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Contaminación
atmosférica y salud infantil Por
El área de Residuos
de ECOLOGISTAS EN ACCIÓN 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 observadoenotroslugares 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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