición al cromo VI en el aire se ha vinculado con un aumento en el cáncer del pulmón. El Departamento de Salud y Servicios Sociales ha determinado que ciertos compuestos de cromo VI son agentes carcinógenos conocidos para las personas. El CIIC ha determinado que el cromo VI es un agente carcinógeno para las personas y el cromo 0 y el cromo III no son clasificables en cuanto a su carcinogenicidad. La EPA ha determinado que el cromo VI en el aire es carcinógeno pero las pruebas no son concluyentes para determinar si el cromo VI y el cromo III en los alimentos y el agua son carcinógenos para las personas.

A pesar de que parte del cromo detectado en Vieques o todo el cromo podría ser cromo III, un nutriente esencial, como un enfoque conservador para la evaluación de la salud, la ATSDR consideró que todo el cromo era el más nocivo cromo VI. Por tanto, todos los niveles que producen efectos para la salud sobre los que se informa en la bibliografía son por exposición al cromo VI.

Como se muestra en la Tabla 3, dado que la dosis de exposición resultante es inferior a pautas sanitarias conservadoras, no se prevé que la exposición diaria a la concentración máxima de cromo durante 70 años produzca efectos dañinos para la salud de los adultos residentes en Vieques. Tampoco se prevé que la exposición a partir de la ingestión incidental de suelo contaminado con cromo produzca un aumento en los casos de cáncer; los datos científicos disponibles sugieren que la exposición oral al cromo no producirá cáncer. Estudios en animales que incluyen la ingestión de cromo no han determinado datos concluyentes sobre la carcinogenicidad.

La exposición en la infancia al cromo se evaluó en más detalle con el uso de la concentración media, la cual representa mejor exposiciones reales, para calcular una dosis de exposición. Con la misma ecuación y las presunciones descritas anteriormente, con la concentración media de cromo (58.2 ppm) en lugar de la concentración máxima, la dosis de exposición calculada para los niños es 0.0012 mg/kg/día. La ATSDR luego comparó esta exposición presunta a niveles reales que producen efectos para la salud en la bibliografía toxicológica y epidemiológica (ATSDR 2000b).

La pauta sanitaria oral se basa en un estudio en el cual no se informaron efectos adversos para la salud de animales expuestos a 2.5 mg/kg/día de cromo VI en el agua potable. El único estudio en personas a largo plazo documentado en la bibliografía notificó efectos menos graves para la salud (úlceras bucales, diarrea, dolor abdominal, indigestión, vómitos, leucocitosis y neutrófilos inmaduros) a partir de la exposición al cromo VI en el medio ambiente en una dosis de exposición de 0.57 mg/kg/día. Estos niveles de exposición son dos y tres órdenes de magnitud más altos que las dosis previstas de la exposición durante la infancia a concentraciones de cromo detectadas en el suelo de Vieques.

Una cantidad limitada de información está disponible sobre la toxicidad del cromo en los niños y la mayor parte de los mencionados datos incluyen casos en los cuales los niños ingirieron dosis letales de cromo VI. Los niños algunas veces son más susceptibles que los adultos a los efectos para la salud, pero se desconoce si esto es verdad en el caso del cromo. Un estudio con animales informó que más cromo III ingresó al cuerpo de recién nacidos que adultos (Sullivan et al. 1984 según se cita en ATSDR 2000b). Si bien los niños necesitan cantidades pequeñas de cromo III para el crecimiento y el desarrollo normal, se desconoce si esto es verdad para el cromo VI.

Cabe destacar que solo 10 veces de 463 detecciones se identificó cromo por encima del valor de comparación de la ATSDR (consulte el Cuadro 9). Esto indica que la gran mayoría de las concentraciones se detectaron a niveles que no constituyen una preocupación de salud.

La ATSDR concluye que la exposición a niveles de cromo encontrados en el suelo de zonas residenciales no producirá efectos dañinos para la salud de adultos o niños que incidentalmente podrían ingerir suelo mientras viven en Vieques.

¿Están los residentes expuestos a niveles dañinos de hierro en el suelo?

No. No se prevé que la exposición de adultos a partir de la ingestión incidental de hierro en el suelo de Vieques produzca efectos dañinos para la salud; la dosis de exposición estimada es inferior a la pauta sanitaria conservadora. De igual modo, no se prevé que la exposición durante la infancia produzca efectos dañinos para la salud porque el consumo diario estimado se encuentra por debajo de los niveles conocidos que producen intoxicación en los niños. La exposición durante la infancia se analiza en mayor detalle en esta sección después de una breve descripción del hierro, sus usos en el cuerpo y las ingestiones recomendadas.

El hierro es un elemento natural del medio ambiente. De hecho, por su peso es el cuarto elemento más abundante en la corteza de la Tierra (LANL 2001). La mena de hierro más común es la hematita, la cual puede verse con frecuencia como arena negra en playas y bancos en cursos de agua. Como metal puro, el hierro es muy reactivo desde el punto de vista químico y se corroe rápidamente, especialmente en aire húmedo o a altas temperaturas. Es duro y quebradizo y generalmente se combina con otros metales para formar aleaciones, incluido el acero. El hierro es un componente de algunas municiones.

Se trata también de un mineral importante que contribuye al mantenimiento de las funciones vitales básicas. Se combina con proteínas y cobre para formar hemoglobina, la cual transporta oxígeno en la sangre desde los pulmones a otras partes del cuerpo, incluido el corazón. También ayuda en la formación de mioglobina, la cual suministra oxígeno a los tejidos musculares (ANR 2000). Si la cantidad de hierro no es suficiente, el cuerpo no puede producir suficiente hemoglobina o mioglobina para mantener la vida. La ingesta recomendada por la Academia Nacional de Ciencias es 10 mg/día para niños, hombres adultos y adultos mayores de 50 años de edad; 15 mg/día para mujeres menores de 50 años y 30 mg/día para mujeres embarazadas (FDA 1997). La ingesta diaria de referencia de la Administración de Alimentos y Medicamentos de los Estados Unidos (FDA) para el hierro es 18 mg/día (Kurtzweil 1993).

Como se muestra en la Tabla 3, dado que la dosis de exposición resultante es inferior a pautas sanitarias conservadoras, no se prevé que la exposición diaria a la concentración máxima de hierro durante 70 años produzca efectos dañinos para la salud de personas adultas residentes en Vieques.

Intoxicación aguda por hierro se ha notificado en niños menores de 6 años de edad que han accidentalmente recibido una sobredosis de complementos que contienen hierro para adultos. De acuerdo con la FDA, dosis mayores a 200 mg por evento podrían intoxicar o matar a un niño (FDA 1997). Dosis de esta magnitud generalmente son el resultado de la ingestión por parte de niños de píldoras de hierro y no de la ingestión incidental de hierro en el suelo.

En general, no se considera que el hierro produzca efectos perjudiciales para la salud con excepción de su ingestión en dosis extremadamente grandes, como es el caso de una ingestión accidental de medicamentos. Por tanto, la bibliografía toxicológica y epidemiológica es limitada. En comparación, la ATSDR calculó un consumo diario a partir de la exposición a la concentración media de hierro en el suelo (45,600 ppm) con el empleo de una ecuación modificada para la dosis descrita en la Sección Métodos empleados para evaluar la salud pública (IV.B) (Dosis = Conc. x TI). La exposición al hierro en el suelo aumentará el consumo diario de hierro de un niño en 4.56 mg/día. La ingesta diaria media de hierro en el régimen alimentario es aproximadamente 11-13 mg/día para niños de 1 a 8 años de edad y 13-20 mg/día para adolescentes de 9 a 18 años de edad (NAS 2001). En consecuencia, los aumentos diarios en el consumo (a partir de la ingesta accidental de suelo de Vieques) es improbable que haga que la dosis diaria de un niño exceda niveles que se sabe inducen la intoxicación (por ejemplo, >200 mg/evento). Además, el cuerpo utiliza un mecanismo homeostático para mantener las cargas de hierro a un nivel constante a pesar de variaciones en el régimen alimentario (Eisenstein y Blemings 1998).

Por tanto, sobre la base de lo antes mencionado, la ATSDR concluye que la exposición a niveles de hierro encontrados en el suelo de zonas residenciales no producirá efectos nocivos para la salud de adultos o niños que incidentalmente podrían ingerir suelo mientras viven en Vieques.

¿Están los residentes expuestos a niveles dañinos de plomo en el suelo?

No. No se prevé que las exposiciones de adultos y niños a partir de la ingestión incidental de plomo produzcan efectos dañinos para la salud; las dosis de exposición estimadas se encuentran por debajo de los niveles que producen efectos para la salud documentados en la bibliografía toxicológica y el nivel estimado de plomo en sangre es inferior a la pauta sanitaria de los CDC. Estas exposiciones se analizan en mayor detalle en esta sección después de una breve descripción del plomo y sus usos, su destino y transporte en el cuerpo y presuntos efectos para la salud.

El plomo es un metal de color gris azulado que se encuentra naturalmente en cantidades pequeñas en la corteza de la Tierra. La detección de grandes cantidades generalmente es el resultado de actividades humanas. Este metal no tiene sabor o aroma distinguible; puede existir en forma metálica o combinarse con otras sustancias químicas para formar compuestos de plomo o sales. El plomo se utiliza en la producción de baterías, municiones, productos metálicos y glaseados para cerámica y pinturas. Se utiliza también en diferentes equipos médicos (por ejemplo, protecciones contra la radiación para evitar los rayos X y monitores de fetos), científicos (por ejemplo, circuitos electrónicos) y militares (por ejemplo, en paletas de motores a reacción con turbinas y sistemas de seguimiento militar). Anteriormente, algunos compuestos de plomo se utilizaron en la gasolina a fin de aumentar la calificación de octanos. Su uso se discontinuó en la década de los años ochenta y esto llevó a que se prohibiera la gasolina con plomo en 1996.

La ingestión incidental de plomo posibilitará que cierta cantidad de plomo ingrese al cuerpo y el torrente sanguíneo. La cantidad de plomo que ingresa al cuerpo depende de la edad de la persona y cuándo ingirió alimentos por última vez. La cantidad de plomo que ingresará a la sangre de niños es mayor en comparación con los adultos (Alexander et al. 1974; Blake et al. 1983; James et al. 1985; Rabinowitz et al. 1980; Ziegler et al. 1978 según se cita en ATSDR 1999c). Cuando personas que habían comido recientemente ingirieron suelo casualmente, la absorción de plomo fue del orden de 2.5%. Por otra parte, cerca de 26% del plomo ingresó al torrente sanguíneo de personas con estómagos vacíos (Maddaloni et al. 1998 según se cita en ATSDR 1999c). En unas pocas semanas, 99% de la cantidad de plomo absorbido por adultos abandonará el cuerpo en la orina o las heces (Rabinowitz et al. 1977 según se cita en ATSDR 1999c), mientras que solo aproximadamente 68% del plomo que ingresa en el organismo de niños se eliminará (Ziegler et al. 1978 según se cita en ATSDR 1999c). Una vez en el cuerpo, el plomo llegará a tejidos blandos, como el hígado, los riñones, los pulmones, el cerebro, el bazo, los músculos y el corazón. Después de muchas semanas de exposición continua, la mayor parte del plomo se desplaza del tejido blando a los huesos y los dientes. En los adultos, aproximadamente 94% de la cantidad total de plomo en el cuerpo puede encontrarse en los huesos. En los niños, aproximadamente 73% del plomo en el cuerpo se almacena en los huesos (Barry 1975 según se cita en ATSDR 1999c).

Tanto en adultos como en niños, el plomo afecta principalmente el sistema nervioso, lo cual produce rendimiento reducido o debilidad en los dedos, muñecas y tobillos. La exposición a niveles altos de plomo puede dañar gravemente el cerebro y los riñones y producir pérdidas del embarazo en mujeres. No existen datos concluyentes que el plomo produce cáncer en las personas. Aun así, algunas pruebas en animales han demostrado que pueden desarrollarse tumores en riñones si se administran dosis altas de plomo a animales (27-371 mg/kg/día). El Departamento de Salud y Servicios Sociales ha determinado que puede anticiparse razonablemente que el acetato de plomo y el fosfato de plomo produzcan cáncer. La EPA clasifica al plomo como una presunta sustancia carcinógena para las personas.

A pesar de que no se cuenta con una pauta sanitaria para el plomo, se posee información toxicológica y epidemiológica. Por tanto, la exposición al plomo se evaluó en detalle tanto para adultos como para niños. La concentración media de plomo (17.1 ppm) conjuntamente con las presunciones enumeradas se utilizaron en la ecuación que se describe en la sección Métodos empleados para evaluar la salud pública (IV.B). Las dosis de exposición calculadas son 0.000024 mg/kg/día para adultos y 0.00034 mg/kg/día para niños. La ATSDR luego comparó estas exposiciones presuntas a niveles reales que producen efectos para la salud informados en la bibliografía toxicológica y epidemiológica (ATSDR 1999c).

En los pocos estudios agudos e intermedios en personas, efectos para la salud menos serios (actividad reducida de dehidratasa del ácido aminolevulínico y porfirina incrementada de glóbulos rojos) resultaron de exposición a 0.01 a 0.03 mg/kg/día de plomo en cápsulas. Los efectos para la salud de la exposición crónica al plomo no se han documentado en las personas. No se observaron efectos adversos en animales expuestos crónicamente a 0.57-27 mg/kg/día de plomo. Estos niveles notificados que producen efectos para la salud son varias órdenes de magnitud más altos que los niveles previstos de la exposición a concentraciones de plomo detectadas en el suelo en Vieques.

Cabe destacar también que solo se detectó plomo por encima del nivel de examen del suelo de la EPA para zonas recreativas en 2 de 463 detecciones (consulte el Cuadro 9). Esto indica que la amplia mayoría de las concentraciones se detectaron a niveles inferiores a los que constituyen motivo de preocupación de salud.

Del mismo modo, para evaluar incrementos presuntos en casos de cáncer a partir de la exposición a plomo, la ATSDR comparó la dosis de exposición durante la vida de adultos a los NEC informados en la bibliografía. Tres estudios a largo plazo en animales describieron adenomas tubulares renales y carcinomas cuando los animales consumieron alimentos o agua con 27 a 371 mg/kg/día de plomo. Pero habida cuenta de las dosis altas de plomo utilizadas, la ATSDR advierte contra el uso de estos estudios en animales para predecir si el cáncer realmente ocurrirá en las personas. Aun así, estas dosis son mucho más altas que las dosis previstas a partir de la exposición durante toda la vida a la concentración máxima de plomo en el suelo de Vieques.

Los niños son más susceptibles que los adultos a la intoxicación por plomo. Dado que sus cuerpos tienden a absorber más plomo que los cuerpos de los adultos, los niños experimentan efectos más graves para la salud a dosis más bajas. A fin de agregar una perspectiva sobre la posibilidad de efectos dañinos para la salud, la ATSDR también determinó el nivel de plomo en sangre que se anticipa resultará de exposición al plomo en el suelo de Vieques con el uso de la fórmula descrita en la sección Métodos empleados para evaluar la salud pública (IV.B). La exposición a la concentración media del suelo se estima que producirá niveles de plomo en sangre que oscilan entre 0.067 to 0.17 µg/dl--muy por debajo del nivel de preocupación de los CDC (10 µg/dl).

Por estas razones, la ATSDR no prevé que la exposición a niveles de plomo encontrados en el suelo de zonas residenciales producirá efectos nocivos para la salud de adultos o niños que incidentalmente podrían ingerir suelo mientras viven en Vieques.

¿Están los residentes expuestos a niveles dañinos de manganeso en el s?

No. No se prevé que la exposición de adultos a partir de la ingestión incidental de manganeso en el suelo de Vieques produzca efectos dañinos para la salud; la dosis de exposición estimada se encuentra es inferior a la pauta sanitaria conservadora. Tampoco se prevé que la exposición durante la infancia produzca efectos perjudiciales para la salud porque la dosis de exposición estimada se encuentra por debajo de los niveles que producen efectos en la salud según se documenta en la bibliografía toxicológica. La exposición durante la infancia se analiza en mayor detalle en esta sección después de una breve descripción del manganeso y sus usos, su destino y transporte en el cuerpo y presuntos efectos para la salud.

El manganeso se encuentra naturalmente en muchos tipos de rocas y comprende aproximadamente 0.1% de la corteza de la Tierra (ATSDR 2000c). El manganeso puro es un metal de color plata; no obstante, no está presente en el medio ambiente como metal puro. Generalmente se combina con otros metales (por ejemplo, oxígeno, azufre y cloro) para formar compuestos y no posee sabor o aroma distintivo. Los compuestos de manganeso se minan y utilizan para producir metal de manganeso, el cual se combina con el hierro para crear varios tipos de acero. Algunos compuestos de manganeso se utilizan en la producción de baterías, complementos dietéticos y como ingredientes en cerámicas, plaguicidas y fertilizantes. El manganeso es también un componente en algunas municiones. Por otra parte, está presente en muchos alimentos, incluidos granos y cereales y té en concentraciones altas.

El manganeso es un oligoelemento esencial necesario para que el cuerpo descomponga aminoácidos y produzca energía. La ingestión incidental de suelo con manganeso puede permitir el ingreso de manganeso en el cuerpo. No obstante, la mayor parte del manganeso se excreta en las heces. Aproximadamente 3% a 5% del manganeso es absorbido por el cuerpo cuando se ingiere (Davidsson et al. 1988, 1989; Mena et al. 1969 según se cita en ATSDR 2000c). En general, el cuerpo de las personas contiene cantidades pequeñas de manganeso. En circunstancias normales, la cantidad es regulada de manera que el cuerpo no tiene una cantidad excesivamente alta o excesivamente baja (EPA 1984a según se cita en ATSDR 2000c). Por ejemplo, si se consumen cantidades importantes de manganeso, se excretarán cantidades grandes. La cantidad total de manganeso en el cuerpo tiende a permanecer igual incluso cuando se expone a niveles más altos que los usuales. Aun así, si se ingiere demasiado manganeso, el cuerpo tal vez no pueda adaptarse y eliminar la cantidad adicional.

El consumo excesivo de manganeso puede producir debilidad, músculos rígidos, manos con temblores o afección nerviosa. Un estudio informó que las personas que bebían agua con concentraciones altas de manganeso y otras sustancias químicas experimentaron síntomas similares a los asociados con la afección conocida como manganismo (disturbios mentales y emocionales, y movimientos corporales lentos y torpes). Sin embargo, el manganismo es típicamente el resultado de la inhalación de niveles altos de polvo de manganeso en el aire. No existen datos contundentes sobre si consumir o beber demasiado manganeso puede producir síntomas de manganismo.

Como se muestra en la Tabla 3, dado que la dosis de exposición es inferior a pautas sanitarias conservadoras, no se prevé que la exposición diaria a la concentración máxima de manganeso durante 70 años produzca efectos dañinos para la salud de adultos residentes en Vieques.

En general no se ha estudiado a los niños en cuanto a los efectos para la salud de la exposición al manganeso. Los datos existentes indican que los niños experimentan efectos de toxicidad similares a los de los adultos. Aun así no se identificaron estudios que determinen si los niños son más o menos susceptibles al manganeso que los adultos. A pesar de que estudios en animales indican que los animales pequeños absorben y retienen más manganeso que los adultos, se desconoce el nivel de manganeso que requieren los niños para conservar la salud (ATSDR 2000c).

La exposición en la infancia al manganeso se evaluó en más detalle con el uso de una concentración media—la cual representa mejor exposiciones reales—para calcular una dosis de exposición. Con la misma ecuación y las presunciones descritas anteriormente, con la concentración media de manganeso (1,220 ppm) en lugar de la concentración máxima, la dosis de exposición calculada para los niños es 0.024 mg/kg/día.

La Junta de Alimentos y Nutrición del Consejo Nacional de Investigaciones determinó que 2-5 mg de manganeso/día para adultos constituye una "ingesta diaria estimada inocua y adecuada" (NRC 1989 según se cita en EPA 1998). La Organización Mundial de la Salud (OMS) concluyó que 2-3 mg/día es adecuado para adultos y 8-9 mg/día es "perfectamente seguro" (OMS 1973 según se cita en EPA 1998). Sobre la base de estos estudios, la EPA ha determinado que una dosis de referencia apropiada para el manganeso en alimentos es 10 mg/día, lo cual la EPA calculó a un NSENO de 0.14 mg/kg/día. En consecuencia, el nivel en el que no se observan efectos adversos es más alto que los niveles previstos como resultado de la exposición en la infancia a concentraciones de manganeso detectadas en el suelo de Vieques.

Por otra parte, el consumo diario a partir de la exposición a la concentración media de manganeso en el suelo se estimó con ecuación modificada para dosis descrita en la sección Métodos empleados para evaluar la salud pública (IV.B) (Dosis = Conc. x TI). La exposición al manganeso en el suelo aumentará el consumo diario normal de manganeso de un niño en los alimentos en 0.24 mg/día. Este aumento diario relativamente pequeño en el consumo de manganeso no aumentará probablemente la dosis diaria de un niño por encima de los niveles considerados inocuos por la OMS y la Junta de Alimentos y Nutrición del Consejo Nacional de Investigaciones. Pero esto depende completamente del consumo normal de manganeso de cada niño.

Cabe destacar que el manganeso solo se detectó una vez en 463 detecciones por encima del nivel de comparación (consulte el Cuadro 9). Esto indica que la gran mayoría de las concentraciones se detectaron a niveles que no constituyen motivo de preocupación de salud.

Sobre la base de lo mencionado anteriormente, la ATSDR concluye que la exposición a niveles de manganeso encontrados en el suelo de zonas residenciales no producirá efectos nocivos para la salud de adultos o niños que incidentalmente podrían ingerir suelo mientras viven en Vieques.

¿Están los residentes expuestos a niveles dañinos de mercurio en el suelo?

No. No se prevé que la exposición de adultos y niños a partir de la ingestión incidental de mercurio produzca efectos dañinos para la salud; las dosis de exposición estimadas son inferiores a los niveles que producen efectos para la salud documentados en la bibliografía toxicológica. Estas exposiciones se analizan en mayor detalle en esta sección después de una breve descripción de las formas del mercurio, sus usos, su destino y transporte en el cuerpo y presuntos efectos para la salud.

El mercurio se encuentra naturalmente en el medio ambiente en varias formas diferentes: mercurio metálico (conocido también como mercurio elemental), mercurio inorgánico y mercurio orgánico. El mercurio metálico es la forma pura del mercurio; se trata de un metal brillante, blanco plateado, líquido a temperatura ambiente. El mercurio inorgánico se forma cuando el mercurio metálico se combina con elementos como cloro, azufre u oxígeno. La mayoría de los compuestos de mercurio inorgánico son polvos blancos o cristales, con la excepción del sulfuro de mercurio, el cual es rojo (pero se torna negro con la exposición a la luz). Cuando el mercurio se combina con el carbono, se forman compuestos de mercurio orgánico. El mercurio orgánico más común es el metilmercurio, que en la forma pura es un sólido cristalino blanco. Microorganismos (bacterias y hongos) y procesos naturales pueden cambiar la forma en la que se encuentra el mercurio. El compuesto de mercurio orgánico más común generado mediante estos procesos es el metilmercurio.

El mercurio metálico se utiliza en termómetros, lámparas fluorescentes, barómetros, baterías y algunos interruptores eléctricos. Rellenos dentales plateados (amalgama) contienen en general aproximadamente 50% de mercurio metálico. Algunas personas que practican Espiritismo, Vudú, Palo Mayombe o Santería utilizan el mercurio metálico (comercializado como azogue en las botánicas) en sus rituales religiosos o étnicos. Varios funguicidas, antisépticos topicales, sustancias antibacterianas y tintes rojos contienen compuestos de mercurio inorgánico. Algunos compuestos de mercurio orgánico se han utilizado como agentes antifúngicos en pinturas y granos de semillas. El mercurio es también un componente de algunas municiones.

Las diferentes formas del mercurio se absorben y distribuyen de diversas maneras en el cuerpo.

• Cuando cantidades pequeñas de mercurio metálico se ingieren incidentalmente, solo aproximadamente 0.01% del mercurio ingresará al cuerpo por el estómago o los intestinos (Sue 1994; Wright et al. 1980 según se cita en ATSDR 1999a). Se puede absorber más si la persona padece una afección del tracto gastrointestinal. La cantidad pequeña de mercurio metálico que ingresa al cuerpo se acumulará en los riñones y el cerebro, donde se convierte rápidamente en mercurio inorgánico. Puede permanecer en el cuerpo durante semanas o meses, pero la mayor parte se excreta finalmente en la orina, las heces y la respiración exhalada.



• Usualmente, menos de 10% de mercurio inorgánico se absorbe por el estómago y los intestinos. Pero se ha informado que hasta 40% puede absorberse en el tracto intestinal (Clarkson 1971; Morcillo y Santamaria 1995; Nielson y Anderson 1990, 1992; Piotrowski et al. 1992 según se cita en ATSDR 1999a). Una vez que se encuentra en el cuerpo, una cantidad pequeña de mercurio orgánico puede convertirse en mercurio metálico, el cual se excretará o almacenará según se describió anteriormente. El mercurio inorgánico ingresa al flujo sanguíneo y alcanza muchos tejidos diferentes, pero en gran parte se acumulará en los riñones. El mercurio inorgánico no ingresa fácilmente al cerebro. Puede permanecer en el cuerpo durante varias semanas o meses y se excreta en la orina, las heces y la respiración exhalada.



• El metilmercurio es el compuesto de mercurio orgánico más estudiado. Se absorbe fácilmente en el tracto gastrointestinal (se absorbe aproximadamente 95%) y puede ingresar fácilmente al flujo sanguíneo (Aberg et al 1969; Al-Shahristani et al. 1976; Miettinen 1973 según se cita en ATSDR 1999a). Se traslada rápidamente a varios tejidos y el cerebro, donde el metilmercurio puede convertirse en mercurio inorgánico, el cual puede permanecer en el cerebro durante períodos prolongados. Lentamente, con el transcurso de los meses, el metilmercurio dejará el cuerpo, en gran parte como mercurio inorgánico en las heces.

Daño permanente al sistema nervioso, el cerebro o los riñones puede ser el resultado de exposición al mercurio. No obstante, las diferentes formas del mercurio tienen efectos diversos en el cuerpo. La ingestión de mercurio orgánico, como el metilmercurio, afectará áreas del cerebro y puede provocar modificaciones de la personalidad, temblores, cambios en la visión, sordera, incoordinación muscular, pérdida de sensaciones y dificultades de memoria. Por otra parte, el mercurio inorgánico no ingresa fácilmente al cerebro y no se prevé que produzca daño neurológico. Sin embargo, la ingestión de cantidades grandes de mercurio inorgánico dañará el estómago y los intestinos y producirá náusea, diarrea o úlceras. Los riñones son sensibles al daño producido por todas las formas de mercurio, pero si el daño es mínimo, los riñones tienden a recuperarse una vez que el mercurio abandona el cuerpo. Dado que no se absorbe fácilmente en el tracto gastrointestinal, la ingestión de mercurio metálico no resultará probablemente en efectos graves dañinos para la salud.

Solo se cuenta con estudios limitados en animales pero no se cuenta con datos humanos para determinar si el mercurio es una sustancia carcinógena. El CIIC y el Departamento de Salud y Servicios Sociales no han clasificado al mercurio en lo que respecta a su carcinogenicidad. La EPA ha determinado que el cloruro de mercurio (un compuesto de mercurio inorgánico) y el metilmercurio (un compuesto de mercurio orgánico) son presuntos agentes carcinógenos para las personas.

No existe un valor de comparación o pauta sanitaria para el mercurio. No obstante, se cuenta con información toxicológica y epidemiológica. Del mismo modo, la exposición al mercurio se evaluó exhaustivamente en adultos y niños. La concentración media de mercurio (0.028 ppm) conjuntamente con los presuntos enumerados se utilizaron en la ecuación descrita en la sección Métodos empleados para evaluar la salud pública (IV.B). Las dosis de exposición calculadas son 0.00000004 mg/kg/día para adultos y 0.00000055 mg/kg/día para niños. La ATSDR luego comparó estas exposiciones presuntas a los niveles reales que producen efectos para la salud en la bibliografía toxicológica y epidemiológica (ATSDR 1999a). Dado que los compuestos de mercurio orgánico se absorben más fácilmente cuando se ingieren que el mercurio metálico o inorgánico, los efectos para la salud ocurrirán a una dosis de exposición más baja al mercurio orgánico que el mercurio metálico o inorgánico. Por tanto, como un enfoque conservador, la ATSDR consideró que todo el mercurio detectado en Vieques era mercurio orgánico y basó este examen en la exposición a compuestos de mercurio orgánico.

En tres estudios, se expuso a las personas de manera crónica a metilmercurio en el orden de 0.0005 a 0.0013 mg/kg/día en los alimentos sin que sufrieran efectos adversos para la salud. Cuando la exposición se realizó a 0.0012 mg/kg/día de cloruro de metilmercurio en los alimentos, padecieron efectos menos graves para la salud (andar demorado y puntuaciones motoras anormales en los niños). Estos niveles de efectos informados en la bibliografía, incluidos los NSENO de 0.0005-0.0013 mg/kg/día, son varias órdenes de magnitud más altos que la exposición anticipada como resultado de la ingestión casual de suelo en Vieques por parte de niños y adultos.

A pesar de que la carcinogenicidad del mercurio aun es incierta, la ATSDR comparó la dosis de exposición durante la vida para adultos a los NEC informados en la bibliografía. Cuatro estudios a largo plazo describieron aumentos en adenomas renales y carcinomas cuando los animales consumieron alimentos o agua con 0.69 a 4.2 mg/kg/día de mercurio. Estas dosis son varias órdenes de magnitud más altas que las dosis previstas a partir de la exposición durante toda la vida a la concentración máxima de mercurio en el suelo de Vieques.

En la bibliografía se documenta abundantemente la información sobre los efectos para la salud en niños a partir de la exposición a diferentes formas de mercurio. Los niños tienden a padecer efectos sanitarios toxicológicos similares a los observados en adultos. No obstante, durante períodos críticos del desarrollo los niños son más susceptibles a los efectos de la exposición al mercurio metálico y metilmercurio. Consulte la sección Iniciativa en pro de la salud infantil de esta evaluación de la salud pública para una breve descripción de la mayor susceptibilidad de los niños a partir de la exposición al mercurio.

Cabe destacar que la exposición al mercurio se basa en niveles detectados en el suelo en la ZIC. No se han realizado análisis del mercurio en la zonas residencial de Vieques. Las concentraciones máximas y medias en el suelo utilizadas para calcular las dosis de exposición en adultos y niños se basan en muestras tomadas en una zona a la cual no tienen acceso residentes y visitantes. Por tanto, las personas no están expuestas a estos niveles de mercurio a diario. Del mismo modo, según se menciona en la Sección III.C, los suelos de la ZIC están influenciados por actividades de entrenamiento de la Marina y contienen niveles elevados de mercurio. En consecuencia, al incorporar estas presunciones conservadoras, las dosis de exposición calculadas se basaron en un probable caso hipotético pesimista.

En conclusión, la ATSDR no prevé que exposición a los niveles de mercurio encontrados en el suelo producirá efectos nocivos para la salud de adultos o niños que incidentalmente podrían ingerir suelo mientras viven en Vieques.

¿Están los residentes expuestos a niveles dañinos de vanadio en el suelo?

No. Dado que la dosis de exposición estimada es inferior a la pauta sanitaria conservadora, la exposición de adultos a partir de la ingestión incidental de vanadio en el suelo en Vieques no se prevé que produzca efectos dañinos para la salud. La exposición en la infancia tampoco se prevé que producirá efectos dañinos para la salud porque la dosis de exposición estimada se encuentra por debajo de niveles que producen efectos para la salud documentados en la bibliografía sobre toxicología. La exposición se analiza en mayor detalle en esta sección después de una breve descripción del vanadio y sus usos, su destino y transporte en el cuerpo y presuntos efectos para la salud.

El vanadio es un metal de color blanco a gris a menudo encontrado en forma de cristales. Se presenta naturalmente en aceites de combustible y carbón y generalmente se combina con otros elementos como oxígeno, azufre o cloruro. Los compuestos de vanadio se utilizan para fabricar acero, caucho, plásticos y cerámica. El vanadio es también un componente de algunas municiones.

La mayor parte del vanadio que es ingerido por los seres humanos no se absorbe (solo 0.1% a 2.6% se absorbe, Conklin et al. 1982; Roshchin et al. 1980 según se cita en ATSDR 1992b), en cambio la mayor parte del mismo pasa por el cuerpo sin sufrir modificaciones y se excreta en las heces. No obstante, cantidades pequeñas pueden ingresar al flujo sanguíneo después de la ingestión. Una vez que se encuentra en el cuerpo, el vanadio se excreta rápidamente en la orina.

Muy pocos estudios han investigado efectos adversos para la salud a partir de la exposición al vanadio. La mayor parte de la información disponible es el resultado de pruebas realizadas en animales. A pesar de que las pruebas en animales constituyen una manera útil para que los científicos aprendan cómo se absorbe, utiliza y libera una sustancia química, perduran ciertas incertidumbres sobre la aplicación de estos resultados de las pruebas en los seres humanos. Dicho esto, se notificaron efectos para la salud del desarrollo y sistémico menos graves a partir de la exposición oral al vanadio. Cuando ratas hembras bebieron agua contaminada con vanadio se manifestaron ciertos defectos menores al nacimiento. No se cuenta con datos sobre la carcinogenicidad del vanadio. No obstante, en estudios que investigaron efectos para la salud además del cáncer no se observaron aumentos en tumores en animales expuestos al vanadio en el agua potable.

Como se muestra en la Tabla 3, no se prevé que la exposición diaria a la concentración máxima de vanadio durante 70 años produzca efectos dañinos para la salud de adultos residentes en Vieques porque la dosis de exposición resultante es inferior a pautas sanitarias conservadoras.

La exposición en la infancia al vanadio se evaluó en más detalle con el uso de la concentración media, que representa mejor las exposiciones reales, para calcular una dosis de exposición. Con la misma ecuación y las presunciones descritas anteriormente, con la concentración media de vanadio (162 ppm) en lugar de la concentración máxima, la dosis de exposición calculada para los niños es0.0032 mg/kg/día. Cabe destacar que la exposición calculada para los niños es solo levemente superior a la pauta sanitaria (0.003 mg/kg/día). Dado que las pautas sanitarias tienen factores de incertidumbre incorporados, no se prevé que las dosis de exposición levemente superiores a la pauta sanitaria produzcan efectos nocivos para la salud. No obstante, independientemente de esta generalidad, la ATSDR comparó la exposición presunta en la infancia a los niveles disponibles que producen efectos para la salud en la bibliografía toxicológica y epidemiológica (ATSDR 1992b).

La pauta sanitaria oral se basa en un estudio en el cual no se observaron efectos adversos para la salud cuando se suministró vanadio a animales en el agua en cantidades de 0.3 mg/kg/día. Muchos otros estudios en animales no notificaron efectos adversos para la salud a partir de la exposición oral al vanadio en dosis que oscilan entre 0.54 a 17 mg/kg/día. El único estudio realizado en las personas reveló que exposiciones al vanadio en cápsulas que contienen una dosis de 1.3 mg/kg/día no produjeron ningún efecto adverso para la salud. La dosis más baja que se reveló produce efectos menos serios para la salud (focos de hemorragias y filtración vascular) en animales es 0.57 mg/kg/día. La exposición a largo plazo al vanadio en el agua produjo efectos menos serios para la salud (colágeno pulmonar modificado) a partir de la exposición a 2.8 mg/kg/día. Repercusiones graves para la salud (aumento en los efectos que incluyen focos hemorrágicos) se manifestaron en animales expuestos a 2.87 mg/kg/día de vanadio en el agua potable. Los niveles informados de efectos para la salud, incluidos los NSENO de 0.3 a 17 mg/kg/día, son más altos que los niveles previstos como resultado de la exposición en la infancia a concentraciones de vanadio detectadas en el suelo de Vieques.

En consecuencia, la ATSDR concluye que la exposición a niveles de vanadio encontrados en el suelo en zonas residenciales no producirá efectos dañinos para la salud de adultos o niños que incidentalmente podrían ingerir suelo mientras viven en Vieques.

Exposición a partir del contacto cutáneo con el suelo en Vieques

La exposición cutánea a sustancias químicas detectadas por debajo de los valores de comparación no debe producir efectos dañinos para la salud. En básicamente todas las situaciones, incluido el contacto cutáneo, los valores de comparación se derivan con el uso de presunciones conservadoras para la exposición que son protectoras de la salud pública. Por tanto, solo los metales detectados por encima de los valores de comparación (arsénico, cadmio, cromo, hierro, manganeso, plomo y vanadio) se evaluaron en cuanto a la exposición por medio del contacto cutáneo (consulte el Cuadro 9). El mercurio no tiene un nivel de comparación porque a pesar de que existe información toxicológica, este metal se evaluó en mayor detalle.

A diferencia de la evaluación de la ingestión incidental, el contacto cutáneo no se evalúa cuantitativamente mediante la derivación de dosis de exposición. En cambio, esta evaluación es un debate cualitativo del potencial del metal de ser absorbido en el cuerpo por la piel. Existe considerable incertidumbre para estimar cuantitativamente la exposición cutánea, especialmente para el contacto con el suelo porque hay muy pocos datos químicos específicos disponibles y las técnicas para la predicción no se han validado bien (EPA 1992a).

En general los metales no se absorben fácilmente a través de la piel. La exposición a metales por el contacto cutáneo produce una dosis mucho más baja que la vía de ingestión incidental anteriormente mencionada. Los párrafos a continuación describen el potencial para la absorción de cada uno de los siete metales detectados por encima de los valores de comparación, así como el mercurio.

• La exposición cutánea a arsénico no constituye generalmente motivo de preocupación porque solo una cantidad pequeña penetrará la piel e ingresará al cuerpo (4.5% de arsénico inorgánico en el suelo, Wester et al. 1993 según se cita en ATSDR 2000a). El contacto cutáneo directo con arsénico inorgánico podría producir cierta irritación o hinchazón, pero el contacto cutáneo no producirá probablemente ningún efecto interno serio.



• No se tiene información que la exposición cutánea al cadmio repercuta en la salud humana porque en condiciones normales, prácticamente nada de cadmio puede ingresar al cuerpo a través de la piel (menos de 0.2% del suelo, Wester et al. 1992 según se cita en ATSDR 1999b).



• A menos que la piel esté lesionada, es muy bajo el nivel de cromo que ingresa al cuerpo como resultado del contacto con la piel. No obstante, algunas personas son alérgicas al cromo y padecen sarpullidos, enrojecimiento o hinchazón al entrar en contacto con dicha sustancia (ATSDR 2000b).



• No se cuenta con estudios específicos sobre la exposición cutánea al hierro; pero metales como el hierro no se absorben fácilmente a través de la piel. La EPA utiliza un factor de absorción de 1% para metales cuando no existen datos específicos para la sustancia química (EPA 1995). Este factor de absorción resultarán en el ingreso de una cantidad mínima de hierro al cuerpo.



• Solo una cantidad baja de plomo es absorbida por el cuerpo a través de la piel (0.3%, Moore et al. 1980 según se cita en ATSDR 1999c). Lo que se absorbe representa una cantidad mucho más pequeña que la absorbida por ingestión (EPA 1986a según se cita en ATSDR 1999c). La gasolina con plomo contiene un compuesto de plomo que puede absorberse rápidamente. No obstante, la gasolina con plomo ya no se comercializa; de esta manera es improbable que las personas entren en contacto con la forma de plomo que puede ingresar al cuerpo a través de la piel.



• Una cantidad muy baja de manganeso inorgánico penetrará la piel si la persona entra en contacto con suelo contaminado. Pero la investigación con animales ha demostrado que compuestos de manganeso orgánico pueden absorberse mediante el contacto cutáneo. Se ha informado que un compuesto, el permanganato de potasio, daña la piel. Dos plaguicidas que contienen manganeso (maneb y mancozeb) pueden provocar reacciones cutáneas en personas alérgicas a estos plaguicidas o que trabajan con grandes cantidades de ellos (ATSDR 2000c). La exposición cutánea a compuestos de manganeso orgánico en el suelo de Vieques puede producir un incremento en la dosis general. Según una presunción conservadora que la dosis anticipada por exposición cutánea es igual a la dosis de la ingestión incidental de manganeso, se obtiene a una dosis de exposición acumulada inferior al NSENO de acuerdo con la EPA.



• Cantidades pequeñas de mercurio inorgánico y una forma orgánica del mercurio, metilmercurio, pueden penetrar el cuerpo mediante el contacto cutáneo. Pero esto representa una cantidad mucho más pequeña que la absorbida por ingestión. Otros compuestos de mercurio orgánico, como el dimetilmercurio, se absorben fácilmente a través de la piel (ATSDR 1999a). La exposición cutánea al mercurio en el suelo en Vieques podrían producir un aumento en la dosis general si están presentes compuestos de mercurio orgánico. Incluso si consideramos de manera conservadora que la dosis cutánea es igual a la dosis ingerida, producirá una exposición de al menos un orden de magnitud más bajo que los NSENO notificados.



• No se cuenta con estudios específicos sobre la exposición cutánea al vanadio. No obstante, habida cuenta de su solubilidad baja, no se considera que se absorbe fácilmente a través de la piel (ATSDR 1992b). Por otra parte, la EPA utiliza un factor de absorción conservador de 1% cuando no se cuenta con información química específica. Esto indicaría también solo una cantidad muy pequeña de vanadio que ingresa al cuerpo.

En conclusión, la ATSDR no prevé que el contacto cutáneo con el suelo en Vieques resultará en efectos dañinos para la salud. En el caso poco común cuando una persona es alérgica a un metal específico (por ejemplo, cromo y manganeso), podría presentarse irritación cutánea. No obstante, la dosis interna general no será probablemente lo suficientemente alta para aportar sustancialmente a la exposición prevista que resulta de la ingestión incidental del suelo.

Exposición a sustancias químicas múltiples

Varios estudios, incluidos aquellos llevados a cabo por el Programa Nacional de Toxicología en los Estados Unidos y el Instituto de Nutrición e Investigación Alimentaria TNO en los Países Bajos, entre otros, en general respaldan la conclusión que si cada sustancia química individual se encuentra a una concentración que probablemente no produce efectos dañinos para la salud (como es el caso de Vieques), no se prevé tampoco que exposiciones a sustancias químicas múltiples constituyan una preocupación de salud (para exámenes, consulte Seed et al. 1995; Feron et al. 1993).

Pregunta 2: ¿Estuvieron los manifestantes que ocuparon parte de la ZIC desde abril de 1999 a mayo de 2000 expuestos a niveles dañinos de sustancias químicas en el suelo?

No. Tanto los adultos como los niños manifestantes no estuvieron expuestos a niveles dañinos de sustancias químicas presentes en el suelo en la ZIC. De las sustancias químicas detectadas en el suelo de la ZIC, solo dos (arsénico y hierro) se detectaron por encima de los valores de comparación. Estos dos metales se evalúan en mayor detalle a continuación. Todas las otras sustancias químicas se encontraron en concentraciones demasiado bajas para constituir motivo de preocupación de salud para toda persona que casualmente ingiriera o tocara el suelo.

En junio de 2000, un contratista de la Marina recogió y analizó cinco muestras de suelo de superficie de sitios que específicamente representan zonas en las que los manifestantes residieron desde abril 1999 a mayo de 2000 (consulte la Figura 5) (CH2MHILL 2000a). Las muestras se analizaron para detectar la presencia de metales y compuestos explosivos. Por otra parte, desde mayo de 1999 a abril de 2000, personal de Servicios Científicos y Técnicos, Inc. recogió y analizó muestras de suelo y sedimentos para detectar metales y otros compuestos inorgánicos (García et al. 2000). Algunas de las detecciones más altas e inmediatamente más altas se encontraron en áreas de la ZIC ocupadas por manifestantes. El Cuadro 10 resume las sustancias químicas detectadas en esas zonas.

De las sustancias químicas detectadas en las áreas en la ZIC ocupadas por manifestantes, solo concentraciones de arsénico y hierro se detectaron a niveles superiores a los valores de comparación (consulte el Cuadro 10). Todas las otras sustancias químicas se detectaron en concentraciones demasiado bajas para constituir motivo de preocupación de salud. No se cuenta con un valor de comparación para el mercurio. Al igual que con la evaluación anterior para los residentes de Vieques, la ATSDR dedujo dosis de exposición conservadoras para el arsénico, el hierro y el mercurio y comparó la dosis estimada a valores estándar de la pauta sanitaria (NRM y RfD). Las concentraciones máximas y una duración de la exposición de un año se utilizaron en la ecuación mencionada en la sección Métodos empleados para la evaluación de la salud pública (IV.B) a fin de determinar la dosis de exposición para aquellos que vivieron en la ZIC durante un año.

¿Estuvieron los manifestantes expuestos a niveles dañinos de arsénico?

No. Las dosis de exposición estimadas tanto para adultos como para niños son inferiores a la pauta sanitaria conservadora para el arsénico; por lo tanto, no se prevé que la exposición produzca efectos dañinos para la salud.

La ATSDR calculó que la dosis de exposición para aquellos que podrían haber ingerido accidentalmente arsénico durante su estadía en la ZIC durante un año se encontraba en el orden 0.0000096 mg/kg/día para adultos y 0.00013 mg/kg/día para niños. Ambas dosis se encuentran por debajo de la pauta sanitaria determinada por la ATSDR y la EPA como improbable para producir efectos no cancerígenos (0.0003 mg/kg/día). No se prevé tampoco que esta exposición produzca un aumento en los casos de cáncer; la dosis anticipada a partir de la exposición a la concentración máxima (0.00000013 mg/kg/día) es órdenes de magnitud inferior al NEC más conservador (0.0011 mg/kg/día). Por otra parte, como se mencionó anteriormente, solo una cantidad baja de arsénico puede penetrar la piel y absorberse. Por tanto, los manifestantes que incidentalmente ingirieron o entraron en contacto cutáneo con el arsénico en el suelo de la ZIC no estuvieron expuestos a niveles perjudiciales--las concentraciones detectadas fueron demasiado bajas para constituir motivo de preocupación para adultos y niños.

¿Estuvieron los manifestantes expuestos a niveles dañinos de hierro?

No. La exposición de los adultos al hierro no se anticipa que producirá efectos perjudiciales para la salud porque la dosis de exposición estimada es inferior a la pauta sanitaria conservadora. De igual modo, la exposición en la infancia no se prevé que resultará en efectos dañinos para la salud porque el consumo diario estimado es inferior a niveles conocidos que producen intoxicación en la infancia.

Para los manifestantes que residieron en la ZIC durante un año, la ATSDR calculó dosis de exposición a partir de la ingestión causal de hierro de 0.097 mg/kg/día para adultos y 1.3 mg/kg/día para niños. La exposición de los adultos al hierro fue inferior a la pauta sanitaria oral de la ATSDR (0.3 mg/kg/día)--lo cual indica que el hierro se detectó a concentraciones demasiado bajas para constituir motivo de preocupación de salud para los adultos. La exposición en la infancia se evaluó en mayor detalle mediante el cálculo de un consumo diario a partir de la exposición al hierro en el suelo con el empleo de una ecuación modificada para la dosis (Dosis = Conc. x TI). La exposición a la concentración máxima de hierro en el suelo aumentará el consumo diario de un niño de hierro en 6.79 mg/día. Dado que la ingesta diaria media de hierro en el régimen alimentario es aproximadamente 11-13 mg/día para niños de 1 a 8 año de edad y 13-20 mg/día para adolescentes de 9 a 18 años (NAS 2001), este aumento diario relativamente bajo en el consumo no producirá una dosis diaria para el niño sobre los niveles que se sabe inducen la intoxicación (>200 mg/evento). Por otra parte, la Academia Nacional de Ciencias y la FDA recomiendan que las personas ingieran una cierta cantidad de hierro (10 a 30 mg/día según la edad y el género) porque el hierro es un mineral importante esencial para las funciones vitales básicas. Por otra parte, el cuerpo emplea un mecanismo homeostático para mantener las cargas de hierro a un nivel constante a pesar de variaciones en el régimen alimentario (Eisenstein y Blemings 1998). Finalmente, como se dijo anteriormente, solo una cantidad mínima de hierro podría presuntamente ingresar al cuerpo mediante el contacto cutáneo. En consecuencia, los manifestantes que vivieron en la ZIC durante un año y que podrían haber ingerido incidentalmente suelo o entrado en contacto con el mismo no estuvieron expuestos a niveles dañinos de hierro.

¿Estuvieron los manifestantes expuestos a niveles dañinos de mercurio?

No. Las dosis de exposición estimadas para adultos y niños se encuentran por debajo de la pauta sanitaria conservadora para el mercurio; en consecuencia, no se prevé que la exposición produzca efectos dañinos para la salud.

La ATSDR calculó dosis de exposición a partir de la ingestión causal de mercurio en el suelo en la ZIC en 0.000000024 mg/kg/día para adultos y 0.00000034 mg/kg/día para niños.Ambas dosis son órdenes de magnitud inferiores a los NSENO de 0.0005-0.0013 mg/kg/día. Esta exposición no se prevé tampoco que produzca un aumento en los casos de cáncer; la dosis prevista como resultado de la exposición a la concentración máxima (0.0000000003 mg/kg/día) es varios órdenes de magnitud inferiores a los NEC notificados (0.69-4.2 mg/kg/día). Por otra parte, si consideramos que parte del mercurio se absorbe cutáneamente, la exposición combinada es aun órdenes de magnitud inferior a los niveles que producen efectos para la salud notificados. En consecuencia, adultos y niños que podrían haber ingerido mercurio o entrado en contacto a través de la piel casualmente mientras residieron en la ZIC durante un año no estuvieron expuestos a niveles perjudiciales --las concentraciones detectadas fueron demasiado bajas para ser motivo de preocupación de salud.

En conclusión, la ATSDR no anticipa que los manifestantes que ocuparon partes de la ZIC desde abril de 1999 a mayo de 2000 estuvieron expuestos a niveles perjudiciales de sustancias químicas.

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6. Los promedios se calcularon con el empleo de concentraciones detectadas solamente y no tienen en cuenta valores no detectados. A pesar de que esto tiende a sobreestimar los valores medios reales, elegimos basar nuestras evaluaciones de la salud en los promedios más conservadores a fin de proteger más la salud pública.

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