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Partículas suspendidas, aeroparticulas o aerosoles ¿hacen daño a la salud? ¿qué hacer?

Leonora Rojas Bracho y Verónica Garibay Bravo

 

Introducción

Partículas suspendidas, aeropartículas y aerosoles son algunos de los términos utilizados para nombrar a la mezcla de compuestos microscópicos o muy pequeños en forma de líquidos y sólidos suspendidos en el aire. Su origen es diverso, ya que pueden provenir de emisiones de vehículos automotores, plantas de generación eléctrica, procesos fotoquímicos, procesos mecánicos, el movimiento de la gente, el cocinar o el barrer. El tamaño y su composición son quizás los parámetros más importantes que determinan su comportamiento, permanencia en la atmósfera, y sus efectos potenciales para el ambiente y la salud.

Sus efectos se han evaluado desde los inicios de la contaminación ocurridos a principios del siglo pasado en diversas ciudades del mundo; más recientemente se han estudiado utilizando la toxicología y la epidemiología ambiental, con el objeto de encontrar los mecanismos biológicos y fisiológicos del daño que ocasionan en la salud, además de las propiedades responsables de los mismos. A la fecha no se ha encontrado un umbral para sus efectos, que se ha evidenciado tanto en ciudades relativamente limpias, con niveles de partículas por debajo de los límites permisibles establecidos en las normas de calidad del aire, como en ciudades con niveles que rebasan frecuentemente dichas normas.

Existen diversos esfuerzos a nivel nacional e internacional para controlar y mejorar la calidad del aire en zonas urbanas o con problemas por concentración de partículas suspendidas. En varios países, incluido México, se han establecido normas de calidad del aire para partículas suspendidas y otros contaminantes, así como mecanismos de respuesta y programas de prevención para asegurar mejoras en la calidad del aire. En este sentido, el Instituto Nacional de Ecología, en coordinación con otras instituciones interesadas, lleva a cabo diversos proyectos para dar sustento técnico y científico a las normas, programas y estrategias nacionales para el manejo de la calidad del aire en nuestro país.

 

¿Qué son y cómo son las partículas suspendidas?

Las partículas suspendidas forman una mezcla compleja de materiales sólidos y líquidos, que pueden variar significativamente en tamaño, forma y composición, dependiendo fundamentalmente de su origen. Su tamaño varía desde 0.005 hasta 100 m de diámetro aerodinámico (da), esto es, desde unos cuantos átomos hasta el grosor de un cabello humano. En términos de sus efectos potenciales para la salud y el medio ambiente, el conocimiento científico ha evolucionado notablemente. Hasta hace unos quince años, su estudio y la regulación ambiental se centraban en las partículas suspendidas totales (PST) que son aquellas menores de 100 µm de diámetro aerodinámico. Posteriormente, la atención se empezó a centrar en las partículas menores de 10 µm, y hasta hace apenas unos años el foco de atención se comparte con las partículas finas y ultrafinas , es decir, las menores a 2.5 y 1 µm, respectivamente. Así, las llamadas PM 10 se pueden dividir, por su tamaño, en las fracciones gruesa, fina y ultrafina , siendo la fracción gruesa la compuesta por partículas cuyo diámetro aerodinámico se encuentra entre 2.5 y 10 µm (PM 2.5-10 ); la fracción fina que incluye aquellas partículas con diámetro aerodinámico menor a 2.5 µm (PM 2.5 ), y, finalmente, la fracción ultrafina que incluye a las partículas menores de 1µm.

El tamaño es el parámetro más importante de las partículas en términos de su comportamiento y, por lo tanto, de su distribución en la atmósfera. Esto se explica por el hecho que las partículas más pequeñas tienen el tamaño de las moléculas gaseosas grandes, por lo que presentan muchas de sus propiedades; en cambio, las partículas de mayor talla presentan las propiedades descritas por la física newtoniana de las pelotas y autos (Hinds 1982). Por ejemplo, las partículas finas tienen períodos de vida media en la atmósfera de días a semanas, viajan distancias de 100 km o más, y tienden a ser espacialmente homogéneas en áreas urbanas, por lo que sufren transformaciones, éstas normalmente ocurren durante períodos de estancamiento atmosférico o durante el transporte a largas distancias. En cambio, las partículas gruesas generalmente se depositan más rápidamente, con una vida media en la atmósfera de sólo minutos u horas y, por ende, presentan mayor variabilidad espacial dentro de una misma región (World Health Organization 1999).

Aunque la composición de las partículas varía en función de su origen y tamaño, están constituidas principalmente por metales, compuestos orgánicos, material de origen biológico, iones, gases reactivos y la estructura misma de la partícula, normalmente formada por carbón elemental. Las fracciones ultrafina y fina están formadas por una estructura básica de carbono, metales diversos, hidrocarburos y partículas secundarias. Estas últimas se forman por condensación de vapores a altas temperaturas de partículas existentes o a partir de reacciones químicas en la atmósfera entre óxidos de nitrógeno, dióxido de azufre, vapores y otras moléculas reactivas y se componen fundamentalmente por sulfato y nitrato de amonio y otros compuestos orgánicos (Hinds 1982, HEI 2002). En contraste, la fracción gruesa está compuesta por minerales insolubles y elementos como el calcio, potasio, sodio, sílice, manganeso y azufre, también puede contener material biológico, como polen y esporas vegetales. Tanto en la fracción fina como en la gruesa se pueden encontrar especies viables, tales como virus y bacterias (Spengler y Wilson 1996).

 

Cuadro 1: Características de las partículas según su tamaño

  

Fracción fina

Fracción gruesa

Estado físico

Gases

Sólidos, gotas

Mecanismo de formación

Reacción química, nucleación, coagulación, evaporación de niebla y gotas en las que los gases se han disuelto y reaccionado

Molienda, abrasión, evaporación de aerosoles, suspensión de polvos.

Composición

Iones sulfato, nitrato, amonio, hidrógeno, carbón elemental, compuestos orgánicos; metales.

Polvos resuspendidos, cenizas por la combustión de carbón o aceites óxidos metálicos (Si, Al, Ti, Fe), carbonato de calcio, sal polen, esporas, fragmentos de plantas o animales y residuos de llantas.

Solubilidad

Principalmente solubles e higroscópicas

Principalmente insolubles y no higroscópicas

Fuentes de emisión

Combustión de carbón, aceite, gasolina, diesel, madera; transformación atmosférica de NOx, SO2 y compuestos orgánicos incluyendo especies biogénicas; procesos a altas temperaturas, etc.

Resuspensión de polvo industrial y suelo de caminos, fuentes biológicas, construcción y demolición, combustión de carbón y aceite, brisa marina.

Período de vida media

Días a semanas

Minutos a horas

Distancia recorrida

Cientos a miles de kilómetros

Menos de 10 kilómetros

Fuente: World Health Organization 1999.

Las partículas se han estratificado en función de su tamaño y en su habilidad de penetración y depósito en los pulmones. Las partículas con diámetros mayores de 10 µm se depositan casi exclusivamente en la nariz y garganta; las PM 10 , también llamada fracción torácica o inhalable, puede penetrar y depositarse a lo largo del tracto respiratorio. Así, las partículas finas llegan a los bronquíolos respiratorios y región alveolar, por lo que se les conoce como partículas respirables. La fracción más gruesa se deposita por sedimentación, mientras que la fina, por difusión (Hinds 1982; Lippmann 1989, HEI 2002).

 

¿Cuáles son las fuentes de emisión de las partículas suspendidas?

Las fuentes de emisión de las partículas al ambiente pueden ser naturales o antropogénicas. Las fuentes naturales incluyen tormentas de arena, actividad volcánica, incendios forestales, suelos erosionados, plantas y flores, microorganismos, desperdicios de animales y, en áreas costeras, el mar. La mayoría de las fuentes antropogénicas de partículas ultrafinas y finas involucran procesos metalúrgicos a altas temperaturas, así como procesos de combustión, ya sea de papel, madera, carbón u otros hidrocarburos. Dado que la combustión no es 100% eficiente, los fragmentos no quemados del material combustible, compuestos orgánicos semivolátiles, que se evaporan y subsecuentemente recondensan como gotas y material incombustible, usualmente forman parte del humo que se desprende durante y después de la combustión. En este sentido, las fuentes de partículas en ambientes urbanos pueden ser automóviles, autobuses, barcos, camiones de carga y equipo de construcción, así como hornos, plantas generadoras de energía e industrias. Adicionalmente, se presentan en la atmósfera procesos y reacciones químicas de coagulación y condensación entre óxidos de nitrógeno, dióxido de azufre y otras moléculas reactivas formando las partículas secundarias, mencionadas previamente. Existen otras fuentes de emisión de partículas que impactan mayormente la calidad del aire al interior de casas y edificios, como son el humo del cigarro y el humo por quema de combustibles para calentar y cocinar alimentos en los hogares (HEI 2002).

 

¿Cuáles son los efectos de las partículas en la salud?

Para conocer la relación existente entre la exposición a un agente o condición y algún efecto en el organismo existen diversos tipos de estudios. Entre ellos, destacan los estudios toxicológicos que involucran la evaluación de la relación dosis-respuesta de un organismo determinado en condiciones controladas, exponiéndolo a diferentes dosis del agente estudiado. Si bien estos estudios tienen mayor utilidad para determinar los efectos de exposiciones agudas, pueden servir también para determinar efectos causados por exposiciones crónicas al agente. En general, estos estudios generalmente se realizan con animales de laboratorio, aunque bajo ciertas condiciones también permiten pruebas con seres humanos. Por otra parte, los estudios epidemiológicos se enfocan en grupos de personas, sus padecimientos y/o las causas de su muerte, y se evalúan las relaciones entre éstos y los eventos o circunstancias que pudieron desencadenarlos. En el caso de la epidemiología ambiental, los estudios evalúan cómo es la exposición a algún agente ambiental, como pudiera ser la contaminación atmosférica y si se asocia con padecimientos, síntomas o con muertes prematuras de individuos susceptibles (Molina y Molina 2002).

 

¿Qué nos dicen los estudios toxicológicos?

Si bien es cierto que numerosos estudios han encontrado una asociación significativa entre la exposición a partículas con ciertos indicadores de efectos nocivos a la salud, como son mortalidad y morbilidad, es un hecho que no se ha podido establecer qué propiedad o propiedades de las partículas son responsables de su toxicidad, entre ellas pueden ser su tamaño, número, forma, composición y reactividad. La toxicidad también puede asociarse con la mezcla de contaminantes que se encuentran en la atmósfera, ya que las partículas se presentan con otros contaminantes, como el ozono, bióxido de azufre, óxidos de nitrógeno, monóxido de carbono y tóxicos, tales como benceno, butadieno, o hidrocarburos (HEI 2002).

Existen estudios recientes que, aunque no permiten establecer de manera definitiva la secuencia de eventos que ocurren una vez que las partículas se depositan en las vías respiratorias, sí presentan un escenario creíble sobre cómo las partículas pueden alterar los sistemas cardiovascular y pulmonar, sobre todo en individuos susceptibles, aún en concentraciones bajas. Estos mecanismos se refieren principalmente a la inducción de una respuesta inflamatoria en las vías respiratorias, repuestas vasculares sistémicas y cambios en el control neural de las funciones cardiacas. Se piensa que estas respuestas del organismo pueden conllevar o exacerbar ciertos síntomas o condiciones de salud en individuos susceptibles, como asmáticos, individuos con padecimientos pulmonares crónicos, con arteriosclerosis o cardiopatías preexistentes y adultos mayores (HEI 2002).

La imposibilidad de establecer relaciones concluyentes entre la exposición a partículas en la atmósfera, las propiedades responsables de su toxicidad y estos padecimientos radica en que los estudios de los cuales se derivan estos resultados no son consistentes ni representan las condiciones reales de exposición. Los estudios se han realizado cubriendo una gama de escenarios de exposición, tales como individuos expuestos a partículas presentes en el ambiente, partículas provenientes de fuentes específicas o partículas generadas artificialmente en laboratorios. En el primer caso, si bien la exposición representa las condiciones reales, no se ha evaluado la composición de las partículas, lo cual impide establecer con precisión qué características son responsables de su asociación con efectos a la salud. En cuanto al uso de partículas provenientes de fuentes específicas, se considera de utilidad debido a su complejidad comparativamente menor y conveniente para desarrollar medidas y estrategias de manejo; sin embargo, la limitante en este caso es la manipulación de las muestras, que puede causar cambios en sus características físicas y químicas. En el caso de las partículas generadas en laboratorio, su ventaja inherente es el conocimiento de la composición y su tamaño, pero no son representativas de la mezcla real a la que se expone la población (HEI 2002).

Si bien los estudios toxicológicos realizados con humanos resultan de mucha utilidad para encontrar relaciones dosis-respuesta, por naturaleza están limitados a la aplicación en grupos pequeños, exposiciones cortas y concentraciones relativamente bajas de contaminantes. Como complemento se utilizan animales de laboratorio, a los que se puede exponer a concentraciones mayores que las encontradas en el aire ambiente, sin embargo, hay limitaciones para extrapolar los resultados a seres humanos en situaciones de exposición reales, debido a las diferencias en los mecanismos de reacción, morfología, y procesos fisiológicos entre diferentes especies.

Un avance significativo en los estudios en cámaras de exposición controladas tanto en animales como en humanos es la utilización de muestras de aire ambiente recolectadas en diferentes ocasiones (ie, días) utilizando un “concentrador” que permite generar aire con niveles altos de partículas. Resultados preliminares de algunos de estos estudios han mostrado diferentes respuestas cardiovasculares en animales expuestos a partículas colectadas en diferentes días, pero con la misma concentración. Lo anterior sugiere que estos nuevos instrumentos y diseños permitirán lograr un mejor entendimiento de las asociaciones entre composición de las partículas y el funcionamiento y las respuestas inmunológicas de las vías respiratorias (HEI 2002).

 

Sabemos más gracias a los estudios epidemiológicos

Los efectos de la contaminación atmosférica en la salud de la población se han documentado ampliamente durante más de 70 años. Las primeras evidencias surgieron con los episodios de contaminación del valle del Mosa, Bélgica (1931), Donora, Pensilvania, E.U.A. (1948) y Londres, Inglaterra (1952); en éstos se hizo obvia la asociación entre exposiciones extremadamente elevadas a partículas y/o bióxido de azufre y morbi-mortalidad cardiovasculares (Schwartz 1994, USEPA 1996). Estos episodios desencadenaron la aplicación de medidas y programas de control y prevención de la contaminación, gracias a los cuales la calidad del aire ha mejorado en muchas ciudades del mundo. No obstante esta mejoría en la calidad del aire, los hallazgos recientes de estudios epidemiológicos siguen encontrando asociaciones entre la concentración de partículas en el ambiente y la mortalidad total, cardiovascular, pulmonar, y de cáncer de pulmón, así como con indicadores de morbilidad, tales como admisiones hospitalarias, visitas a sala de emergencias, exacerbación de síntomas en asmáticos y disminución de función pulmonar (Pope et al . 1991, Dockery et al . 1993, Pope et al . 1995, Schwartz et al . 1996, Borja Aburto et al . 1997, Loomis et al . 1999).

A nivel mundial se han realizado dos tipos de estudios epidemiológicos para evaluar la asociación entre indicadores de morbilidad o mortalidad prematura y la contaminación atmosférica: los estudios de series de tiempo y los estudios de cohorte o longitudinales . Los estudios de series de tiempo generalmente se utilizan para evaluar la exposición aguda a las partículas, ya que permiten evaluar la asociación entre cambios en los niveles de contaminación y fluctuaciones diarias en el número de incidencias de padecimientos seleccionados, admisiones hospitalarias o de defunciones. Por su parte, los estudios longitudinales consisten en dar seguimiento a un grupo previamente seleccionado de individuos a través del tiempo (muchos años) para evaluar la relación entre la exposición crónica a las partículas y la incidencia de indicadores de morbilidad o la tasa de mortalidad en el grupo (Evans et al . 2002, Molina y Molina 2002).

 

¿Cuáles son los efectos asociados con exposiciones agudas?

Los indicadores de morbi-mortalidad más utilizados en estudios de series de tiempo para partículas son la mortalidad diaria (total y por causas cardiacas, cardiovasculares, respiratorias y pulmonares), admisiones hospitalarias (totales o por complicaciones de enfermedades respiratorias o cardiovasculares), episodios de tos en asmáticos, fluctuaciones en el uso de broncodilatadores, etc. (World Health Organization 2000). Se han llevado a cabo numerosos estudios de series de tiempo en varios países del mundo, incluyendo México, dado que son relativamente rápidos y de bajo costo. En términos de la interpretación de los resultados, los problemas de variables confusoras, es decir, aquellas que se asocian tanto con la exposición como con el efecto bajo estudio, se relacionan con el clima y otros contaminantes correlacionados con las concentraciones de partículas.

A nivel mundial se han realizado más de 30 estudios de series de tiempo, habiéndose realizado cinco de ellos en la Zona Metropolitana del Valle de México (ZMVM). En la mayoría de estos estudios, en el análisis estadístico al controlar por contaminantes gaseosos, la asociación se mantenía o se fortalecía para las partículas, sugiriendo el efecto de esta fracción independientemente de la presencia de los otros contaminantes. Los resultados de los estudios hechos en México muestran una asociación significativa entre partículas y mortalidad total, estimando en conjunto un incremento de la mortalidad diaria de 1.4% por un incremento de 10 µg/m 3 en las concentraciones de PM 10 (Evans et al. 2002).

Los estudios realizados en otros países han encontrado resultados consistentes, aunque el estimador de riesgo presente un rango que va de no significativo a un incremento de 2.6% en la mortalidad por un aumento de 10 µg/m 3 en las concentraciones de PM 10 . Un estimador compuesto con base en los resultados de 28 estudios indica un incremento de 0.6% en la mortalidad diaria por un incremento en las concentraciones de PM 10 de 10 µg/m 3 (Evans et al . 2002).

Dado que en la década de los noventa se acumularon evidencias de los efectos de las partículas en la morbi-mortalidad, recientemente se realizó un estudio a nivel nacional en los Estados Unidos de América para evaluar en forma sistemática el efecto de otros contaminantes presentes en la atmósfera (Samet et al . 2001). Se seleccionaron varias ciudades de acuerdo con su tamaño y la información disponible sobre PM 10 para esas localidades. Con los datos disponibles se llevaron a cabo análisis estadísticos en dos etapas: la primera tomando en cuenta las 20 ciudades más grandes y la segunda ampliando el grupo a las 90 ciudades más grandes. Este último grupo también fue analizado para determinar la modificación de los efectos de las PM 10 entre ciudades con factores diferentes a los contaminantes atmosféricos. Los resultados muestran un incremento promedio de 0.27% en la mortalidad total por cada incremento de 10 µg/m 3 en la concentración de PM 10 , medida el día previo a la defunción, manteniéndose la asociación aún al incluir otros contaminantes, como NO 2 , CO, SO 2 , O 3 o el clima en el análisis (Johns Hopkins University, 2002). Tanto en este estudio como en un meta-análisis – que es una metodología que permite comparar resultados de diferentes estudios–realizado con estudios de series de tiempo efectuados en los años 80 y 90 en América, Europa, Asia y Oceanía, se encontró que los incrementos en mortalidad por causas cardiovasculares y mortalidad por causas respiratorias son mayores que los obtenidos para la mortalidad total (Rosales et al. 2001) Johns Hopkins University 2002) . Por ultimo, en el estudio de Samet y colaboradores (2001) se observaron algunas diferencias entre regiones con respecto a los efectos de PM 10 sobre mortalidad. Por ejemplo, para el grupo de 90 ciudades, el mayor efecto fue evidente en el noreste, sin que fuera posible determinar los factores que pudieran explicar estas diferencias. Estas diferencias regionales ofrecen el potencial de proporcionar claves para determinar cuáles son los compuestos de las partículas y los mecanismos biológicos que ocasionan el daño para la salud (Samet et.al . 2000).

 

¿Qué sabemos de los efectos asociados con la exposición crónica?

Dos grandes estudios longitudinales han evaluado los efectos a largo plazo de la exposición a partículas, y que han estado en el centro del debate de las políticas ambientales y de salud pública, principalmente en los EE.UU. por ello, nuestra discusión se centrará en ellos. Las principales limitaciones de este tipo de diseño de estudios epidemiológicos se relacionan con el hecho de que se analiza la información específica para cada sujeto participante, lo que implica el control de covariables como son los hábitos personales, entre ellos el ser fumador, la ocupación, la dieta, o el nivel de educación, entre muchas otras; también se requiere de la estimación de la exposición de cada sujeto durante el período de seguimiento. El primero de estos estudios lo llevó a cabo la Escuela de Salud Pública de la Universidad de Harvard en seis ciudades del este de E.U.A. –por lo que se conoce como el ”Estudio de las Seis Ciudades”--, con 8,111 adultos durante un período de entre 14 y 16 años; se utilizaron cuestionarios anuales, se registraron las fechas de fallecimiento y se realizaron en forma paralela monitoreos atmosféricos de PM 10 , PM 2.5 , SO 2 , ozono y sulfatos. Con un modelo en el que se ajustó por covariables y variables confusoras, tales como el ser fumador, educación, obesidad y exposiciones ocupacionales, se encontraron asociaciones estadísticamente significativas y muy robustas entre PM 10 , PM 2.5 y sulfatos y la tasa de mortalidad en las ciudades. Las estimaciones mostraron que en la ciudad más contaminada la mortalidad era aproximadamente 26% mayor que en la ciudad menos contaminada. Asimismo, se encontró una asociación entre la contaminación atmosférica, el cáncer de pulmón y enfermedades cardiopulmonares, pero no con otro tipo de enfermedades (Dockery et.al . 1993).

A este estudio siguió uno más ambicioso, que se expandió a un tamaño muestral de 552,138 adultos de 151 áreas metropolitanas de los 50 estados de los Estados Unidos de América, con un seguimiento de aproximadamente diez años. La exposición se estimó asignando a cada sujeto los datos de la estación de monitoreo ambiental fija más cercana, utilizando los datos de sulfatos y PM 2.5 . Se incluyeron en el análisis más covariables que en el “Estudio de las seis ciudades”, tales como consumo de alcohol, tabaquismo activo y pasivo. Los coeficientes ajustados de riesgo relativo para mortalidad de las áreas más contaminadas comparadas contra las menos contaminadas fueron de 1.15 y 1.17 cuando se utilizaban mediciones de sulfatos y partículas finas, respectivamente. Por último, se encontró una asociación entre la contaminación por partículas finas y mortalidad por causas cardiopulmonares y por cáncer de pulmón (Pope et al . 1995).

Investigadores, científicos y representantes de la industria se debatieron durante años con respecto a la validez de los resultados de los estudios mencionados y sobre su uso para el establecimiento de políticas para la protección de la salud pública. Por ello, y por petición de la propia Escuela de Salud Pública de Harvard, el Instituto para Efectos para la Salud (HEI, por sus siglas en inglés) llevó a cabo un “reanálisis” de ambos estudios prospectivos. El “reanálisis” no modificó sustancialmente los resultados de los análisis originales, observando las mismas asociaciones entre indicadores de contaminación atmosférica por partículas y mortalidad: el incremento de 1 µg/m 3 en el promedio anual de PM 2.5 se asoció con un incremento de 0.5% en las tasas de mortalidad. No obstante, al comparar los resultados de los estudios de series de tiempo y los de cohorte se tiene que para los segundos el riesgo es más elevado, ya que se tendría un incremento en la mortalidad de 3% por un incremento de 10 µg/m 3 de PM 10 (Evans et al . 2002). Las preguntas que quedan sin responder se refieren a la relación causa-efecto de ambos estudios; para los estudios de series de tiempo las muertes parecen corresponder a personas que ya se encontraban bastante enfermas, mientras que las muertes de los estudios de cohorte podrían corresponder a sujetos sanos en los que se induce la enfermedad.

Dos hallazgos adicionales fueron: la identificación de un posible efecto del nivel de educación sobre la relación entre la calidad del aire y la mortalidad, contra un incremento de la mortalidad en los grupos con menor nivel de escolaridad. También se encontró una fuerte asociación entre SO 2 y mortalidad, misma que persistía al incluir en el modelo otras covariables y confusores, en particular, se observó que al incluir partículas o sulfatos disminuían las asociaciones entre estos dos últimos contaminantes y la mortalidad. Esto sugiere que el aumento en el riesgo relativo de mortalidad puede atribuirse a más de un componente de la mezcla compleja de contaminantes atmosféricos en áreas urbanas de E.U.A. (HEI 2000).

Expertos a nivel mundial afirman que la información disponible a la fecha no permite establecer el valor de un umbral de exposición bajo el cual no se presenten efectos a la salud. Análisis y estudios recientes sugieren que aún niveles bajos de partículas suspendidas, ya sean partículas suspendidas totales a concentraciones de menos de 100 µg/m 3 o PM 10 por debajo de los límites máximos permisibles, se asocian con efectos sobre la salud (World Health Organization 2000).

 

¿Quiénes se pueden considerar como grupos vulnerables?

Una preocupación de las autoridades encargadas del control de la calidad del aire en el mundo es el identificar a los grupos poblacionales que son más sensibles o vulnerables a la exposición a los contaminantes atmosféricos. En este sentido, se tienen evidencias de que la población vulnerable se constituye por individuos con enfermedades respiratorias agudas y crónicas, cardiopatías y enfermedades cardiovasculares, adultos mayores y, por último, niños(as). Así, un estudio realizado en Montreal, Canadá, evaluó la mortalidad por causas específicas utilizando información médica de los individuos estudiados hasta cinco años previos a la defunción para definir grupos sensibles. La asociación entre mortalidad por causas de enfermedades respiratorias y otras causas, incluyendo diabetes y excluyendo accidentes, con el nivel promedio de contaminación medido el mismo día y dos días previos al deceso resultaron generalmente más fuertes para individuos mayores de 65 años. Asimismo, para los individuos con enfermedades agudas del sistema respiratorio bajo, fallas cardiacas y enfermedades cardiovasculares, la tasa de mortalidad aumentó con incrementos respectivos de concentraciones de partículas suspendidas. Estos resultados dan la pauta para profundizar en la investigación de la posible asociación entre la exposición a partículas y enfermedades que no habían sido evaluadas previamente, como cáncer y diabetes ( Goldberg et al . 2000).

De la misma manera, se han realizado tres estudios que proporcionan evidencias de la vulnerabilidad de la población infantil; uno de ellos en la zona suroeste de la Ciudad de México (Loomis et al . 1999), otro en Estados Unidos de América y, el tercero, en la República Checa (Woodruff et al . 1997, Bobak y León 1992). Los tres sugieren que el riesgo de la mortalidad es mayor para la población infantil que para el resto de las poblaciones que se han evaluado; así, el estudio de México reporta un incremento de 3.9% en la mortalidad para los menores de un año con un incremento de 10 µg/m 3 de PM 10 (Evans et al . 2002). Debido a que son pocos los estudios con este grupo poblacional, aún se requiere de más investigación para descartar que los hallazgos mencionados se deban al azar.

 

Algunas claves sobre las fracciones y composición tóxicas de las partículas

Estudios epidemiológicos con diseños diversos han incluido en su análisis componentes para evaluar la composición y propiedades a las que se puede atribuir la toxicidad de las partículas; algunos de ellos han arrojado información interesante, pero aún no concluyente. Así, la mayoría de los estudios de series de tiempo realizados en E.U.A han encontrado efectos más significativos para PM 2.5 que para PM 2.5-10 o para PM 10 . No obstante, dos estudios recientes han encontrado resultados que contradicen lo anterior. El primero se realizó en la zona suroeste de la Ciudad de México (1992-1995); en él se analizaron los efectos de la fracción fina, gruesa y PM 10 (Castillejos et.al . 2000). Las tres fracciones se asociaron individualmente con la mortalidad, aunque el efecto más significativo se observó para PM 2.5-10 . Al incluir simultáneamente PM 2.5 y PM 2.5-10 en el análisis, el efecto de PM 2.5-10 prevaleció, con un incremento por cada 10 µg/m 3 en la mortalidad total de 4.5%, en mortalidad por causas respiratorias de 9.8%, en la mortalidad cardiovascular de 3.9% y en la mortalidad de adultos mayores de 5.4%; en cambio, el efecto de PM 2.5 fue virtualmente eliminado. El segundo estudio se realizó en Detroit, Michigan (Lippmann et al . 2000); los autores encontraron riesgos relativos para PM 2.5-10 similares a aquellos para PM 2.5 , y, en algunos casos, de magnitud mayor. El que se haya encontrado una asociación significativa entre mortalidad y PM 2.5-10 se puede deber a que exista un umbral para los efectos de la fracción gruesa, presentándose efectos únicamente a niveles elevados, como sucede en la Ciudad de México y Detroit, más no a niveles bajos como los reportados en algunas de las otras ciudades. También es posible que la fracción gruesa en la ciudad de México y Detroit presente una composición diferente, con una mayor proporción de compuestos asociados con la combustión que aquella de la fracción gruesa de las otras ciudades estudiadas. Evidencias complementarias sobre la toxicidad de los compuestos asociados con procesos de combustión se encuentran en los resultados del análisis elemental de los filtros del “Estudio de las seis ciudades”, ya que la mortalidad se incrementaba en 3.4 y 1.1% con un incremento de 10 µg/m 3 de PM 2.5 asociadas con fuentes móviles o con la combustión de carbón, respectivamente; en cambio, la asociación fue no significativa para las partículas asociadas con materiales de la corteza terrestre (Laden et al. 2000).

Por otra parte, en el meta-análisis realizado por Rosales y colaboradores (2001) se mencionan resultados de estudios en los que las sustancias que se encuentran en forma de aerosol son más tóxicas que los compuestos en forma de gas, lo cual probablemente se deba a que los compuestos en estado gaseoso son eliminados de las vías respiratorias mucho más fácilmente que los aerosoles, que se absorben o depositan en vías respiratorias más rápidamente. Asimismo, reporta que varios estudios coinciden en señalar que el aire con características alcalinas parece producir efectos más severos que aquél en el que predomina la acidez (Rosales et al. 2001).

 

Información sobre la regulación existente en EUA, Europa y México

Desde 1971, la Agencia para la Protección Ambiental de Estados Unidos (USEPA, por sus siglas en inglés) ha establecido Normas Nacionales de Calidad del Aire Ambiente (NAAQS, por sus siglas en inglés) para definir concentraciones diarias y anuales promedio de partículas en la atmósfera. Desde 1997, dos tamaños de partículas se han regulado para proteger a la salud: PM 10 y PM 2.5 (HEI 2002). El cuadro 2 muestra las normas vigentes establecidas por 1997 por E.U.A, California y Europa. Las agencias respectivas han establecido normas en la forma de promedios anuales y diarios. Así, la EPA tiene una norma que se cumple cuando el promedio de las concentraciones medias de 3 años consecutivos (medidas en estaciones fijas de monitoreo atmosférico) no rebasan el límite establecido. De igual manera, para el límite de 24 horas se utiliza el promedio de 3 años de cada estación de monitoreo, con un intervalo de confianza de 98 a 99%, el cual no debe rebasar el límite preestablecido (USEPA 1997, HEI 2002).

En la Unión Europea se ha establecido que cada Estado miembro debe tomar las medidas necesarias para asegurarse que las concentraciones de PM 10 en el ambiente no excedan los valores límites establecidos a partir de las fechas designadas, aunque también se han establecido márgenes de tolerancia para aquellas zonas en donde actualmente se exceden los límites máximos, de tal forma que los Estados puedan tomar las medidas necesarias para asegurar el cumplimiento de los límites en fechas determinadas. Asimismo, se requiere que todos los Estados instalen y operen estaciones de monitoreo de PM 2.5 , de ser posible en los mismos sitios en los que se encuentren operando monitores de PM 10 , con el objeto de proporcionar los datos y la información necesaria para el futuro desarrollo de los límites máximos permisibles para PM 2.5 . A pesar de que actualmente no existe una norma que regule las emisiones de partículas finas, se requiere a los Estados miembro, además de realizar las mediciones requeridas, elaborar planes y programas dirigidos a la reducción de emisiones de ambos tipos de partículas, independientemente de los niveles de PM 2.5 registrados durante los monitoreos. Los límites están planteados de manera similar a los límites establecidos por la USEPA, en la forma de límites para 24 horas y límites anuales. Sin embargo, el requerimiento es que, en el caso de los valores para 24 horas, no se rebasen más de 35 veces en un año calendario y el límite anual no tiene tolerancia. En una fase posterior de regulación, se prevé reducir el límite anual a 20 µg/m 3 y restringir la tolerancia para la excedencia de la norma para 24 horas a no más de 7 veces en un año calendario, debiéndose cumplir ambas condiciones a más tardar el 1 de enero de 2010. De cualquier manera, la implantación de esta segunda fase dependerá de la información obtenida de los monitoreos, resultados de proyectos de investigación sobre los efectos de las partículas, factibilidad técnica y la experiencia obtenida de la aplicación de la primera fase de la Directiva (Consejo de la Unión Europea 2002 y 2002a).

En México, la Secretaría de Salud (SSA) es la dependencia encargada del establecimiento de normas para la calidad del aire. En el caso de las partículas, dicha Secretaría emitió la Norma Oficial Mexicana NOM-025-SSA1-1993 que establece los límites máximos permisibles para PM 10 , como medida de protección a la salud. Esta norma establece, de manera similar a la norma nacional de los Estados Unidos de América, una concentración promedio de 24 horas de 150 µg/m 3 y que puede excederse como máximo una vez cada año calendario. Asimismo, se estableció una concentración de 50 µg/m 3 como promedio anual máximo. En nuestro país no existe una norma sobre calidad del aire para PM 2.5 .

 

Cuadro 2. Límites máximos permisibles para partículas suspendidas en México,Estados Unidos y Unión Europea

País

Base para la regulación

Límite para

PM 10 (µg/m 3 )

Límite para

PM 2.5 (µg/m 3 )

México
24 h
50
-
Media aritmética anual
150
-
Estados Unidos

Federal

24 h

150

65

Media aritmética anual
50
15
California
24 h
50
-
Media geométrica anual
20 a
12 a
Unión Europea

2005

24 h

50

a

 

Media aritmética anual

40

b

2010

24 h

50

b

Media aritmética anual

20

b

Fuente: CARB 2002 Consejo de la Unión Europea 2002 HEI 2002, Secretaría de Salud 1994.
a: A partir de enero 2003.
b: Si bien no se establecen límites máximos permisibles para PM 2.5 , sí se establecen requisitos de monitoreo, medición y procesamiento de información de la concentración de partículas finas en los Estados Miembro, así como programas de reducción de concentración de PM 2.5 en el ambiente, independientemente de los niveles registrados

 

¿Qué estamos haciendo en el INE?

La investigación sobre los posibles efectos en la salud de las partículas encuentra su aplicación más importante en el diseño de políticas, programas y estrategias que permitan reducir estos efectos, en una escala que impacte la salud de la población. En este sentido, el complemento para el diseño de programas para el manejo de la calidad del aire en una zona específica es la caracterización de las emisiones de las fuentes (puntuales, móviles, de área y biogénicas), en este caso, de partículas, el conocimiento de cómo estas emisiones se dispersan en la atmósfera y se traducen en concentraciones ambientales a las que se exponen los individuos, todo ello para poder estimar sus efectos en la salud de la población. Al proponer medidas de control para reducir las emisiones de interés, que conllevan un costo, es conveniente compararlas con el beneficio potencial de su aplicación (figura 1).

 


Fuente: INE 2000.

En este sentido, el Instituto Nacional de Ecología, en conjunto con otras instituciones interesadas, lleva a cabo los estudios que se mencionan brevemente, que servirán como sustento científico en algunas de las etapas del proceso mencionado para el manejo de la contaminación atmosférica y, en particular por su relevancia para la salud pública, de las partículas suspendidas.

•  El Centro Nacional de Investigación y Capacitación Ambiental (CENICA), como parte del Instituto Nacional de Ecología, posee un amplio acervo de equipo para análisis y monitoreo atmosférico, en especial, de partículas. Entre otros, cuenta con monitores microambientales (intramuros), monitores de exposición personal, monitores ambientales convencionales, un microscopio electrónico de barrido para la identificación de micropartículas, un espectrómetro de flurescencia de rayos X, piezobalanzas para medición de partículas de fracción fina y gruesa en tiempo real, así como un recinto para análisis gravimétrico con control de temperatura y humedad.

•  Como parte del Programa Integral sobre Contaminación Urbana, Regional y Global , auspiciado por el Instituto Tecnológico de Massachusetts (MIT, por sus siglas en inglés), el CENICA actualmente apoya una campaña de monitoreo en la que se incluyen mediciones en tiempo real de la composición de las partículas provenientes de diferentes fuentes, fungiendo como centro de operaciones para alrededor de 30 instituciones nacionales y extranjeras.

•  El Inventario nacional de emisiones, insumo básico para la etapa de caracterización de las emisiones, comprenderá las múltiples fuentes de PM 10 y PM 2.5 , entre otros contaminantes; se conformará a nivel de estados y municipios y se espera que se finalice en junio de 2004. Una vez concluido, podrá utilizarse como base para hacer modelaciones de dispersión de contaminantes en la atmósfera, así como pronósticos y diagnósticos de calidad del aire, de acuerdo con las necesidades locales.

•  El Estudio de co-beneficios , se realiza en forma conjunta con el Instituto Nacional de Salud Pública, el objetivo es evaluar diversas medidas de control de emisiones de gases de efecto invernadero y de contaminantes criterio y sus beneficios en la salud pública, los costos de estas medidas de control y los beneficios que pueden alcanzarse por las mismas. Este análisis será una herramienta valiosa para el proceso de toma de decisiones en términos del manejo de la calidad del aire en la Zona Metropolitana del Valle de México.

•  La Evaluación de los impactos de las emisiones contaminantes a gran escala , se enfoca al estudio de las emisiones producto de la generación de energía eléctrica, comprendiendo desde la caracterización de las emisiones de interés, hasta la estimación de los impactos en salud por las mismas y los costos asociados a estos impactos. Con aplicaciones en diferentes zonas del país, esta metodología servirá como sustento para el diseño de una estrategia nacional para el control y reducción de emisiones de este sector estratégico.

El problema de contaminación atmosférica es vigente y puede afectarnos a todos; por ello, trabajamos para tener los elementos técnicos para colaborar en el diseño de políticas para el manejo integral de la calidad del aire...pero, todavía hay mucho por hacer.

Puede encontrarse mayor información sobre estos y otros proyectos en la página de internet http://www.ine.gob.mx/dgicurg/index.html .

 

Bibliografía

Bobak, M. y León, D.A. 1992. Air pollution and infant mortality in the Czech Republic, 1986-1988. Lancet 340:1010-1014.

Borja-Aburto, V.H., Loomis, D.P., Bangdiwala, S., Shy, C.M., Rascon-Pacheco, R.A. 1997. Ozone, Suspended Particulates, and Daily Mortality in Mexico City. Am. J. Epidemiol. , 145(3):258-68.

California Air Resources Board. Review of the Ambient Air Quality Standards for Particulate Matter and Sulfates – June 20, 2002 Board Meeting Summary. California ARB. 19 de julio de 2002. [citado 31 de julio de 2002]. Disponible en: http://arbis.arb.ca.gov/research/aaqs/std-rs/bdsum620/bdsum620.htm

Castillejos, M., Borja-Aburto, V.H., Dockery, D.W., Gold, D.R, Loomis, D. 2000. Airborne Coarse Particles and Mortality. (abstract) Inhalation Toxicology [en línea] Vol. 12, Suplemento enero 2000. [citado 26 de julio de 2002] pp.61-72. Disponible en: http://www.catchword.com/titles/tandf/08958378/v12n1x1/contp1-1.htm

Consejo de la Unión Europea, 2002. Council Directive 1999/30/EC of 22 April 1999 relating to limit values for sulphur dioxide, nitrogen dioxide and oxides of nitrogen, particulate matter and lead in ambient air. Official Journal [en línea] No. L 163, [Luxemburgo] 18 de abril de 2002 [citado 18 de julio de 2002], pp. 1-21. Disponible en: http://europa.eu.int/eur-lex/en/consleg/pdf/1999/en_1999L0030_do_001.pdf .

Consejo de la Unión Europea, 2002a. Council Directive 96/62/EC of 27 September 1996 on ambient air quality assessment and management. Official Journal [en línea] No. L 296, [Luxemburgo] 2 de julio de 2002 [citado 18 de julio de 2002], pp. 0055-0063. Disponible en: http://europa.eu.int/smartapi/cgi/sga_doc?smartapi!celexapi!prod!CELEXnumdoc&lg=EN&numdoc=31996L0062&model=guichett

Dockery, D.W., Pope, C.A. III, Xu, X., Spengler, J.D., Ware, J.H., Fay, M.E., Ferris, B.G.J., Speizer, F.E. 1993. An Association between Air Pollution and Mortality in Six U.S. Cities , N. Engl. J. Med ., 329:1753-1759.

Evans , et al . 2002. Health Benefits of Air Pollution Control. En: Air Quality in the Mexico Megacity. An Integrated Assessment . Molina M and L Moli na, editors. Kluwer Academic Publishers, The Netherlands.

Goldberg, M.S., Bailar, J.C. III, Burnett, R.T., Brook, J.R., Tamblyn, R., Bonvalot, Y., Ernst, P., Flegel, K.M., Singh, R.K. y Valois, M-F. 2000. Identifying Subgroups of the General Population that May be Susceptible to Short-Term Increases in Particulate Air Pollution: A Time-Series Study in Montreal, Quebec. HEI Statement. Synopsis of Research Report 97 . [en línea] 13 de diciembre de 2000 [citado 18 de junio de 2002]. Disponible en internet: http://www.healtheffects.org/Pubs/Goldberg -SAS.pdf

Health Effects Institute (HEI) 2000. Reanalysis of the Harvard Six Cities Study and the American Cancer Society Study of Particulate Air Pollution and Mortality . Synopsis of the Particle Epidemiology Reanalysis Project . [en línea] Octubre, 2000. [citado 24 de julio de 2002] pp. i-iv. D isponible en: http://www.healtheffects.org/pubs-special.htm

Health Effects Institute (HEI) 2002. Understanding the Health Effects of Components of the Particulate Matter Mix: Progress and Next Steps. HEI Perspectives [en línea]. Abril 2002.[citado 8 de julio de 2002]. Disponible en internet: http://www.healtheffects.org/Pubs/Perspectives-2.pdf

Hinds, W. 1982. Aerosol Technology. Properties, Behavior, and Measurement of Airborne Particles , John Wiley & Sons, EUA.

Instituto Nacional de Ecología 2000. Gestión de la calidad del aire en México . SEMARNAT, México, D.F.

Johns Hopkins University. NMMAPS update [en línea] [citado 18 de junio de 2002] Disponible en: http://biosun01.biostat.jhsph.edu/~fdominic/research.html

Laden, F., Neas, L.M., Dockery, D.W., Schwartz, J. 2000. Association of fine particulate matter from different sources with daily mortality in six US cities. Environ Health Perspect , in press.

Lippmann, M. 1989. “Size-Selective Health Hazard Sampling”, In: S.V.Hering (Tech. Ed.), Air Sampling Instruments for Evaluation of Atmospheric Contaminants , American Conference of Governmental Industrial Hygienists, Seventh Edition, Ohio, U.S.A., pp.163-198.

Lippmann, M., Ito, K., Nádas, A. y Burnett, R.T. 2000. Association of Particulate Matter Components with Daily Mortality and Morbidity in Urban Populations. Synopsis of Research Report 95 . [en línea] 24 de octubre de 2000 [citado 18 de junio de 2002]. Disponible en internet: http://www.healtheffects.org/Pubs/LippmannSAS.pdf

Loomis, D., Castillejos, M., Gold, D.R., McDonnell, W., Borja-Aburto, V.H. 1999. Air pollution and infant mortality in Mexico City, Epidemiology 10: 118-123.

Molina, L.T., Molina, M.J. (Eds.) 2002. Air Quality in the Mexico Megacity, An Integrated Assessment . Kluwer Academic Publishers. Dordrecht, Holanda.

Pope, C.A. III, Dockery, D.W., Spengler, J.C., Raizenne, M.E. 1991. Respiratory Health and PM 10 Pollution: A Daily Time Series Analysis, Am. Rev. Resp. Dis ., 144:668-674.

Pope, C.A. III, Thun, M.J., Namboodiri, M.M., Dockery, D.W., Evans, J.S., Speizer, F.E., Heath, C.W.J. 1995. Particulate Air Pollution as a Predictor of Mortality in a Prospective Study of U.S. Adults, Am. J. Respir. Crit. Care.Med ., 151:669-674.

Rosales-Castillo, J.A., Torres-Meza, V.M., Olaíz-Fernández, G., Borja-Aburto, V.H. Los efectos agudos de la contaminación del aire en la salud de la población: evidencias de estudios epidemiológicos. Salud Pública de México [en línea] Vol. 43, No. 6, Noviembre-Diciembre de 2001. [citado 26 de julio de 2002] pp. 544-555. Disponible en: http://dge1.insp.mx/salud/43/436-5.pdf

Samet, J.M., Zeger, S.L., Dominici, F., Curriero, F., Coursac, I., Dockery, D.W., Schwartz, J. y Zanobetti, A. The National Morbidity, Mortality, and Air Pollution Study Part II: Morbidity and Mortality from Air Pollution in the United States. Synopsis of Research Report 94. [en línea] 18 de abril de 2001 [citado 18 de junio de 2002]. Disponible en internet: http://www.healtheffects.org/Pubs/Samet2-SAS.pdf

Secretaría de Salud 1994. “Norma Oficial Mexicana NOM-025-SSA1-1993. Salud Ambiental. Criterio para evaluar la calidad del aire ambiente, con respecto a las partículas menores de 10 micras (PM 10 ). Valor permisible para la concentración de partículas menores de 10 micras (PM 10 ) en el aire ambiente, como medida de protección a la salud de la población”. Diario Oficial de la Federación . 18 de Agosto de 1994. Secretaría de Gobernación. México, DF.

Spengler, J. y Wilson, R. 1996. “Emissions, Dispersion, and Concentrations of Particles”, En: R.Wilson and J.Spengler, Particles in Our Air. Concentrations and Health Effects , Harvard University Press, USA.

Schwartz, J. 1994. Air Pollution and Daily Mortality: A Review and Meta Analysis, Environmental Research , 64:36-52.

Schwartz, J., Spix, C., Touloumi, G., Bacharova, T., Barumamdzadeh, T ., et al . 1996. Methodological Issues in Studies of Air Pollution and Daily Counts of Deaths or Hospital Admissions, J Epidemiol Comm Health , 50(Suppl.1), S3-S11.

US Environmental Protection Agency (US-EPA) 1996. Air Quality Criteria for Particulate Matter: Volumes I, II and III . EPA/600/AP-95/001a-.cF. Office of Research and Development: Washington, D.C.

US Environmental Protection Agency (US-EPA) 1997. The Federal Register, 40 CFR Part 50: National Ambient Air Quality Standards for Particulate Matter , Final Rule.

Woodruff, T.J, Grillo, J. y Schoendorf, K.C. 1997. The relationship between selected causes of postneonatal infant mortality and particulate air pollution in the United States. Environ. Health Perspect . 105: 608-612.

World Health Organization. Air Quality Guidelines . [en línea] [Geneva, Switzerland]: WHO, 1999. Actua lización 25 de junio de 2002. [citado 10 de julio de 2002]. Disponible en internet: http://www.who.int/peh/air/Airqualitygd.htm

 

 

 

 

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Última Actualización: 27/08/2007