Recientemente, la Organización Mundial de la Salud (OMS)1 ha establecido unos nuevos valores guía para las concentraciones de partículas materiales en el aire en función de las concentraciones de partículas de diámetro inferior a 10 micras (PM10) y partículas de diámetro inferior a 2,5 micras (PM2,5), si bien aclara que es preferible la utilización de los valores de PM2,5 frente a los de PM10. Esta preferencia probablemente se base en que las PM10 tienen un importante componente de origen natural, sobre todo en las ciudades del sur de Europa, como pueden ser las intrusiones de aire del norte de África2,3. En una atmósfera urbana, el principal aporte a las PM2,5, entre un 70 y un 80%, se debe al tráfico rodado, y tienen un componente natural menos importante que las PM104, por lo que parece, a priori, un indicador más fiable para medir la actividad antropogénica. Además, estas partículas finas penetran más profundamente en los alvéolos pulmonares y, por tanto, es plausible que induzcan efectos más adversos para la salud que las partículas de diámetro mayor, como las PM10 o las partículas totales en suspensión (PST)5.

Por otro lado, todos los vehículos emiten partículas, pero aquellos con motores diésel emiten más material particulado que los de gasolina y de menor tamaño6. En España se ha producido un sustancial incremento en el número de vehículos con motores diésel que circulan en nuestras ciudades, pasando de 2.800.000 en 1997 a más de 8.400.000 en el año 20056. Estos vehículos emiten además partículas ultrafinas, de tamaño menor de 2,5 micras.

Estos factores hacen que la preocupación por el posible impacto de estas partículas PM2,5 sobre la salud de los ciudadanos sea cada vez más importante.

Pese a ello, en Europa, y más concretamente en España, son muy pocas las ciudades que miden de forma sistemática las concentraciones de PM2,5 en el aire o han comenzado recientemente, por lo que son escasos y relativamente recientes los estudios que analizan los posibles impactos sobre la salud de este tipo de partículas7,8,9, en contraposición a lo que ocurre en Estados Unidos, donde numerosos trabajos cuantifican el impacto de las PM2,5 desde hace décadas10,11, aunque la inmensa mayoría de ellos está centrada en población adulta o población general.

Como es conocido, los niños son más vulnerables que los adultos a los factores ambientales12, y en particular a la contaminación. La población infantil es la más vulnerable a los riesgos medioambientales debido a su inmadurez anatomofisiológica y a su dependencia psicosocial. Su constante estado de desarrollo y crecimiento hace que sus órganos y sistemas no sean completamente funcionales, es decir, los niños son más susceptibles a las amenazas medioambientales porque sus sistemas corporales aún se están desarrollando, ya que presentan cambios rápidos en el crecimiento, variaciones en la inmadurez de los órganos y los tejidos, y déficit cuantitativos y cualitativos en su sistema inmunitario13. Así, por ejemplo, el 80% de los alvéolos se forman después del nacimiento y los cambios en los pulmones continúan hasta la adolescencia, cuando completan su total desarrollo. Las fases especialmente críticas son la fetal y la primera infancia. Además, debido a su menor tamaño, los niños respiran más cantidad de aire por kilogramo de peso, y su frecuencia respiratoria también es mayor, lo que hace más nocivo el efecto tóxico de los contaminantes, irritando e inflamando más perjudicialmente su aparato respiratorio. Si a ello unimos la menor capacidad para neutralizar, destoxificar y eliminar los contaminantes externos, sus efectos adversos son más intensos y persistentes. Además, su zona «respiratoria» se encuentra a menor altura que la de los adultos, de forma que están más expuestos a los gases de los vehículos y a los contaminantes más pesados que se concentran en los niveles más bajos de la capa de aire14.

A todo esto hay que añadir, además, que por su comportamiento social los niños pasan mayor cantidad de tiempo que los adultos en el exterior, jugando y haciendo ejercicio, lo que prolonga el tiempo de exposición a los contaminantes atmosféricos15.

Pese a lo anteriormente expuesto, son muy pocos los trabajos que analizan el efecto de las PM2,5 sobre la salud infantil en las ciudades europeas16,17, y no se ha encontrado ninguno realizado específicamente para una ciudad española. Por tanto, el objetivo de este trabajo es analizar y cuantificar el impacto de las PM2,5 sobre los niños menores de 10 años, mediante un indicador de salud como es el número diario de ingresos hospitalarios por urgencias en un hospital de una gran ciudad española como Madrid.

Se trata de un estudio ecológico longitudinal de series temporales, en el que como variable dependiente se ha considerado el número de ingresos hospitalarios diarios en el servicio de urgencias, no programados, en el Hospital General Universitario Gregorio Marañón de Madrid, desde el 1 de enero de 2003 (fecha en que comienzan a medirse de forma sistemática las concentraciones de PM2,5 en Madrid) hasta el 31 de diciembre de 2005. Se han considerado los ingresos por todas las causas, excluidos los accidentes (CIE-10: A00R99). Los grupos de edad considerados han sido los menores de 10 años y los menores de un año.

Las variables independientes fueron las concentraciones medias diarias de los contaminantes atmosféricos químicos siguientes: partículas materiales de diámetro inferior a 10 micras (PM10), partículas materiales de diámetro inferior a 2,5 micras (PM2,5), óxidos de nitrógeno (NOx), dióxido de nitrógeno (NO2), dióxido de azufre (SO2) y ozono troposférico (O3). Estos contaminantes han sido facilitados por la Red de Control de la Contaminación Atmosférica del Ayuntamiento de Madrid. Asimismo, y debido a que en trabajos anteriores15 ha mostrado una asociación con los ingresos hospitalarios en este grupo de edad, se controló por contaminación acústica. Estas variables fueron obtenidas de la Red de Control del Ayuntamiento y se trabajó con los niveles sonoros equivalentes medios en 24h (Leq24), los niveles medios en el período día, es decir, de las 7.00 a las 23.00h (Leqdía) y los valores medios en el período noche, es decir, de las 23.00 a las 7.00 horas (Leqn). La contaminación acústica se mide en las mismas 30 estaciones en que se miden las concentraciones de los contaminantes químicos.

También se controló por polen de diversas especies (olivo, plátano, gramíneas y cupresáceas), medido en la Facultad de Farmacia de la Universidad Complutense de Madrid, ya que otros estudios mostraron una asociación estadísticamente significativa entre las concentraciones medias diarias de estas especies y los ingresos hospitalarios18. Se tuvieron en cuenta también las variables meteorológicas, como la temperatura máxima y mínima diarias, obtenidas del Observatorio de Madrid-Retiro, próximo al Hospital Gregorio Marañón. Otras variables de control fueron la existencia o no de epidemias de gripe, suministrada por la Consejería de Sanidad de la Comunidad de Madrid, los días de la semana, las tendencias y las estacionalidades anuales, semianuales, de 4 y de 3 meses. Se controló además por autocorrelación en la serie de ingresos hospitalarios, mediante la introducción del coeficiente autorregresivo de orden 1 de la variable dependiente.

El primer paso en el análisis lo constituyó la realización de diagramas de dispersión entre las variables independientes y las dependientes, lo que permite la determinación de posibles valores umbrales y, a su vez, establecer qué tipo de relación funcional hay entre las variables como paso previo para su modelización, ya que en el caso de que las relaciones no sean lineales será necesaria la transformación de estas variables, como ocurrió en trabajos previos sobre el efecto de variables ambientales respecto a los ingresos hospitalarios según diversos grupos de edad17,19. Estos diagramas de dispersión se ajustaron mediante el suavizado tipo LOWESS.

Posteriormente, se crearon variables con retardo en el tiempo, ya que el efecto entre la variable independiente y dependiente no tiene por qué ser simultáneo17,19.

Como último paso del análisis se crearon los modelos de regresión de Poisson20 para cuantificar la asociación entre las variables dependientes, los ingresos hospitalarios por urgencias y las variables independientes. Debido a que las variables independientes presentaban colinelidad entre ellas, el procedimiento fue la introducción de todas las variables en el modelo, incluidas las de control, e ir eliminando mediante un proceso de paso a paso, comenzando por las que presentaban menor asociación con las variables dependientes. En el modelo final quedaban excluidas todas las variables que no presentaban significación estadística (p<0,05) con los ingresos hospitalarios diarios por urgencias. El modelo de mejor ajuste se obtuvo con el análisis de las funciones de autocorrelación simple (ACF) y de autocorrelación parcial (PACF) de los residuos, a las que se exigía que tuviesen en todos sus retrasos una estructura de ruido blanco. También se utilizó como indicador de la bondad del ajuste el criterio de información de Akaike21. La cuantificación del impacto de las variables ambientales sobre los ingresos hospitalarios por urgencias se determinó mediante el riesgo relativo (RR) y del riesgo atribuible (RA), asumiendo que toda la población está expuesta a los efectos. El RA se calculó22 con la expresión RA=(RR−1)/RR. El RR se calculó mediante el valor del estimador suministrado por los modelos de regresión de Poisson. El paquete estadístico utilizado fue el S-Plus 2000.

La serie completa de ingresos diarios en urgencias comprende un total de 1.096 días. Durante este período se registraron 8.868 ingresos en el grupo de menores de 10 años, de los que 6.466 corresponden a menores de un año.

En la tabla 1 se muestran los estadísticos descriptivos de las variables dependientes y de las variables ambientales consideradas en el estudio. Cabe destacar el valor medio de la concentración de PM2,5, con un valor de 19,2μg/m3 y un rango de variación entre 5 y 71μg/m3. La fracción PM2,5/PM10 es de 0,59.

Tabla 1. Estadísticos descriptivos de los ingresos por todas las causas en el Hospital General Universitario Gregorio Marañón de Madrid (2003–2005) y del resto de variables ambientales consideradas (n=1.096)

La colinealidad entre las diversas variables de contaminación atmosférica química se muestra en la tabla 2. También se ha incluido el Leq24.

Tabla 2. Coeficientes de correlación de Pearson según los diferentes contaminantes químicos

En la figura 1 se incluye el gráfico de secuencia durante el período considerado para las PM2,5, objeto de este estudio.

Figura 1. Diagrama de secuencia de las concentraciones medias diarias de PM2,5 durante el período comprendido desde el 1 de enero de 2003 hasta el 31 de diciembre de 2005.

Los diagramas de dispersión entre la temperatura máxima diaria y los ingresos muestran la típica forma de V obtenida en otros trabajos previos17,19, con una temperatura de mínimos ingresos situada en 30°C. Esto lleva a dividir la temperatura en dos grupos: el grupo cálido, con valores superiores a 30°C, y el grupo frío, con valores de temperatura máxima diaria por debajo de 30°C. Matemáticamente, se expresaría de la forma siguiente:

Del mismo modo, la relación funcional entre los ingresos diarios y el ozono es cuadrática, con una concentración media diaria de mínimos ingresos situada en 65μg/m3, a partir de la cual comienzan a aumentar los ingresos hospitalarios, por lo que de manera similar al caso anterior podemos hablar de un ozono «alto» (O3a) y de un ozono «bajo» (O3b). Matemáticamente resultaría:

Los diagramas de dispersión para el resto de las variables ambientales son lineales, por lo que no hay que definir nuevas variables como ocurría anteriormente.

Especialmente interesantes son los diagramas de dispersión para las concentraciones de PM2,5 y los ingresos diarios para el grupo de 0-1 años (figura 2a). En ellos se observa un comportamiento lineal y sin umbral, si bien hay una concentración media diaria de PM2,5 situada prácticamente en 25μg/m3, a partir de la cual los ingresos aumentan de forma brusca. Similar comportamiento se observa en los ingresos diarios en el grupo de 0-9 años (figura 2b). Este valor de 25μg/m3 se supera, durante el período estudiado, en 248 ocasiones, lo que supone el 22,6% de los días.

Figura 2. a) Diagrama de dispersión entre la concentración media diaria de PM2,5 y los ingresos hospitalarios por todas las causas en el grupo de menores de un año. b) Diagrama de dispersión entre la concentración media diaria de PM2,5 y los ingresos hospitalarios por todas las causas en el grupo de menores de 10 años.

En la tabla 3 se muestran los RR y los RA correspondientes a las variables ambientales (con los retrasos en que se produce la asociación) y que resultan significativas con un valor de p<0,05 en los modelos de regresión de Poisson para los ingresos diarios en urgencias en el grupo de 0-1 años. En la tabla 4 se muestran los resultados correspondientes a los ingresos en el grupo de menores de 10 años.

Tabla 3. Variables ambientales estadísticamente significativas en la regresión de Poisson para los ingresos en urgencias del grupo de menores de un año

IC: intervalo de confianza; RA: riesgo atribuible; RR: riesgo relativo.

a RR y RA correspondientes a la variación en la concentración media diaria de PM2,5 de 10μg/m3.

b RR y RA por cada °C en que la temperatura máxima diaria no alcance a los 30°C.

c RR y RA por cada decibelio de aumento en Leq24.

d RR y RA para un incremento en la concentración media diaria de polen de olivo de 25granos/m3.

Tabla 4. Variables ambientales estadísticamente significativas en la regresión de Poisson para los ingresos por urgencias en el grupo de menores de 10 años

IC: intervalo de confianza; RA: riesgo atribuible; RR: riesgo relativo.

a RR y RA correspondientes a la variación en la concentración media diaria de PM2,5 de 10μg/m3.

b RR y RA correspondientes a la variación en la concentración media diaria de O3a de 10μg/m3.

c RR y RA por cada decibelio de aumento en Leqdía.

d RR y RA para un incremento en la concentración media diaria de polen de olivo de 25granos/m3.

El valor medio anual encontrado para la concentración de PM2,5 durante el período estudiado es de 19,2μg/m3. Esta concentración duplica prácticamente el valor guía marcado por la OMS para efectos a largo plazo1 establecido en 10μg/m3, a partir del cual son esperables efectos sobre la salud de la población.

La concentración media anual de PM2,5 obtenida para Madrid es similar a la encontrada en algunas ciudades de Estados Unidos, cuyos efectos en salud fueron analizados en dos estudios. Uno de ellos fue el de la Sociedad Americana del Cáncer (ACS), realizado por Pope23 en 2002, y el otro fue el llamado estudio de Harvard sobre 6 ciudades, realizado por Dockery10 en 1993, y reanalizado por Jarret24 en 2005. En ambos estudios se encontró una sólida asociación entre la concentración media anual de PM2,5 y la mortalidad. En el estudio de las 6 ciudades la concentración media anual fue de 18μg/m3, con un rango de variación entre ciudades de 11a29,6μg/m3. En el estudio de la ACS la media fue de 20μg/m3, con un rango de variación entre 9 y 33,5μg/m3. Según los resultados de Dockery10, puede hablarse de efectos en salud para unas concentraciones medias anuales entre 11 y 15μg/m3, por lo que los resultados obtenidos para Madrid indicarían un posible efecto de las PM2,5 sobre la salud de la población general, y más concretamente sobre la salud infantil, al ser éste un grupo de especial riesgo. Téngase en cuenta que en España el porcentaje de vehículos diésel respecto a los de gasolina es superior que en Estados Unidos, así que la composición de las partículas puede ser distinta, dando lugar a diferentes efectos sobre la salud.

En el entorno europeo son escasas las referencias a estudios relativos a las PM2,5. En esta línea, cabe destacar un estudio realizado para la ciudad de Roma25 que mostraba concentraciones medias anuales de 28μg/m3, con un rango de variación en 24h entre 5 y 101μg/m3, valores ligeramente superiores a los encontrados en nuestro trabajo.

La fracción PM2,5/PM10 encontrada en el presente estudio, con un valor de 0,59, es ligeramente superior a la establecida por la OMS1 de 0,5, pero se encuentra dentro del rango de valores para una atmósfera urbana que oscila entre 0,5 y 0,81.

Los resultados obtenidos muestran una alta colinealidad entre los diferentes contaminantes atmosféricos químicos primarios, lo cual es lógico puesto que en gran parte todos tienen la misma fuente común, que es el tráfico rodado. No obstante, las correlaciones encontradas entre los diferentes contaminantes y las PM2,5 son superiores siempre a las encontradas para las PM10, por lo que las concentraciones de PM2,5 serían más representativas del contenido de contaminantes primarios en el aire que las PM10. Este hecho queda aún más patente en los resultados de los modelos de regresión de Poisson, en los que se observa que el único contaminante primario que aparece con significación estadística en los modelos que relacionan los ingresos diarios en la población infantil son las PM2,5 y, por tanto, pueden tomarse como indicador de la calidad del aire en una gran ciudad.

En cuanto a la forma del diagrama de dispersión para la temperatura, ésta es similar a la encontrada en otros estudios realizados en Madrid para población infantil en el período 1995–200017, en los que la temperatura máxima diaria correspondiente a mínimos ingresos era ligeramente superior a la encontrada en este trabajo, aunque la diferencia no tiene significación estadística. Asimismo, la asociación cuadrática detectada para el ozono ya fue descrita para población general en trabajos anteriores19 y confirmada para población infantil17.

Lo que resulta novedoso en este estudio es la asociación encontrada entre las PM2,5 y los ingresos hospitalarios en urgencias en población infantil, con respecto a lo que se había detectado con otros contaminantes. La existencia de una relación lineal y sin umbral es similar a la encontrada para las PM10, pero lo que marca la diferencia es el brusco aumento que se detecta en los ingresos hospitalarios para concentraciones próximas a los 25μg/m3. Cabe destacar que la OMS1 establece precisamente este valor para las concentraciones medias en 24h como valor guía para protección para la salud a corto plazo (a partir de este valor aumenta la mortalidad en la población general).

En cuanto a los resultados mostrados en la tabla 4 respecto al impacto de las PM2,5 sobre los ingresos hospitalarios, cabe destacar, como se citó anteriormente, que es el único contaminante primario que aparece en la modelización. Es decir, es el contaminante que muestra una mayor asociación con los ingresos, pese a su colinealidad con los otros contaminantes.

El hecho de no disponer de información sobre las causas específicas de ingreso en este estudio impide hacer afirmaciones sobre el tipo de enfermedad asociada a los RR y RA encontrados. No obstante, la inmensa mayoría de los trabajos publicados en relación a este contaminante primario y los efectos en población infantil lo relacionan con un incremento de las enfermedades respiratorias26,27 y con la disminución del volumen de inspiración pulmonar a corto plazo28,29. Otros estudios relacionan el incremento de los valores de PM2,5 con el aumento de visitas en atención primaria por neumonía30 con un período de retraso similar al obtenido en este estudio (entre 0 y 2 días), o bronquitis31. También son numerosos los trabajos que relacionan el aumento de PM2,5 con exacerbaciones de crisis de asma en niños32,33,34,35.

Los valores de los RR hallados para un aumento en la concentración de PM2,5 de 10μg/m3 son ligeramente superiores a los encontrados en otros trabajos que relacionaban ingresos hospitalarios en niños y las PM10, y son sensiblemente superiores a los referidos a la población general, que utilizaban como indicador las concentraciones de PST19.

En cuanto a las otras variables que aparecen en los modelos de regresión de Poisson y que se muestran en las tabla 3, tabla 4, como es el caso del ruido, el frío, las concentraciones de ozono o la concentración de polen de olivo, únicamente cabe indicar que en estudios anteriores17,18 ya aparecían relacionadas con los ingresos hospitalarios en la población infantil, cuyo análisis no es objeto de este trabajo.

Por lo anteriormente expuesto, cabe concluir que las concentraciones de PM2,5 registradas en el período analizado en la ciudad de Madrid producen importantes efectos en la salud de la población infantil. El aumento de los vehículos diésel, que emiten en gran medida este tipo de partículas, parece indicar que se trata de un contaminante que tendrá una tendencia creciente en un futuro próximo y, por tanto, es necesaria la adopción de medidas destinadas a la disminución de las concentraciones de este contaminante, que se revela como un excelente indicador del impacto sobre la salud de la población de los problemas ligados a la contaminación atmosférica.

Financiación

Este trabajo ha sido financiado por el Instituto de Salud Carlos III. No Identificación SEPY 1453/07.

Recibido 8 Febrero 2008

Aceptado 22 Abril 2008

Autor para correspondencia. julio.diaz@uam.es