plásticos de policarbonato y resinas epoxi. Se produce en volúmenes grandes en todo el
mundo. Basado en datos de 2005 y 2006 aproximadamente 1,15 millones de toneladas al
año se utilizan en la Unión Europea. En los EE.UU. la producción estimada de BPA en
2004 fue de aproximadamente 1 millón de toneladas.
El bisfenol A (BPA) es un compuesto disruptor endocrino (CDE) para el cual la evaluación
de riesgo ha resultado ser polémica. Se han llegado a conclusiones con respecto a
riesgos para la salud del BPA que varían entre "no hay ningún riesgo para ninguna parte
de la población" a "existe un riesgo para toda la población".
Los compuestos disruptores endocrinos (CDE) son sustancias químicas capaces de
alterar el sistema hormonal y ocasionar diferentes daños sobre la salud de las personas
expuestas y en sus hijos. Los efectos más preocupantes ocurren en los hijos de madres
expuestas durante el embarazo y la lactancia. Los efectos de los CDE se producen a
dosis muy bajas.
La evaluación de riesgos de los compuestos disruptores endocrinos (CDE) ha demostrado
ser especialmente complicada debido a diversos factores, tales como la compleja
naturaleza de los efectos causados por los compuestos que interactúan con el sistema
endocrino y el potencial retraso de los efectos. Es importante destacar la falta de
conocimiento sobre el mecanismo de acción de los CDE, así como la relación entre estos
eventos moleculares, es decir, las interacciones con receptores hormonales, y los efectos
adversos para la salud.
Existen varias evaluaciones recientes sobre riesgo para la salud del BPA. El formato y la
estructura de estas evaluaciones varían dependiendo de qué tipo de autoridad llevó a cabo la evaluación y el uso final previsto. Algunos fueron llevados a cabo
por los organismos reguladores con el propósito de la evaluación del margen de
seguridad o la propuesta de una ingesta diaria tolerable (TDI). Otros se llevaron a cabo
por grupos financiados por el gobierno con el fin de responder a preguntas específicas
sobre posibles riesgos para la salud humana.
Antecedentes
Una opinión pública europea sobre la exposición de los consumidores al BPA a través de
la dieta está disponible en el Comité científico de la alimentación (SCF) [1]. En 2006, la
European Food Safety Authority (EFSA) publicó un dictamen sobre el BPA [2]. La EFSA
evaluó la exposición de la población en general a través de los alimentos, y articularmente
la exposición de los lactantes, y se centró en la carcinogenicidad y toxicidad reproductiva.
También se prestó especial atención a los estudios de dosis bajas de BPA.
La EFSA llevó a cabo una revisión en 2008 con nuevos datos que indican que los fetos y
los recién nacidos pueden no ser capaces de metabolizar el BPA tan eficientemente como
los adultos.
Otra evaluación de riesgos Europea de BPA se llevó a cabo dentro del Programa de la UE
sobre sustancias existentes de la European Chemicals Bureau (BCE). La evaluación del
BCE tenía un alcance más amplio que las evaluaciones realizadas por el SCF y la EFSA,
teniendo en cuenta los efectos sobre el medio ambiente, así como la salud humana. La
evaluación se llevó a cabo de acuerdo con las directrices establecidas para la evaluación
del riesgo en el Programa de las sustancias existentes, la evaluación concluyó en 2008
con la publicación de una actualización de la evaluación de riesgo para la salud de los
humanos del BCE, que consideró los nuevos datos generados desde el año 2003. Su
propósito era hacer frente a las incertidumbres expresadas en la evaluación anterior,
relativa a un NOAEL de toxicidad para el desarrollo. Así, la atención se centró
específicamente en la exposición de los lactantes a través de los alimentos.
En noviembre de 2006 tuvo lugar en Chapel Hill en los EE.UU la reunión “Bisphenol A: An
examination of the relevance of ecological, in vitro and laboratory animal studies for
assessing risks to human health”. La reunión fue patrocinada por el NIEHS y la EPA de
los EE.UU. y el propósito era hacer frente a la posible relación entre la exposición al BPA
y las tendencias negativas en la salud humana de las últimas décadas. Varios grupos de
expertos de diferentes disciplinas se unieron para abordar esta cuestión. Los niveles de
exposición en la población general también se discutieron y estimaron. Los resultados y
conclusiones de estos grupos se han presentado en una serie de artículos publicados [5,
6,7-10].
La evaluación de Chapel Hill se centró en la exposición de la población en general al BPA
a través de los alimentos y el medio ambiente. Se evaluaron específicamente efectos
sobre el desarrollo, pero también se discutieron los efectos de la exposición en la edad
adulta, como los efectos neuroconductuales, efectos sobre la fertilidad y el sistema
inmunológico y trastornos metabólicos.
Otra evaluación de BPA se llevó a cabo recientemente en los EE.UU. en el Centro de
Toxicología del Programa Nacional para la Evaluación de Riesgos para la Reproducción
Humana (NTP-CERHR). Se evaluaron los riesgos de la exposición a través de los
alimentos y el medio ambiente pero la atención se centró específicamente en evaluar la
toxicidad sobre la reproducción del BPA en dosis bajas.
Las evaluaciones de NTP-CERHR y Chapel Hill no son evaluaciones cuantitativas del
riesgo de BPA, es decir, no se realizaron cálculos de MOS o comparaciones cuantitativas
entre un TDI y los niveles de exposición. Sin embargo, ambas evaluaciones compararon
los niveles estimados de exposición al BPA que producen efectos negativos en humanos
y expusieron conclusiones cualitativas sobre el riesgo.
En 2008 la Food and Drug Administration (FDA) de EE.UU. emitió un proyecto de
evaluación de riesgos para la salud por la exposición al BPA teniendo en cuenta a la
población en general a través de los alimentos y centrándose principalmente en los niños
y la toxicidad específica en el desarrollo del BPA [11]. Los niveles de exposición y MOS se
calcularon para hombres y mujeres por separado. Una reciente evaluación del riesgo de
BPA también está disponible en la Secretaria de Salud de Canadá [3]. En esta evaluación
del riesgo, planteada por la EPA, se consideró el daño que produce el BPA al medio
ambiente y a la población en general debido a la exposición a través de los alimentos, así
como a través del medio ambiente. La atención se centró en la evaluación de la
carcinogenicidad y toxicidad reproductiva
Otra evaluación importante del riesgo de BPA fue realizada en Japón en 2005, que se
encuentra disponible en Inglés en el Instituto Nacional de Ciencia Industrial Avanzada y
Tecnología (AIST) de Japón [4]. En este estudio se evaluó el riesgo que plantea el BPA
con el medio ambiente y la población en general, que cubren la exposición a través de los
alimentos, así como a través del medio ambiente, para esto se estimó la exposición y se
calculó el MOS para hombres y mujeres por separado.
Por otra parte se encuentran estudios de carcinogenicidad, de promoción de tumores, de
mutagenicidad y estudios de inhibición de tumor en la base de datos Chemical
Carcinogenesis Research Information System (CCRIS), donde se observa, como ya se
había mencionado, tanto resultados positivos como negativos.
Al observar los resultados de los estudios de carcinogenicidad disponibles en CCRIS se
refleja nuevamente esta variación en los resultados ya que de los 6 estudios presentados
dos dan resultados negativos, uno positivo y tres resultados equívocos, en todos estos
estudios la vía de ingreso del BPA en las ratas o ratones fue oral a excepción del ensayo
con resultados positivos el cual se utilizó como vía una bomba osmótica, en cuanto a las
dosis y el tiempo de exposición los seis estudios son comparables.
Los ensayos con bacterias para los estudios de mutagenicidad (16 por estándar plates y
14 por preincubación) dieron negativos. También se presentan dos estudios de
mutagenicidad con Eritrocitos policromáticos de médula ósea
que dieron resultados negativos, dos realizados sobre otras células de médula ósea que
dieron resultados positivos, 3 estudios con células CHO de los cuales 2 dieron resultados
negativos y un último estudio de mutagenicidad con células linfoblastoides humanas AHH-
1 el cual dio resultado positivo.
La ficha de seguridad del BPA (Anexo) es otra fuente confiable de datos sobre su
toxicidad, al examinarla nuevamente nos encontramos sin certezas sobre la toxicidad del
producto. La hoja nos indica que es un producto nocivo mediante el símbolo
correspondiente.
Luego como datos toxicológicos en la hoja se puede hallar la frase “Causa irritación
severa en los ojos. Posible riesgo de que este material pueda perjudicar la fertilidad.
Posibilidad de sensibilización” y la dosis letal cincuenta (LD50) para distintas especies, en
donde se lee que para los humanos por vía oral la LD50 es 6500 mg/Kg es decir que para
una persona promedio de 70 kg la DL50 es 455,0 g.
Luego de los datos toxicológicos la ficha de seguridad nos presenta las frases de riesgo
del compuesto, que para el caso del BPA son:
• R37 irritante para el sistema respiratorio
• R41 riesgo de daño severo en los ojos
• R43 Puede causar sensibilización por contacto con la piel
• R62 Riesgo de alteración de la fertilidad
Por último la fuente de datos toxicológicos más importante es la etiqueta del producto
(Figura 1), ya que es la que tiene mayor probabilidad de llegar al usuario. La etiqueta del
BPA indica que es un producto con potencial efecto mutagénico que ataca las células de
la medula ósea y el hígado.
Discusiones
Hay grandes variaciones en la forma en que el riesgo para la población humana en los
niveles actuales de exposición de BPA ha sido evaluado por diferentes agencias
reguladoras y grupos de expertos.
Las conclusiones de las evaluaciones mencionadas oscilan desde la ausencia de riesgo
de cualquier parte de la población [11], hasta que existe el riesgo de efectos adversos
para la salud en toda la población [5].
Las variaciones en las conclusiones de la evaluación de riesgos no parecen ser el
resultado simplemente del paso del tiempo, es decir, no hay una tendencia que muestra
que las conclusiones sobre el riesgo de BPA en la población en general valla pasando de
"no riesgo" a "riesgo" a través del tiempo como resultado de, por ejemplo, un aumento en
la cantidad de datos disponibles sobre toxicidad.
Es importante tener en cuenta que estas evaluaciones de riesgos fueron realizadas por
los diferentes tipos de grupos y para diferentes propósitos.
Las evaluaciones realizadas por el SCF, BCE, AIST, la EFSA, Health Canada y la FDA de
los EE.UU. se llevaron a cabo para evaluar el MOS / E o proponer un TDI, mientras que
los grupos de Chapel Hill y NTP-CERHR llevaron a cabo sus evaluaciones con el fin de
responder a preguntas específicas sobre posibles riesgos para la salud del BPA.
Las estimaciones de los niveles de exposición fueron generalmente similares en las
evaluaciones de riesgo, con la excepción de la evaluación hecha en Chapel Hill donde se
determinó un valor de exposición mucho mayor (3 órdenes de magnitud). El trabajo de
Chapel Hill sugiere una fuerte preocupación por los efectos potenciales para la salud en la
población, como resultado de la alta estimación de la exposición, así como la opinión de
que el BPA puede causar efectos adversos a la salud en dosis bajas como lo indica el
NOAEL hallado.
Existen limitaciones en todos los métodos utilizados para estimar la exposición a BPA en
las evaluaciones de riesgos investigadas. Debido a que el BPA se cree que se metaboliza
rápidamente en el ser humano y es casi completamente excretado por la orina dentro de las 24 horas la concentración urinaria ha sido considerada como una medida apropiada
de la exposición. Debido a la rápida excreción de BPA en los seres humanos los niveles
en sangre se prevé que sean muy bajos y por lo tanto, no pueden proporcionar
información sobre la exposición promedio. También se ha sugerido que la cinética de BPA
puede no ser plenamente comprendida y que el metabolismo de BPA en los seres
humanos tal vez no sea tan eficiente como se creía anteriormente [6].
Es necesario estudiar más a fondo la cinética del BPA, especialmente después de la
exposición crónica a bajas dosis, que es el escenario de exposición para los seres
humanos, con el fin de identificar el biomarcador más apropiado para la estimación de la
exposición al BPA.
Otro detalle importante de remarcar es que algunos de los efectos no mostraron la
consistencia a través de generaciones, o que no se ha mostrado clara relación dosisrespuesta.
Que los resultados sean o no "inconsistentes" puede ser una característica de
las sustancias con potencial de alteración endocrina.
Este problema ilustra un dilema en la evaluación del riesgo de los CDE que necesita ser
resuelto con el fin de aumentar la fiabilidad de este proceso.
Los supuestos y principios tradicionalmente utilizados en la evaluación de riesgos de
productos químicos, por ejemplo, que existe un umbral para el efecto y que un aumento
en la gravedad del efecto es visto como un resultado de aumento de la dosis, puede no
ser apropiado en la evaluación del riesgo de estas sustancias.
Todo esto sumado a la falta de datos concretos sobre la toxicidad del BPA en la hoja de
seguridad correspondiente (Anexo), que como se ve la frase R62 es la única de las cuatro
frases R que hace referencia a un hecho toxicológico y sin dar especificaciones de dosis
ni frecuencia y de la etiqueta del producto (figura 1) deja bien claro que los datos
disponibles no son determinantes de la toxicidad del bisfenol A en los humanos.
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