Articulo publicado en la revista El Ecologista nº 40 verano 2004 Efectos de la contaminación atmosférica sobre la salud infantil en Madrid C Linares [1], J Diaz [1], C López [1], JC Montero [2], R García-Herrera [3] Desde los sucesos episódicos de contaminación atmosférica que tuvieron lugar a principios del siglo XX en el Valle […]
Articulo publicado en la revista El Ecologista nº 40 verano 2004
Efectos de la contaminación atmosférica sobre la salud infantil en Madrid
C Linares [1], J Diaz [1], C López [1], JC Montero [2], R García-Herrera [3]
Desde los sucesos episódicos de contaminación atmosférica que tuvieron lugar a principios del siglo XX en el Valle de Mosa (Firket J, 1936), Donora (Shrenk HH, 1949) y el más conocido, en Londres (Ministry of Health, U.K., 1954), que provocaron millares de muertos en pocas semanas, la contaminación atmosférica de las ciudades se ha convertido en un problema de salud pública mundial. De hecho la contaminación del aire es considerada por la Organización Mundial de la Salud (OMS, 2002) como una de las prioridades mundiales más importantes en salud. De modo que según un reciente estudio (Cohen et al, 2003), la contaminación del aire es responsable del 1,4% de todas las muertes en el mundo. La mitad de este impacto es debido a las emisiones de los vehículos a motor (Künzli et al, 2000). Por otro lado, en los últimos años, un número importante de estudios realizados en distintas ciudades han encontrado que, aún por debajo de los niveles de calidad del aire considerados como seguros, los incrementos de los niveles de la contaminación atmosférica se asocian con efectos nocivos sobre la salud (Dockery DW, 1996; Alberdi et al, 1998), lo que ha llevado a la puesta en marcha de un conjunto de políticas en los países occidentales, que van encaminadas a la reducción de forma drástica de los niveles de inmision. Tal es el caso de la Unión Europea con la Directiva 1999/30/CE, que impone recortes importantes a los niveles límite de las concentraciones de contaminantes en el aire en un horizonte temporal de adaptación.
Para conocer los efectos que produce la contaminación atmosférica en la salud humana se utilizan en el ámbito de la investigación científica los estudios ecológicos de series temporales. En ellos, se analizan y relacionan las variaciones en el tiempo de la exposición y un indeterminado indicador de salud en una población (número de defunciones, ingresos hospitalarios, etc.). Una de las ventajas de estos estudios es que al analizar la misma población en diferentes periodos de tiempo (día a día, generalmente) muchas de aquellas variables que pueden actuar como factores de confusión a nivel individual (tabaquismo, edad, género, ocupación, etc.) se mantienen estables en la misma población y pierden su potencial confusor (Schwartz et al, 1996). Destacan en este terreno diversos estudios multicéntricos, que utilizan criterios de análisis estandarizados para evaluar los efectos en salud de la contaminación atmosférica: APHEA -Air Pollution and Health: an Eurpean Assessment- en Europa (Katsouyanni K, 1995). En España se han publicado recientemente diversos estudios realizados en las principales ciudades, como Madrid (Díaz et al, 1999), Barcelona (Sunyer et al, 2001) o Valencia (Ballester et al, 2002). También en nuestro país existen dos estudios de carácter multicéntrico en 16 ciudades (10 millones de habitantes) que analizan los efectos de la contaminación atmosférica fundamentalmente sobre la mortalidad (proyecto EMECAM) y sobre la morbilidad (proyecto EMECAS). Todos estos trabajos muestran la existencia de asociación estadísticamente significativa entre los indicadores de contaminación atmosférica y la salud. La gran mayoría de los trabajos anteriormente citados toman como indicadores de salud la mortalidad, los ingresos hospitalarios o la frecuentación de los servicios de urgencia.
Pero además la contaminación atmosférica química también tiene repercusión en otro tipo de patologías, el asma, es quizá la más importante con un incremento en sus niveles de incidencia, pero otras enfermedades como reacciones alérgicas, bronquitis e infecciones respiratorias también han experimentado un notable aumento en los últimos años (Kleinman M.T., 2003). Un estudio reciente llevado a cabo en Francia, Suiza y Austria, indica que el 6% de la mortalidad y un número muy importante de nuevos casos de enfermedades respiratorias en estos países puede ser atribuido a la contaminación atmosférica (Künzli N, 2000), así mas de 25000 nuevos casos de bronquitis crónica en adultos, mas de 290000 episodios de bronquitis en niños, mas de medio millón de ataques de asma y mas de 16 millones de personas al día ven restringida su actividad normal por los efectos de la contaminación.
Sin embargo no toda la población está expuesta a este impacto en salud en las mismas condiciones, dentro de los grupos de edad que presentan mayor vulnerabilidad a los contaminantes atmosféricos se encuentran las personas mayores y los niños. La población infantil presenta determinadas características que hacen que su susceptibilidad a este factor de impacto ambiental sobre la salud sea diferente al de los adultos. Así, desde el punto de vista de la dosis recibida, en comparación con los adultos, los niños respiran más rápido (su frecuencia respiratoria es mayor) y juegan al aire libre más a menudo, siendo, por su menor peso, mayor su exposición a los contaminantes por unidad de masa (Landrigan PJ, 1999). Por otro lado, debido a su constante estado de desarrollo y crecimiento, fisiológicamente su sistema inmunológico y sus órganos están aún inmaduros, asimismo la irritación y la inflamación producida por los contaminantes obstruye con más nocividad sus vías respiratorias que son más estrechas (Air Pollution and Children’s Health, 2003). Según estimaciones de la OMS, 5 millones de niños mueren cada año de enfermedades relacionadas con la contaminación atmosférica (World Health Organitation, 2002). Pese a estas evidencias la mayoría de los trabajos realizados sobre efectos en salud de la contaminación atmosférica se realizan para población general (se consideran todos los grupos de edad) y para el grupo de mayores de 65 años (Goldberg M.S, 2001), siendo escasos los trabajos que estudian los efectos de los contaminantes ambientales sobre la salud infantil en particular.
Basados en la metodología del análisis de series temporales, se presentan a continuación los principales resultados obtenidos por este equipo investigador sobre la influencia de la contaminación atmosférica en la mortalidad diaria en Madrid en el grupo de menores de 10 años, además también se exponen los primeros resultados obtenidos sobre la relación existente entre los contaminantes atmosféricos urbanos y los ingresos diarios por urgencias en este grupo de edad en el Hospital Gregorio Marañón de Madrid.
Contaminación atmosférica y mortalidad en el grupo de menores de diez años en Madrid (1986-1997) [4]
En este estudio, se analizó la serie de mortalidad diaria correspondiente a los fallecidos residentes e inscritos en el municipio de Madrid en el grupo de edad de 0-9 años desde el 1 de enero de 1986 al 31 de diciembre de 1997. Se consideraron todas las causas de muerte, denominadas causas orgánicas, ICD-9: 1-799 (International Classification of Diseases, 9th Revision) excepto las debidas a accidentes.
Las variables de contaminación atmosférica consideradas en el estudio fueron las concentraciones medias diarias de los contaminantes atmosféricos: Dióxido de Azufre (SO2), Óxidos de Nitrógeno (NOx), Partículas totales en suspensión (PST) y Ozono (O3), los datos fueron obtenidos a partir de los registros recogidos por las 24 estaciones correspondientes a la Red de Medida de Contaminación Atmosférica del Ayuntamiento de Madrid. Además de las variables anteriores se consideraron otras covariables con posible incidencia sobre la mortalidad infantil como las epidemias de gripe y otras variables de carácter meteorológico (temperatura máxima, mínima y media diaria, humedad relativa y presión atmosférica) del observatorio de Madrid- Retiro. También se controlaron las estacionalidades anuales, semestrales y trimestrales. En la Tabla 1 se muestran los estadísticos descriptivos de estas variables.
La metodología utilizada fue el análisis de series temporales mediante modelos matemáticos. Este tipo de metodología permite establecer relaciones estadísticas causales entre las variables, así como cuantificar el efecto de las variables de contaminación que presentan una asociación estadísticamente significativa con la mortalidad.
Tabla 1. Estadísticos Descriptivos de las variables independientes (contaminantes atmosféricos) y dependientes (datos de mortalidad de diaria en el grupo de 0 a 9 años) de la serie temporal correspondiente a 1986-1997 en Madrid.
Uno de los primeros resultados obtenidos hace referencia a las partículas totales en suspensión (PST). Si en un sistema de ejes X-Y se representa en el eje X la concentración media diaria de las PST y en el eje Y la mortalidad media diaria registrada cuando se dio esa concentración de contaminantes, se obtiene el diagrama de dispersión que se muestra en la figura 1. En ella, se observa que existe entre ambas variables una relación lineal y sin umbral, similar a la detectada en el diagrama de dispersión de PST para la mortalidad de la población general en Madrid (Díaz J, 1999). Lo que muestra un comportamiento diferenciado respecto a estudios anteriores es el acusado incremento de la mortalidad para niveles en la concentración de PST superiores a 100 µg/m3, lo que suele ocurrir en los meses invernales. De hecho, cuando la concentración de partículas está por debajo de 100 µg/m3, la mortalidad media diaria en el grupo de 0-9 años es de 0,67 muertos/día, mientras que para los días en los que la concentración de partículas es mayor de 100 µg/m3, ésta asciende hasta 1,03 muertos/día, siendo esta diferencia significativa al 95%.
Respecto a los resultados obtenidos para otros contaminantes, la relación de la mortalidad infantil con el SO2, presenta un carácter logarítmico, también detectado en población general (Díaz J, 1999). Un resultado en principio sorprendente es la falta de asociación del ozono troposférico con la mortalidad infantil, cuando es bien conocido que el ozono reduce la función pulmonar y agrava las enfermedades respiratorias crónicas en niños (McConnell R, 2002). Quizá la razón se encuentre en que las concentraciones de ozono medidas en el Municipio de Madrid, con un máximo de 78 µg/m3 de media diaria y con un valor medio anual de 23 µg/m3, están muy por debajo de los valores a partir de los cuales se ha establecido asociación con patologías respiratorias en otros estudios (Schmitzberger R, 1992; Lin CA, 1999).
Figura 1. Diagrama de dispersión de los niveles de concentración media diaria de PST (1986-1997) y la mortalidad por todas las causas en el grupo de 0 a 9 años en Madrid.
Una vez detectada de forma cualitativa la existencia de una asociación entre la contaminación atmosférica química y la mortalidad infantil se procedió a su cuantificación mediante modelos matemáticos de regresión Poissson (modelos lineales generalizados). En primer lugar, se analizó la asociación para cada uno de los contaminantes por separado y más tarde, se realizó un modelo que incluye a la vez todos los contaminantes analizados. En ambos casos en los modelos se consideraron las variables de confusión (temperatura, humedad, gripe, etc) anteriormente descritas. Esta metodología permite además detectar el retraso temporal en el que se establece la asociación entre la causa y el efecto, por ejemplo, el retraso 0 en las partículas indica que su efecto sobre la mortalidad ocurre el mismo día, es decir, un incremento en el aumento de la concentración de PST lleva asociado el mismo día un aumento en la mortalidad. Por otro lado que el efecto del SO2 ocurra en el retraso 1 indica la existencia de un día de desfase entre el incremento de los niveles de SO2 y los de la mortalidad infantil. En la tabla que se muestra a continuación aparecen estos retrasos entre paréntesis.
Tabla 2. Modelos de Regresión Poisson para la mortalidad en el grupo de 0 a 9 años (1986-1997).
Los resultados de la tabla anterior se muestran en función de Riesgos Relativos (RR). Un RR de 1,07 para las PST indica que un niño expuesto a una concentración superior en 25 µg/m3 de PST frente a otro que no está expuesto, presenta una probabilidad de morir un 7% superior por cada 25 µg/m3 que aumente la concentración de PST. Por otro lado el Riesgo Atribuible indica el impacto con la hipótesis de que toda la población está expuesta a sus efectos. De este modo AR puede calcularse como AR = (RR-1)/RR (Coste J, 1991) donde RR es el riesgo relativo obtenido a través de los modelos Poisson.
Aunque cualitativamente los resultados que aparecen en la anterior tabla son coherentes con los resultados obtenidos en otros trabajos referentes a la población general en Madrid (Díaz et al, 1999), las diferencias se establecen desde el punto de vista cuantitativo. Si en anteriores trabajos el efecto sobre la mortalidad en la población general para un incremento de 25 µg/m3 en la concentración de PST o SO2 estaba alrededor de un 2 %, en el caso de los menores de 10 años este riesgo se triplica para las PST y se duplica para el SO2. La razón de este mayor efecto en los niños se encuentra en su mayor vulnerabilidad a los contaminantes atmosféricos expuesta al principio de este trabajo.
Con el fin de analizar el comportamiento de los contaminantes atmosféricos sobre la mortalidad infantil en diferentes épocas del año, el análisis se efectuó para el periodo total considerado (todo el año) así como específicamente para el invierno (meses de noviembre a marzo, incluidos) y verano (meses de junio a septiembre, incluidos). Los resultados obtenidos se muestran en la siguiente tabla.
Tabla 3. Riesgos atribuibles y relativos de los contaminantes atmosféricos que resultan significativos a p<0.05 en los modelos Poisson para la mortalidad de menores de diez años en la ciudad de Madrid (1986-1997). Entre paréntesis los retrasos en los que se establece la asociación. Los valores de RR y AR se refieren a un aumento de 25 µg/m3 en los contaminantes atmosféricos.
Los resultados de los modelos de regresión Poisson para la mortalidad diaria en el grupo de 0-9 años reflejan el efecto de los contaminantes a corto plazo. Lo más destacable de estos resultados (Tabla 3) es el fuerte incremento del riesgo relativo relacionado con las PST en verano y su desplazamiento al retraso 2. Este notable aumento podría deberse al efecto sinérgico que se establece entre contaminación atmosférica y altas temperaturas (Katsouyanni K, 1993) que potenciarían el impacto de las PST sobre la mortalidad infantil. El retraso de 2 días probablemente se deba a las patologías implicadas en la mortalidad en verano (menos respiratorias y más cardiovasculares) que hace que el efecto sea más retrasado en el tiempo. En este sentido, trabajos recientes indican que la asociación entre respiratorias y PST suele establecerse el mismo día de la exposición, mientras que la mortalidad por causas cardiovasculares está más vinculada a la contaminación de los días anteriores (Kim H, 2003). El NOx aparece como contaminante significativo solamente en verano y en el retraso 0.
Para completar el estudio sobre los efectos de la contaminación atmosférica química de Madrid sobre la población infantil, se describe a continuación su relación con los ingresos hospitalarios por urgencias para este mismo grupo de edad.
Contaminación atmosférica y morbiblidad en el grupo de menores de diez años en Madrid (1995-2000) [5]
Se trata de una serie temporal que hace referencia a los ingresos hospitalarios diarios por urgencias en menores de diez años en el Hospital Gregorio Marañón de Madrid desde el 1 de enero de 1995 hasta el 31 de diciembre de 2000. Las causas de ingresos analizadas fueron: todas las causas (denominadas causas orgánicas, ICD-9: 1-799), enfermedades circulatorias (ICD-9: 390-459) y enfermedades debidas al sistema respiratorio (ICD-9: 460-519). En la figura 2 se muestra la evolución temporal (1995 – 2000) de dicha serie para los ingresos por todas las causas de los menores de diez años.
Figura 2. Serie temporal (1995-2000) de ingresos hospitalarios por todas las causas de los menores de diez años en el Hospital Gregorio Marañón de Madrid.
En la siguiente tabla (tabla 4), aparecen los estadísticos descriptivos de las variables analizadas.
Tabla 4. Estadísticos Descriptivos de las variables independientes (contaminantes atmosféricos) y dependientes (datos de ingresos diarios por urgencias del grupo de 0 a 9 años en el Hospital Gregorio Marañón de Madrid, 1995-2000).
Para el análisis de la serie se diferenció, al igual que con la mortalidad, entre los periodos de todo el año y verano (de junio a septiembre) e invierno (de noviembre a marzo) separadamente.
Como en el apartado anterior se ha descrito, se utilizaron como variables independientes las variables meteorológicas anteriormente citadas y además de utilizar las epidemias de gripe como posible factor de confusión, también se utilizó la concentración media diaria de polen de gramíneas. También se controlaron las estacionalidades anuales, semestrales y trimestrales. Indicar como diferencia al apartado de mortalidad que en las concentraciones de contaminantes en esta ocasión se trabajó, en vez de con el conjunto de todas las partículas totales en suspensión PST, con las denominadas PM10, es decir, partículas de tamaño inferior a 10 micras de diámetro.
La metodología utilizada es similar a la descrita para el caso de la mortalidad.
El resultado más destacable del análisis establece una relación estadísticamente significativa (p<0,05) entre los ingresos hospitalarios por urgencias de menores de diez años y la concentraciones medias diarias de PM10. Esta asociación se establece para todas las causas de ingresos por urgencias analizadas y para las diferentes épocas del año, excepto por causas respiratorias en verano (probablemente debido a que las patologías implicadas en verano están más relacionadas con el aparato circulatorio como ya se ha comentado anteriormente).
El resultado obtenido de los modelos se muestra a continuación en la siguiente tabla.
Tabla 5. Riesgos atribuibles y relativos de los contaminantes atmosféricos que resultan significativos a p<0.05 en los modelos Poisson para los ingresos hospitalarios urgentes por diferentes causas de menores de diez años en el Hospital Gregorio Marañón de Madrid (1995-2000). Entre paréntesis los retrasos en los que se establece la asociación. Los valores de RR y AR se refieren a un aumento de 25 µg/m3 en los contaminantes atmosféricos.
En el análisis anual el efecto de las PM10, se establece en el retraso cero para los ingresos por causas orgánicas, pasando al retraso 3 cuando se analiza el efecto sobre los ingresos por causas circulatorias. No existe asociación para las causas respiratorias y las PM10 para el periodo anual. El análisis por diferentes estaciones invierno y verano, indica que nuevamente el efecto de las PM10 es en el retraso cero por causas de ingreso orgánicas y se desplaza al 1 para el caso de las circulatorias, no existiendo asociación de nuevo para los ingresos por causas respiratorias en este grupo de edad analizado. Cuando el análisis se realiza para el periodo invernal la asociación es en el retraso cero para todas las causas pasando al retraso 3 cuando se consideran las causas de ingreso circulatorias y las respiratorias.
Respecto al resto de los contaminantes atmosféricos analizados, las concentraciones medias diarias de NOx también presentaron una asociación estadísticamente significativa (p<0,05) con los ingresos por urgencias de menores de diez años, principalmente por causas respiratorias, sin embargo su efecto es cuantitativamente inferior al encontrado para las PM10. No se establecieron asociaciones significativas con los ingresos hospitalarios analizados en este grupo de edad en cuanto al resto de contaminantes: SO2, NO2 y O3 (las posibles causas de la no asociación con el ozono, se han comentado anteriormente debido a las bajas concentraciones de este contaminante en Madrid ciudad).
Los diagramas de dispersión realizados entre los distintos contaminantes atmosféricos y los ingresos por causas orgánicas en este grupo de edad, al igual que para la mortalidad, muestran una relación lineal y sin umbral para el caso de las PM10, los NOx y los NO2. Para el caso del SO2 su carácter es logarítmico, siendo cuadrático para el caso del ozono troposférico, el cual presenta un mínimo en una concentración media diaria de 50 µg/m3, valor que coincide con el percentil 95 de la serie de concentraciones medias diarias durante el periodo analizado, no se detecta asociación alguna con las causas de ingresos analizadas ni para el periodo anual completo ni para el periodo de verano, pese a considerar exclusivamente los denominados valores de ozono por encima de los 50 µg/m3.
Al igual que ocurría con la mortalidad y las concentraciones medias diarias de PST en el apartado anterior, existe una concentración media diaria de PM10, que en este caso corresponde a concentraciones de PM10 > 50 µg/m3, a partir de la cuales se establece un brusco aumento en los ingresos por urgencias en este grupo de edad, este hecho es destacado sobre todo cuando se analizan las causas de ingreso respiratorias, como puede observarse en la figura 3.
Figura 3. Diagrama de dispersión de los niveles de concentración media diaria de PM10 y los ingresos hospitalarios por urgencias en el grupo de 0 a 9 años debidos a causas respiratorias en el Hospital Gregorio Marañón de Madrid (1995-2000).
Como las concentraciones de PM10 son las que muestran mayor influencia sobre los ingresos hospitalarios por urgencias en este grupo de edad, se utilizaron modelos de regresión Poissson para cuantificar el efecto de este contaminante en concentraciones superiores a 50 µg/m3 (valor que corresponde al percentil 85 de la serie analizada). Los resultados obtenidos se muestran en la siguiente tabla, donde se aprecia que los valores del Riesgo Atribuible y Relativo aumentan sensiblemente. En ella se puede observar que las causas orgánicas y respiratorias son las que aparecen como significativas, no apareciendo como tal las causas circulatorias.
Tabla 6. Riesgos atribuibles y relativos para concentraciones de PM10>50 µg/m3 en los modelos Poisson para ingresos hospitalarios urgentes por diferentes causas del grupo de edad de menores de diez años en el Hospital Gregorio Marañón de Madrid. Entre paréntesis los retrasos en los que se establece la asociación. Los valores de RR y AR se refieren a un aumento de 25 µg/m3.
Los resultados encontrados en estos estudios sobre los efectos de la contaminación atmosférica en la salud de los menores de diez años en Madrid, son coherentes con los obtenidos en otros estudios sobre la morbi – mortalidad en población general (Díaz et al, 1999) destacando el hecho de que cuantitativamente su efecto es mayor en los niños por las características que les hacen especialmente vulnerables, en especial la razón de este mayor efecto en los niños se encuentra en el hecho ya mencionado de la mayor proporción de contaminante inhalado por unidad de masa en comparación con el adulto (National Research Council, 1993), a lo que se une unas vías respiratorias más estrechas, que provocan una mayor cantidad de tejido expuesto por volumen inhalado y, por tanto, mayor inflamación (Bunyavanich S, 2003) y mayores efectos en salud. Como contaminantes que presentan una mayor relación tanto con la mortalidad como con la morbilidad en el grupo de menores de diez años destacan, en particular, el efecto de las PST y las PM10, en ambos contaminantes su efecto se manifiesta a corto plazo, como nos indican los retrasos entre 0 y 4 días, y sobre todo en relación a enfermedades del aparato respiratorio, en este sentido, algunos autores apuntan a que una prolongada exposición a las PM10 puede afectar al crecimiento y al funcionamiento de los pulmones infantiles (Air Pollution and Children’s Health, 2003). Respecto a la influencia de las partículas sobre las causas circulatorias, estudios recientes indican que este contaminante induce un incremento de la coagulabilidad sanguínea, aumentando la presión arterial y la frecuencia cardiaca (Pekakanen J, 2000; Peters A, 1997), lo que pone de manifiesto la relación de este contaminante con el aparato circulatorio. Para el caso de las partículas totales en suspensión (PST), debido a su mayor tamaño, su efecto fisiológico sobre el aparato respiratorio es principalmente de carácter mecánico (Schwartz J, 1990), por lo cual este efecto se adelantaría al provocado por las características ácidas de los contaminantes. En cuanto a la asociación detectada sobre la morbi-mortalidad infantil en relación a las concentraciones de NOx, hay evidencias recientes que sugieren un efecto de los contaminantes fotoquímicos sobre las infecciones, se piensa que pueden provocar una respuesta inflamatoria y dañar los macrófagos alveolares, con el consiguiente incremento del riesgo de infecciones pulmonares, y por lo tanto causar enfermedades respiratorias y especialmente exacerbar los síntomas de individuos que ya tienen problemas respiratorios, por ejemplo asma (Chauhan A.J., 2003). Este hecho ayudaría a explicar la asociación entre la presencia de sustancias ácidas en la atmósfera y los ingresos por causas respiratorias en los niños. En cuanto a los valores de Riesgo Relativo y Riesgo Atribuible obtenidos en los anteriores estudios, éstos son similares a los valores que han sido obtenidos por otros autores para ciudades industrializadas (Wong, T.W., 1999).
Conclusiones
Los resultados que se han mostrado en este trabajo de forma somera vienen a señalar que la población infantil es un grupo de riesgo clave en el análisis de los efectos que la contaminación atmosférica tiene sobre la salud de la población de una gran ciudad, como es el caso de Madrid. La no realización de estudios como el aquí mostrado en otros lugares radica, a nuestro juicio, en la escasez de muertes que se produce en este grupo de edad lo que hace que en el análisis sea más difícil alcanzar la validez estadística. En el caso de Madrid, aunque afortunadamente esta mortalidad es pequeña gracias a las mejoras y avances en el ámbito sanitario, el elevado número de habitantes aumenta los fallecimientos en menores de 10 años y esto permite la realización de este tipo de análisis, que no serían viables en ciudades de menor población.
En el capítulo de resultados destaca la robustez de las asociaciones en relación al efecto de las PST o las PM10 sobre la morbi-mortalidad infantil. Claramente es el contaminante que aparece como responsable de muertes e ingresos infantiles con unos RR superiores a los de la población general. También es de destacar el efecto de este contaminante en verano con unos RR muy superiores a los del resto de los periodos considerados en este estudio.
Por otro lado, podría deducirse de los resultados aquí presentados que el ozono troposférico es un contaminante que no tiene efectos en el caso de la población infantil. Esto conclusión sería errónea. Como se ha citado varias veces a lo largo de este estudio, esta falta de asociación no se debe a la inexistencia de un mecanismo biológico que relacione el ozono con efectos en salud infantil, si no que está motivado por el lugar de realización del estudio. Nos hemos centrado en Municipio de Madrid y es bien conocido que las mayores concentraciones de este contaminante se dan en la periferia de los grandes núcleos urbanos. Es muy probable que si el estudio se extendiera a toda la Comunidad de Madrid, el efecto del ozono sería incluso superior al de las PM10 como se ha observadoenotros lugares y se ha referenciado a lo largo de este trabajo.
Por último indicar que en este estudio sólo sehan tenido en cuentaefectos a corto plazo de los contaminantes sobre la población infantil y que un análisis sobre las posibles repercusionesde la contaminación en el plazo de años, mostraría resultadossimilaresa los encontrados en población general en otros trabajos. Resultados del Proyecto APHEA (Atkinson RW, 2001) indican que reducir las concentraciones de contaminantes es equivalente a reducir la mortalidad y el número de ingresos hospitalarios. Los resultados aquí mostrados van en la misma dirección y justifican la necesidad de la adopción por parte de las autoridades competentes de las medidas oportunas que permitan cumplir con la normativa europea transpuesta a nuestra legislación (RD 1073/2002). Esta legislación es especialmente restrictiva en el caso de las PM10. Según esta normativa en el horizonte del año 2010 los niveles medios anuales de PM10 (20 µg/m3) deberían ser de valores que se encuentran por debajo de las concentraciones medias anuales mostradas en este trabajo.
Agradecimientos
Los autores agradecen la financiación de este estudio a la RCESP (Red de Centros de Investigación Cooperativa en Epidemiología y Salud Pública) Universidad Autónoma de Madrid / Centro Universitario de Salud Pública.
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[1] Centro Universitario de Salud Pública. Universidad Autónoma de Madrid
[2] Delegación Provincial de Sanidad de Toledo. Consejería de Sanidad. Junta de Castilla-La Mancha
[3] Facultad de Ciencias Físicas. Universidad Complutense de Madrid
[4] Extraído de «Relationship between environmental factors and infant mortality in Madrid, 1986-1997». Díaz J, Linares C, López C, García-Herrera R. Journal of Occupational and Environmental Medicine, 2004 (in press).
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