ONTAMINANTES DEL AIRE Y SUS EFECTOSdocumentacion.ideam.gov.co/openbiblio/bvirtual/001083/...les (es...

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2CONTAMINANTES DEL AIRE

Y SUS EFECTOS

Los contaminantes del aire pueden agru-parse en dos categorías: primarios, si seemiten directamente a la atmósfera, ysecundarios, si se forman en la atmósfe-

ra como resultado de reacciones químicas(hidrólisis, oxidación o reacciones fotoquímicas)en las que intervienen contaminantes primarios.Los contaminantes primarios emitidos por vehí-culos automotores son, entre otros: bióxido decarbono (CO2), monóxido de carbono (CO), hi-drocarburos (HC), bióxido de azufre (SO2),óxidos de nitrógeno (NOx), materia particulada(MP) y plomo. Los contaminantes secundariosvinculados a las emisiones de vehículos automo-tores son, entre otros: bióxido de nitrógeno(NO2), oxidantes fotoquímicos (por ejemplo, elozono), y los ácidos sulfúrico o nítrico y sus sa-les (es decir, los sulfatos y nitratos en forma deaerosoles). El NO2 se forma mediante la oxida-ción en el aire del óxido nítrico (NO), un con-taminante gaseoso formado a altas temperaturasde combustión y liberado por los vehículos au-tomotores. El ozono (O3) se forma a partir delos NOx y los HC reactivos en presencia de luzsolar. El SO2 y el NOx pueden reaccionar con lahumedad, el oxígeno y las partículas de la at-mósfera formando ácido sulfúrico o nítrico, osus sales.

En este capítulo se presenta un panorama delas fuentes, propiedades y características de lasemisiones de contaminantes atmosféricos pro-cedentes de los vehículos. Se analizan los facto-res que afectan la dispersión de estoscontaminantes, como los meteorológicos y lostopográficos. Se presenta a continuación unaexplicación de los efectos para la salud y el me-dio ambiente y una cuantificación de los efectos

para la salud humana. Por último, se indican lasnormas sobre la calidad del aire ambiente adop-tadas por diferentes países de América Latina ylas opciones de diseño para los sistemas de vigi-lancia de la calidad del aire ambiente.

Emisiones de contaminantes de losvehículos automotores

Las emisiones de los vehículos automotores sonel resultado de la combustión o de la evapora-ción del combustible. Los combustibles más co-munes para el transporte son la gasolina (con osin plomo) para vehículos livianos (como losautomóviles) y el diesel para los vehículos pesa-dos (como los autobuses y los camiones). Se uti-lizan también otros combustibles comerciales enlos vehículos livianos, como los alcoholes (eletanol y el metanol), mezclas de gasolina y alco-hol, gas natural comprimido (GNC) y gas licua-do de petróleo (GLP). Los vehículos pesadosutilizan también otros combustibles, como lagasolina, el GNC y el GLP.

Las emisiones procedentes de los vehículoscon motores de encendido por chispa (por ejem-plo, los vehículos de gasolina) son emitidas porel escape, el cárter y el sistema de combustible(carburador, líneas y tanque de combustible).El CO2 y el vapor de agua (H2O), los principalesproductos de la combustión, son liberados enlos gases por el escape del vehículo. Los mayo-res contaminantes emitidos por los vehículos degasolina son CO, HC, NOx y plomo. También,SO2 puede estar presente en los gases del esca-pe. El sistema de aire acondicionado, los neu-máticos, los frenos y otros componentes delvehículo también producen emisiones.

16 Capítulo 2

Cuadro 2.1 Emisiones del escape de vehículos de gasolina livianos sin dispositivosde control, para diferentes modalidades de conducir(partes por millón)

Moda l i dad CO HC NOx CO2

Marcha mínima (ralenti) 16 1,3 0,1 68Aceleración 0�15 mph 2.997 536 62 10.928 0�30 mph 3.773 757 212 19.118

Circulación 15 mph 67 5,1 0,8 374 30 mph 30 3,0 2,0 323 45 mph 28 2,9 4,2 355 60 mph 29 2,9 6,4 402

Desaceleración 15�0 mph 1.902 344 21 5.241 30�0 mph 1.390 353 41 6.111

mph = millas por hora.Fuente: Bellomo y Liff 1984.

Para una determinada calidad de gasolina, lasconcentraciones de muchos de estos contami-nantes dependen de factores tales como la rela-ción aire-combustible en el cilindro en elmomento de la combustión, la sincronizacióndel encendido, la geometría de la cámara decombustión, los parámetros del motor (por ejem-plo, velocidad, carga y temperatura) y el uso delos mecanismos de los controles de remisión. Losvehículos con motores de inyección electrónicade combustible mantienen una relación aire-combustible de aproximadamente 14,7:1 (esdecir, 14,7 gramos de aire por gramo de gasoli-na, que es la relación estequiométrica para lamezcla aire-gasolina) a fin de lograr una com-bustión completa. Con relaciones más altas (mez-clas �pobres�) se producen menos emisiones deHC y CO, en tanto que las relaciones más bajas(mezclas �ricas�) producen más emisiones de COy de HC no quemados o parcialmente quema-dos. La sincronización del encendido tambiénafecta el proceso de combustión. La relaciónaire-combustible y la sincronización del encen-dido pueden ajustarse fácilmente, tanto en lasespecificaciones del diseño como en los ajustesde afinación sobre el terreno (Bellomo y Liff1984). Los vehículos de gasolina livianos que noestán equipados con mecanismos de control dela contaminación son los que tienen las mayo-res emisiones del escape durante la aceleración,seguida de la desaceleración, la circulación y lamarcha mínima (ralenti) (cuadro 2.1). Los fre-

cuentes cambios de ciclo, debido a la necesidadde detener y arrancar el vehículo en zonas ur-banas congestionadas, acrecientan las emisionesde contaminantes. A mayores velocidades de cir-culación disminuyen las emisiones de HC y CO,pero se incrementan las de NOx y CO2. Los con-vertidores catalíticos de tres vías instalados enlos vehículos de gasolina pueden reducir lasemisiones de CO y HC en un 90% y las de NOx

en un 70% con respecto de los vehículos sincontroles (véase el capítulo 3).

Las emisiones por evaporación son vapores dehidrocarburos que se liberan directamente a laatmósfera, principalmente procedentes del tan-que de combustible y del carburador. Las pérdi-das del tanque de combustible consistenprincipalmente en las fracciones más volátilesdel combustible desplazado desde el espacio devapor que se encuentra por encima del combus-tible líquido en el tanque y son, en general, elresultado de un cambio de temperatura en eltanque; también pueden deberse a los cambiosde temperatura que ocurren durante el día. Laspérdidas del carburador se producen principal-mente cuando se detiene un motor caliente. Lasemisiones del carburador por evaporación sehan aliviado en gran medida con el advenimien-to de los motores con inyección electrónica decombustible, que mantienen el combustible bajopresión y evitan que escape del sistema. Lasemisiones diurnas y por pérdidas del carbura-dor son controladas por cartuchos de carbón

Contaminantes del aire y sus efectos 17

Cuadro 2.2 Emisiones del escape de vehículos pesados, sin dispositivos de control,para diferentes modalidades de conducir(partes por millón)

Vehículo de gasolina Vehículo dieselModa l i dad CO HC NOX CO HC NOX

Marcha mínima(ralent i ) 69.000 5.300 30 Traza 400 60

Aceleración 29.000 1.600 1.020 1.000 200 350Circulación 27.000 1.000 650 Traza 100 240Desaceleración 39.000 10.000 20 Traza 300 30

Fuente: Faiz et al. 1994.

activado instalados en el vehículo. También seproduce este tipo de emisiones durante la cargade combustible, por desplazamiento y derrames,lo que representa una gran proporción de emi-siones de hidrocarburos.

Las emisiones del cárter son componentes delcombustible no quemados o parcialmente que-mados que, bajo presión, escapan de la cámarade combustión, pasan entre los pistones e in-gresan al cárter. En los vehículos de modelos másantiguos, estas emisiones se ventilaban a la at-mósfera. En los más nuevos se controlan reci-clándolas al motor a través del sistema de tomade aire (Faiz, Weaver y Walsh 1996).

Con respecto a los contaminantes de los vehí-culos diesel cabe mencionar las partículas (in-cluido el humo), NOx, SO2, CO y HC. La mayoríade los contaminantes del aire procedentes delos vehículos diesel son emitidos por el escape.Dado que los motores diesel operan con una altarelación aire-combustible (alrededor de 30:1),tienden a liberar menos emisiones de HC y CO.Tienen, sin embargo, emisiones considerable-mente más elevadas de partículas que los vehí-culos de gasolina. Para los vehículos pesados, lasemisiones de CO, HC y NOx en el escape de-penden también de las modalidades de condu-cir, velocidad y carga del motor. El cuadro 2.2muestra los efectos de las diferentes modalida-des de conducir sobre las emisiones de conta-minantes de los vehículos pesados que no tienenmecanismos de control. Los convertidorescatalíticos de dos vías usados en los vehículosdiesel pueden reducir las emisiones de CO enun 80% y en un gran porcentaje HC presenteen las emisiones de MP (véase el capítulo 3).

La temperatura ambiente también afecta lavelocidad de las emisiones de los contaminan-tes de los vehículos. A más altas temperaturas seproducen más emisiones por evaporación que

contienen la fracción más volátil de los HC enla gasolina, pero emisiones más bajas de HC yNOx en los gases del escape. Las emisiones deCO tienden a ser más altas a menor temperatu-ra. Las emisiones de partículas y SO2 no se venafectadas por la temperatura ambiente.

Además, a mayor altitud, donde la densidaddel aire es más baja, aumenta la relación com-bustible-aire de la mezcla que ingresa al motorde los vehículos equipados con carburadores osistemas de inyección continua de combustible.Una relación más alta reduce la potencia delmotor e incrementa las emisiones de CO y HCen los vehículos de gasolina. Se requieren ajus-tes del motor a altitudes elevadas para reducirestas emisiones. En el caso de los vehículos equi-pados con sistemas de inyección electrónica decombustible, que compensan automáticamentelos cambios de altitud, dichos ajustes no sonnecesarios (Faiz, Weaver y Walsh 1996).

Contaminantes atmosféricos

Monóxido de carbono. El monóxido de carbono(CO), gas incoloro, inodoro y ligeramente másdenso que el aire, es emitido por fuentes natu-rales y antropogénicas. Las fuentes antropo-génicas forman CO a partir de la combustiónincompleta de combustibles carbonáceos en ve-hículos automores, sistemas de calefacción, ins-talaciones industriales, plantas de generaciónde energía térmica e incineradores. El tiempode residencia y la turbulencia de la cámara decombustión, el punto de inflamabilidad y el ex-ceso de oxígeno afectan la formación de CO.La conversión de CO a CO2 en la atmósfera eslenta y tarda de dos a cinco meses (Masterson,Slowinski y Stanitski 1985).

18 Capítulo 2

Los vehículos automores (especialmente losautomóviles) son los que más producen emisio-nes de CO de origen antropogénico. Se estimaque en 1995 las emisiones mundiales de CO cau-sadas por el hombre alcanzaron 350 millones detoneladas, 59% de las cuales tienen su origenen el sector de transporte, el 39% en los secto-res residencial y comercial y 2% en los sectoresindustrial y de generación de energía. Los paí-ses en desarrollo son los responsables del 50%de las emisiones mundiales de CO. En estos paí-ses, el sector de transporte representa el 53%de las emisiones de CO y los sectores residencialy comercial, el 46%. En los centros urbanos deAmérica Latina, los vehículos automotores ge-neran entre el 60% y más del 90% de las emisio-nes de CO (OECD/IEA 1991).

Oxido de nitrógeno. Se incluyen entre los óxidosde nitrógeno el óxido nítrico (NO), el bióxidode nitrógeno (NO2), el óxido nitroso (N2O), eltrióxido de nitrógeno (N2O3) y el pentóxido denitrógeno (N2O5). Los óxidos de nitrógeno sonproducidos por fenómenos naturales como losrelámpagos, las erupciones volcánicas y la acciónbacteriana en el suelo, y además por fuentesantropogénicas como los combustibles en mo-tores de combustión interna, las plantasgeneradoras de energía térmica, las instalacio-nes industriales, los sistemas de calefacción y losincineradores. El NO y NO2, representados co-lectivamente como NOx, son los principales óxi-dos de nitrógeno emitidos por los vehículos. El90% de estas emisiones son en forma de NO. ElNO se produce en el motor del vehículo debidoa la combustión de nitrógeno a altas temperatu-ras. El NO2, formado por la oxidación del NO,tiene un color café rojizo y un olor agrio. Unavez en la atmósfera, puede participar en unaserie de reacciones (en presencia de radiaciónultravioleta) que producen smog fotoquímico, loque reduce la visibilidad. Puede también reac-cionar con la humedad del aire y formar ácidonítrico (HNO3) en forma de aerosol. En la at-mósfera más baja (tropósfera) el NO2 forma ozo-no al reaccionar con los HC. En las capas másaltas de la atmósfera reacciona con el monóxidode cloro formando nitrato de cloro y liberandoátomos de cloro que destruyen el ozono al reac-cionar con el ácido clorhídrico.

Los vehículos automotores son los principa-les responsables de las emisiones antropogénicasde NOx. Se calcula que en 1995 se emitieron entodo el mundo 93 millones de toneladas de NOx,

el 43% de las cuales provinieron del sector detransporte, 32% del sector de generación deenergía, 12% del sector industrial, 8% de lossectores residencial y comercial y 5% de otrasfuentes. Se atribuyen a los países en desarrolloel 26% de las emisiones mundiales de NOx. Enestos países, el sector de transporte representael 49% de las emisiones de NOx, y el sector degeneración de energía eléctrica el 25%; el sec-tor industrial el 11%; los sectores residencial ycomercial el 10%, y otras fuentes el 5% (OECD/IEA 1991).

Hidrocarburos. Los hidrocarburos (HC) se defi-nen químicamente como compuestos de carbo-no e hidrógeno. No obstante, en los estudiossobre la calidad del aire, el término suele abar-car una variedad de otros compuestos orgáni-cos volátiles, como los alcoholes y los aldehídos.La mayoría de los hidrocarburos no son directa-mente dañinos para la salud a las concentracio-nes en que se encuentran en el aire ambiente.Pero, debido a las reacciones químicas que seproducen en la tropósfera, desempeñan unaimportante función en la formación de NO2 yozono, que sí son un peligro para la salud y elmedio ambiente. Entre los hidrocarburos, elmetano (CH4) no participa de estas reacciones.Dado que el resto de los hidrocarburos, hidro-carburos no parafínicos, son reactivos y formancontaminantes atmosféricos secundarios, los es-tudios sobre la calidad del aire se han centradoen ellos (Horowitz 1982).

Los hidrocarburos proceden de fuentes natu-rales y antropogénicas. Entre las fuentes natu-rales cabe citar la descomposición anaeróbica delas plantas en pantanos y marismas, la filtraciónde gas natural y de yacimientos petrolíferos y lasemisiones de los árboles. Las dos primeras fuen-tes producen principalmente metano, en tantola tercera produce hidrocarburos fotoquímica-mente reactivos (Horowitz 1982). Las fuentes deemisiones antropogénicas son, entre otras, losvehículos automotores, los tanques de almace-namiento y las estaciones de transferencia degasolina y solventes, las refinerías de petróleo ylas plantas químicas y petroquímicas. Las emi-siones de hidrocarburos procedentes de vehícu-los automotores se producen cuando lacombustión es incompleta. Alrededor del 55%de las emisiones de hidrocarburos de los vehí-culos de gasolina sin controles de emisiones seoriginan en el sistema del escape, del 13% al25% proceden de las emisiones del cárter, y del


radores y convertidores catalíticos (cuadro 2.3;AQIRP 1991). No existen aldehídos ni 1,3-butadieno en la gasolina, el diesel, el etanol y elmetanol, pero aparecen en los gases del escapecomo productos de la combustión parcial. Losaldehídos se forman en la atmósfera a partir deotros contaminantes de fuentes móviles y tienenuna elevada reactividad fotoquímica en la for-mación de ozono. Los principales tipos dealdehídos que se forman son el formaldehído yel acetaldehído. La combustión del etanol favo-rece las emisiones de acetaldehído, en tanto quela combustión del metanol favorece las emisio-nes de formaldehído. Los automóviles de gaso-lina con dispositivos de control tienen emisionesmás elevadas de formaldehído que deacetaldehído (véase el cuadro 2.3). Los vehícu-los de gasolina sin dispositivos de control emi-ten de 0,6 a 2,3 gramos de aldehídos por litroen tanto que los vehículos diesel sin controlesemiten de 1 a 2 gramos de aldehídos por litro(Wijetilleke y Karunaratne 1995). Los hidrocar-buros aromáticos policíclicos son emitidos a unatasa más elevada en el escape de los vehículosdiesel que en los vehículos de gasolina.

Ozono. El ozono es un gas incoloro que se en-cuentra en dos capas separadas de la atmósfera.El ozono que se encuentra en la capa exteriorde la atmósfera (estratósfera) se forma por lafotólisis del oxígeno o de hidrocarburos que seencuentran naturalmente y protegen a la tierrade los rayos ultravioletas. En la capa inferior(tropósfera), el ozono a nivel del suelo se formacomo resultado de la reacción entre los com-puestos orgánicos volátiles y los NOx con el oxí-

Cuadro 2.3 Emisiones de contaminantes atmosféricos tóxicos del escape de automóvilesde gasolina

Benc eno 1, 3 Butadieno Formaldehído Acetaldehído

Automóviles modelo 1989a

Emisiones tóxicasb (mg/km) 4,4�10,8 0,3�0,9 0,7�2,1 0,4�0,8Porcentaje de emisiones tóxicas 60�85 6�10 7�24 2�8

Automóviles de EE.UU. modelos 1983�85a

Emisiones tóxicasb (mg/km) 7,7�14,4 0,6�2,6 4,4�11,9 1,5�2,7Porcentaje de emisiones tóxicas 36�66 2�11 22�49 7�13

a. Los automóviles de EE.UU. modelo 1989 están equipados con motores con inyección de combustible y nuevatecnología. Los automóviles de EE.UU. modelos 1983-85 tienen motores con carburadores y convertidores catalíticos.b. Rango total de emisiones tóxicas: 6,3 mg/km a 13,1 mg/km para automóviles modelo 1989 y 16,9 mg/km a 25,0 mg/kmpara automóviles modelo 1983-85.Fuente: AQIRP 1991.

20% al 32% se evaporan en las líneas de com-bustible, en el tanque de combustible y en elcarburador. El metano constituye del 5% al 15%de las emisiones de hidrocarburos de los vehí-culos que no están equipados con convertido-res catalíticos y hasta el 40% de los hidrocarburosde los gases del escape en los vehículos equipa-dos con catalizadores. Esto se debe a que loscatalizadores son menos eficientes para oxidarel metano que otros hidrocarburos. En presen-cia de radiación ultravioleta, los hidrocarburosno parafínicos y los NOx reaccionan con el oxí-geno para formar ozono en la tropósfera. El tiem-po de reacción varía de menos de una hora avarios días, dependiendo de la reactividad deestos hidrocarburos.

Los vehículos emiten hidrocarburos tóxicos,entre ellos el benceno, el 1,3-butadieno,aldehídos, e hidrocarburos aromáticospolicíclicos. El benceno es uno de los hidrocar-buros aromáticos que está presente en la gasoli-na. Aproximadamente de un 85% a un 90% delas emisiones de benceno provienen de los ga-ses del escape y el resto directamente de la eva-poración de la gasolina y de pérdidas en ladistribución (Faiz, Weaver y Walsh 1996). Elbenceno del escape tiene su origen en la com-bustión parcial de otros hidrocarburos aromáti-cos de la gasolina, como el tolueno y el xileno, yen el benceno que ya está presente en la gasoli-na. El benceno constituye del 63% al 85% de lasemisiones tóxicas del escape de los automóvilesde gasolina equipados con mecanismos de in-yección de combustible en el motor y nueva tec-nología, y del 36% al 65% de los automóviles demodelos anteriores cuyos motores tienen carbu-

20 Capítulo 2

geno del aire, en presencia de luz solar y a altastemperaturas. El ozono a nivel del suelo es unode los principales componentes del smog en zo-nas urbanas y los vehículos automotores son laprincipal fuente antropogénica de emisiones desus precursores. Las zonas de los centros urba-nos hacia donde soplan los vientos también pue-den verse afectadas por el ozono a nivel del suelosi los vientos transportan compuestos orgánicosvolátiles y NOx de sus fuentes originales. Las re-acciones que forman ozono a nivel del suelo tam-bién producen pequeñas cantidades de otroscompuestos orgánicos e inorgánicos como elperoxiacetilnitrato y el ácido nítrico (Horowitz1982). Las concentraciones de ozono a nivel delsuelo dependen de las concentraciones absolu-tas de sus precursores así como de sus concen-traciones relativas y de la intensidad de laradiación solar, que presenta variaciones duran-te el día y de una estación a otra. Las inversio-nes térmicas elevan las concentraciones delozono a nivel del suelo (World Bank 1996).

Bióxido de azufre. El bióxido de azufre (SO2) esun gas estable, no inflamable, no explosivo eincoloro que puede detectarse por el gusto enconcentraciones de 1.000 µg/m3 o por el olfatoa concentraciones superiores a los 10.000 µg/m3. Es extremadamente soluble en agua. El SO2

se produce mediante la quema de combustiblesfósiles que contienen azufre en la generaciónde energía térmica, calefacción, cocción y trans-porte. Otras fuentes son la refinación de petró-leo y la fundición de minerales metálicos. En laatmósfera, el SO2 puede convertirse en trióxidode azufre (SO3) al reaccionar con el oxígeno. ElSO2 y el SO3 reaccionan con la humedad del airepara formar ácido sulfuroso (H2SO3) y sulfúrico(H2SO4), los que pueden ser transportados porel viento muchos cientos de kilómetros antes decaer a la tierra en forma de lluvia ácida. Tam-bién pueden producirse sulfatos a través de lareacción de estos compuestos de azufre con losmetales presentes en la MP.

Se estima que las emisiones mundiales de SO2

alcanzan los 294 millones de toneladas anuales.De este total, 160 millones de toneladas provie-nen de fuentes antropogénicas. Alrededor del90% de estas emisiones se originan en el hemis-ferio norte; Estados Unidos y las repúblicas dela antigua Unión Soviética son las fuentes prin-cipales (UNEP 1991). La contribución del sec-tor de transporte a las emisiones mundiales deSO2 se estima entre un 2% y un 6%.

Materia particulada. La MP consiste en sólidosfinos y gotitas de líquidos, con excepción delagua pura, que están dispersos en el aire. Se ori-ginan en fuentes naturales y antropogénicas.Entre las fuentes naturales cabe mencionar elpolvo arrastrado por el viento, cenizas volcáni-cas, incendios forestales, sal marina y polen. Sonfuentes antropogénicas, entre otras, las plantasde generación de energía térmica, la industria,las instalaciones comerciales y residenciales y losvehículos automotores que utilizan combustiblesfósiles.

El total de partículas en suspensión (TPS) se re-fiere a las partículas con un diámetro aerodiná-mico de menos de 70 µm1. Las partículas de másde 10 µm de diámetro son resultado de accio-nes físicas como la erosión causada por el vientoo las operaciones de molienda y tienden a sedi-mentarse cerca de su fuente de emisión. Laspartículas con un diámetro aerodinámico de 10µm o menos, conocidas como partículas inhalablesen suspensión o MP-10, se mantienen en la atmós-fera durante períodos más largos debido a susbajas velocidades de sedimentación. Las MP-10pueden penetrar profundamente en las vías res-piratorias y afectar la salud de los seres huma-nos. La MP con un diámetro aerodinámico de2,5 µm a 10 µm o menos recibe el nombre departículas finas (MP-2,5) , en tanto que las másgrandes se llaman partículas gruesas.

En general, las partículas gruesas procedendel polvo arrastrado por el viento, los vehículosque recorren caminos no pavimentados, la ma-nipulación de materiales y las operaciones detrituración y molienda. Casi toda la MP emitidapor los vehículos automotores está compuestapor partículas finas y una gran fracción de ellastiene un diámetro aerodinámico inferior a 1 µm.Las MP-2,5 son el resultado de la quema de com-bustibles fósiles en las plantas de generación deenergía y de manufactura, chimeneas y cocinasa leña en casas particulares y quema de dese-chos agrícolas. Las MP-2,5 también pueden for-marse en la atmósfera como aerosoles debido areacciones químicas entre gases tales como elSO2, NOx y compuestos orgánicos volátiles. Lossulfatos, comúnmente generados por la conver-sión de emisiones de azufre primario, constitu-yen la fracción más grande, en masa, de lasMP-2,5 (Pope et al 1995). Las MP-2,5 tambiénpueden formarse como resultado de la solidifi-

1. 1µm = 1 micrómetro = 1 micrón = 10-6 metros.


cación de sales de metales volátiles en forma decristales tras el enfriamiento de los gases calien-tes del escape de los vehículos en el aire am-biente (Winchester 1989). Las MP-2,5 puedenpermanecer suspendidas en el aire y recorrergrandes distancias.

Los vehículos de gasolina tienen tasas de emi-sión de MP más bajas que los vehículos diesel.Las emisiones de partículas de los vehículos degasolina se deben a la combustión incompletade aceite lubricante y de aditivos del combusti-ble o del aceite que forman cenizas (Faiz, Weavery Walsh 1996). En el caso de los vehículos queusan gasolina con plomo, los compuestos de plo-mo son responsables de una gran proporciónde emisiones de MP. Las partículas liberadas porlos vehículos diesel consisten en hollín formadodurante la combustión, hidrocarburos pesadoscondensados o absorbidos en el hollín y sulfatos.Estas emisiones contienen hidrocarburos aromá-ticos policíclicos. En los vehículos diesel másantiguos, la contribución del hollín a las emisio-nes de partículas se encuentra entre el 40% y el80%. Con el advenimiento de las medidas decontroles de emisiones en los motores, sin em-bargo, se ha reducido considerablemente la li-beración de hollín. Los hidrocarburos pesados,nombre con que se hace referencia a la fracciónorgánica soluble de la MP, tienen su origen enel aceite lubricante, el combustible no quema-do y los compuestos que se forman durante lacombustión (Walsh 1995).

El humo negro, asociado con la porción dehollín de la MP emitida por vehículos diesel, seforma debido a una deficiencia de oxígeno du-rante la fase de combustión o de expansión. Laformación de humo azul, gris y blanco se debe alos hidrocarburos condensados en el escape delos vehículos diesel. El humo azul o gris es elresultado de la vaporización del aceite lubrican-te, en tanto que el humo blanco se producedurante el arranque del motor a baja tempera-tura. Los aditivos del combustible como el ba-rio, el calcio o el magnesio reducen las emisionesde humo pero incrementan las de partículas desulfatos, y pueden además incrementar las dehidrocarburos aromáticos policíclicos. Los adi-tivos con compuestos de cobre pueden reducirlas emisiones de MP, pero pueden catalizar lareacción entre los hidrocarburos y trazas decloruros contenidos en el diesel formandodioxinas, las cuales son emitidas por el escape(Faiz, Weaver y Walsh 1996). El uso de bario yde cobre en los aditivos del diesel es motivo de

inquietud debido a sus propiedades tóxicas.

Plomo. Los vehículos automotores que utilizancomo combustible gasolina con plomo son lafuente principal de plomo en el ambiente. Seagrega tetraetilo de plomo a la gasolina paraaumentar su octanaje, lo que mejora las carac-terísticas antidetonantes del combustible en losmotores con encendido por chispa. Alrededordel 70% al 75% de este plomo se transforma enplomo inorgánico en los motores de los vehícu-los después de la combustión y se emite a la at-mósfera a través del caño del escape junto conel 1% del plomo orgánico que pasa sin modifi-caciones a través del motor. El resto del plomopermanece atrapado dentro del sistema delescape. Las emisiones de plomo orgánico seproducen generalmente en forma de vapor, entanto que el plomo inorgánico es liberado enforma de MP, a menudo de menos de 1 mm detamaño.

El plomo inorgánico en el aire ambiente tam-bién se origina en las emisiones de la combus-tión del carbón y de varias industrias que utilizaneste metal, como las fundidoras y las plantas deacumuladores de plomo. Si bien el plomo de lagasolina representa menos del 10% de toda laproducción de plomo refinado, entre el 80% yel 90% del plomo en el medio ambiente mun-dial proviene de la combustión de gasolina conaditivos de plomo (GEMS 1988).

Bióxido de carbono. El bióxido de carbono (CO2)es un gas de efecto invernadero2. Entre 1970 y1992, las concentraciones de CO2 en la atmósfe-ra se incrementaron de 325 ppm a 356 ppm(WRI 1994). El incremento en las concentracio-nes de CO2, que está vinculado al calentamien-to del planeta, resulta principalmente de unamayor explotación de combustibles fósiles (in-cluyendo los combustibles que utilizan los vehí-culos automotores) y del uso del suelo (inclusivela desforestación).

Entre 1970 y 1992, las emisiones globales deCO2 vinculadas a la producción de energía seelevaron de aproximadamente 15.000 millones

2. Los gases de efecto invernadero son gases que absor-ben parte del calor radiado de la superficie de la Tierra,que de otra manera se escaparía al espacio. Este procesoeleva la temperatura de la atmósfera. Además del CO2, exis-ten otros gases que producen el efecto invernadero, comoel vapor de agua, el metano, el óxido nitroso, el ozono yotros gases trazas.

22 Capítulo 2

de toneladas a 22.000 millones de toneladas.Durante este período, las emisiones de CO2 au-mentaron en 28% en los países de la OCDE y en82% en los países que no pertenecen a esta or-ganización. Los mayores productores de emisio-nes de CO2 eran Estados Unidos, la antiguaUnión Soviética y China (EIA 1994a).

En 1992, la región de América Latina y el Ca-ribe liberó aproximadamente 1.100 millones detoneladas de CO2: menos que cualquiera de lasotras regiones que no pertenecen a la OCDE,con excepción de África. Las emisiones de CO2

fueron el resultado, principalmente, de la com-bustión del petróleo, del gas natural y del car-bón. Brasil y México juntos representaron el 52%de las emisiones de CO2 de la región. Otros paí-ses con grandes cantidades de emisiones de CO2

fueron Venezuela, Argentina y Colombia, conun aporte total de un 26%. La participación delsector de transporte en las emisiones de CO2 deestos cinco países fue de 36% (EIA 1994b).

Clorofluorocarbonos. Los clorofluorocarbonos(CFC) se utilizan principalmente en aerosoles,solventes, espumación, refrigeradores y equiposde aire acondicionado. La fuente de emisionesde CFC de los vehículos automotores es el gasfreón que se utiliza en el sistema de aire acondi-cionado. La contribución de los vehículos auto-motores a las emisiones mundiales de CFC seestima en alrededor del 28% (Faiz, Weaver yWalsh 1996).

A diferencia de otros contaminantes, los me-canismos naturales de limpieza, como la lluvia,no afectan a los CFC. Los CFC liberados a la at-mósfera se elevan a la capa estratosférica en unplazo de 10 años y se estima que permanecenahí durante 400 años. Las moléculas de CFC so-bre las que incide la radiación ultravioleta libe-ran átomos de cloro, que destruyen el ozonomediante la formación de monóxido de cloro.Además, cuando un átomo de oxígeno libre re-acciona con una molécula de cloruro, se formauna molécula de oxígeno y se libera un átomode cloro que destruye una mayor cantidad deozono. La destrucción del ozono en laestratósfera produce una mayor exposición a laradiación ultravioleta con una gama de longi-tud de onda comprendida entre 295 nm y 300nm (UV-B), que es biológicamente la más noci-va (USEPA 1995)3.

Las emisiones mundiales de CFC se elevaronexponencialmente durante los años sesenta yprincipios de los setenta pero disminuyeron des-pués de la prohibición del uso de los CFC enEstados Unidos en 1984 y de la firma del Proto-colo de Montreal en 1987. El Protocolo deMontreal establece restricciones a la produccióndel consumo de CFC y halones conforme al si-guiente calendario: reducción a los niveles de1986 para 1989, 80% de los niveles de 1986 para1994 y 50% de los niveles de 1986 para 1999.Los países en desarrollo siguen un calendariomenos estricto. El protocolo fue afianzado porel Acuerdo de Londres de 1990, que incluía uncalendario más rápido y la eliminación gradualy completa de ciertos productos químicos queagotan el ozono. Las enmiendas de Copenhaguede 1992, que aún no han entrado en vigencia,acortaron aún más el calendario de eliminacióngradual. En 1991, se estimaba que las emisionesmundiales de CFC ascendían a 400.000 tonela-das métricas, de las cuales sólo 3,5% (o 14.000toneladas métricas) provenían de países deAmérica Latina (WRI 1994).

Cuantificación de las emisionesde contaminantes

La contaminación atmosférica en las zonas ur-banas tiene su origen en fuentes móviles, esta-cionarias y naturales. La contribución de cadatipo de fuente depende del lugar. La recolec-ción y compilación sistemática de informacióndetallada sobre emisiones de contaminantes enuna área dada se conoce con el nombre de �in-ventario de emisiones�. El inventario de emisio-nes debe contener tanta información como seanecesario sobre el tipo de fuente, la composi-ción de las emisiones y las tasas de emisiones dedistintos contaminantes. El inventario debemantenerse actualizado a efectos de estudiar lasrepercusiones de las variaciones en las fuentesde contaminación (como el incremento del par-que automotor) y la eficacia de las estrategiasde control de la contaminación atmosférica so-bre la calidad del aire ambiente (Rossano yRolander 1976). Sólo unos pocos centros urba-nos (Ciudad de México y São Paulo) en Améri-ca Latina y el Caribe mantienen inventarios deemisiones actualizados. En algunos centros ur-banos (Belo Horizonte, Rio de Janeiro, Santia-go y Santafé de Bogotá) se han desarrolladoinventarios de emisiones como parte de proyec-3. 1 nm = 1 nanómetro = 10�9 metros.


tos ecológicos específicos pero no se han actua-lizado, por lo que no se pueden utilizar comouna herramienta continua de planeamiento paracontrolar la calidad del aire. En otros centrosurbanos (Buenos Aires) no se llevan a cabo acti-vidades sistemáticas para preparar inventarios deemisiones.

La preparación del inventario exacto de emi-siones de vehículos automotores es una tareacompleja. Para modelar las emisiones del par-que automotor se deben cuantificar las activida-des que producen emisiones mediante unmodelo de demanda de viajes u otros medios deestimación; proporcionar datos sobre los vehí-culos, el combustible, la operación y las caracte-rísticas ambientales al modelo de computadora;aplicar el modelo de tasas de emisiones parapredecir coeficientes específicos de cada activi-dad para un determinado vehículo, combusti-ble, operación y característica ambiental (esdecir, tasas de emisiones de fuentes móviles);multiplicar la estimación de cada actividad porsu coeficiente de emisión específico, y sumar lasemisiones estimadas para todas las actividades.En el cuadro 2.4 se presentan las característicastípicas de vehículos, combustible, operación ymedio ambiente que afectan las tasas de emisio-nes de vehículos automotores.

La concentración de contaminantes en elambiente puede predecirse mediante la estima-ción de las emisiones a partir de un modelo decontaminación y de dispersión. Una fuente uti-lizada comúnmente para estimar tasas de emi-sión es la base de datos de coeficientes deemisión de la USEPA (la Compilación de Coefi-

cientes de Emisión de Contaminantes del Aire,conocida comúnmente como AP-42). Dado queson muchos los factores que afectan las tasas deemisión de contaminantes de los vehículos, laUSEPA desarrolló un modelo de computadoraque estima las emisiones de contaminantes enciertas condiciones. Una versión reciente de estemodelo, llamada MOBILE5a, estima coeficien-tes de emisión de los gases del escape, por eva-poración, del carburador y emisiones diurnaspara cada tipo y modelo de vehículo, así comolas emisiones totales del parque automotor. Loscontaminantes del aire modelados enMOBILE5a son CO, HC y NOx. Los parámetrosque se utilizan son el tipo y modelo de los vehí-culos, los kilómetros-vehículo recorridos por año,características de la velocidad, tipo de combus-tible y presión de vapor, características de losprogramas de inspección y mantenimiento, efec-tos de las alteraciones y temperaturas diurnasen verano y en invierno. Los tipos de vehículosconsiderados en el modelo son vehículos de ga-solina livianos, camiones de gasolina livianos(dos tipos), vehículos de gasolina pesados, vehí-culos diesel livianos, camiones diesel livianos,vehículos diesel pesados y motocicletas. En elAnexo A de este capítulo se presentan los coefi-cientes de emisión derivados de MOBILE5a encondiciones específicas para Estados Unidos:automóviles de pasajeros y camiones medianosque utilizan gasolina, y automóviles de pasaje-ros, camiones y autobuses pesados que utilizandiesel. Estos resultados ilustran los efectos quepuede tener la tecnología sobre el control delas emisiones de contaminantes en estas condi-

Cuadro 2.4 Factores típicos que afectan las tasas de emisión de los vehículos automotoresCondiciones de operación Parámetr os

Parámetros del vehículo Parámetros de combustible del vehículo ambientales

Clase de vehículo Tipo de combustible Velocidad promedio AltitudModelo Contenido de oxígeno Carga (aire acondicionado, HumedadSisetma de distribución Volatilidad cargas pesadas) Temperatura

de combustible Contenido de azufre Modalidad de arranque ambienteSistema de control Contenido de benceno en frío o en caliente Variación de tempe-

de emisiones Contenido de olefinas ratura duranteSistema de control e hidrocarburos el día

de computadora aromáticosAlteraciones del sistema

de controlHistorial de inspección

y mantenimiento

Fuente: Adaptado de Guensler 1994.

24 Capítulo 2

Cuadro 2.5 Lista de modificaciones para adaptar el modelo MOBILE5a al estudiode Monterrey, MéxicoParámetr o Modi f i ca c i ón

Tasas básicas de emisión de gases de escape de HC,CO y NOx; emisiones por evaporación de HC

Distribución de registroKilometraje recorrido por tipo de vehículo

Alteraciones al funcionamiento y tasas de alteración

Programa de revisión técnica

Correcciones por temperatura y presión de vaporReid para las emisiones de gases de escape

Proporción de vehículos con carburador/inyecciónde combustible

Velocidad, aire acondicionado, carga adicional,remolque

Correcciones a la modalidad de operación

Distribución del kilometraje del parque automotor

Emisiones del cárter

Emisiones por evaporación (vehículos con condicionesde presión de vapor Reid, temperatura, nivel detanque de combustible, circulación)

Relaciones entre las emisiones del cárter, la presiónde vapor Reid y la temperatura

Millas por día y viajes por día como funcióndel kilometraje

Beneficios de los programas que desalientan laalteración indebida de los vehículos

Emisiones en marcha mínima (ralenti)

Fuente: Radian Corporation 1995.

bre la contaminación atmosférica en la ciudadde Monterrey, México. Fue necesario, por ejem-plo, cotejar las tecnologías de control de emi-siones de gases del escape y por evaporaciónentre los vehículos de Estados Unidos y de Méxi-co (cuadro 2.6). Los resultados indican que unvehículo de un modelo típico en Monterrey (porejemplo, un vehículo típico de gasolina livianomodelo 1985) tiene la misma tasa de emisiónde contaminantes que un vehículo típico de unmodelo más viejo en Estados Unidos (por ejem-

Se cotejó la tecnología adecuada de control deemisiones de gases de escape y por evapora-ción entre Estados Unidos y México (el escapede los datos de inspección, la evaporación delos supuestos efectuados para los vehículos dela Ciudad de México)

Con base en datos de registro e inspecciónCon base en registros y datos de inspección

mexicanosCorrección del MOBILE5a en base a la tecnolo-

gía automotriz mexicanaCorrección del MOBILE5a en base a la tecnolo-

gía automotriz mexicanaFactores de corrección del MOBILE5a en base a

la tecnología automotriz mexicana equivalenteFactores de corrección del MOBILE5a en base a



la tecnología automotriz mexicana equivalenteValores del MOBILE5a como función de la

antigüedad del vehículo (datos de las autori-dades mexicanas)

Relaciones de MOBILE5a respecto a la tecnolo-gía mexicana equivalente




Valores del MOBILE5a respecto a la tecnologíamexicana equivalente


ciones. Dado que el modelo MOBILE5a no pue-de estimar las emisiones de MP y SO2, en 1995la USEPA introdujo otro modelo, PART5, paraestos contaminantes. El modelo PART5 utilizaparámetros similares a los de MOBILE5a.

El modelo MOBILE5a puede utilizarse paraestimar coeficientes de emisión y emisiones to-tales de vehículos en un país en desarrollo sólodespués de efectuarle ciertas modificaciones. Enel cuadro 2.5 se presentan las modificaciones delmodelo efectuadas para un estudio reciente so-


plo, un vehículo típico de gasolina liviano mo-delo 1972). Otra importante diferencia que setomó en cuenta fue el tipo de parque automo-tor en México y en Estados Unidos. Los datosde registro mexicanos revelan una proporciónmayor de automóviles más viejos en Monterreyque en Estados Unidos (Radian Corporation1995).

Dispersión de contaminantes en el aire

La concentración en el ambiente de los conta-minantes no solo es resultado de la magnitudde las emisiones sino también de la manera enque los principales contaminantes se transpor-tan, se dispersan y reaccionan entre sí en la at-mósfera para formar contaminantes secundarios.Estos mecanismos están afectados por una seriede factores meteorológicos:

� El viento transporta los contaminantes delaire de un lugar a otro. La trayectoria quesiguen los contaminantes suspendidos enel aire y el grado de su dilución dependende la dirección y la velocidad del viento.

� Con el aumento de la temperatura seincrementa la reactividad de los contami-nantes primarios en la atmósfera con for-mación de contaminantes secundarios.Además, la temperatura fomenta las emi-siones por evaporación de los vehículos.

� La radiación solar favorece la formación decontaminantes secundarios como el ozono.La intensidad de la radiación solar está de-terminada por la nubosidad. Los centrosurbanos ubicados en lugares cálidos ysoleados con alta densidad de tránsito(como la Ciudad de México y São Paulo)tienden a ser más propensos a la formación

Cuadro 2.6 Modelos equivalentes de vehículos en Monterrey, México y Estados UnidosModelo del vehículo Modelo del vehículo de Estados Unidosde México Tipo 1a Tipo 2b Tipo 3c

1971 1968 1968 19711972 1968 1968 19711973 1971 1971 19711974 1971 1971 19711975 1971 1971 19711976 1971 1971 19711977 1971 1971 19711978 1971 1971 19711979 1971 1971 19711980 1971 1971 19711981 1972 1972 19721982 1972 1972 19721983 1972 1972 19721984 1972 1972 19721985 1972 1972 19721986 1972 1972 19721987 1972 1972 19721988 1975 1974 19741989 1975 1974 19741990 1980 1974 19741991 1980 1974 19741992 1981 1974 19741993 1988 1977 19771994 1988 1981 19811995 1989 1981 1981

a. Vehículos de gasolina livianos.b. Camiones de gasolina livianos, vehículos de gasolina pesados, vehículos diesel livianos, camiones diesel livianos yvehículos diesel pesados.c. Motocicletas.Fuente: Radian Corporation 1995.

26 Capítulo 2

de ozono debido a las emisiones de HC yNOx.

� La altura o profundidad de mezclado es laaltitud con respecto a la superficie de laTierra a la cual se produce un mezcladovertical relativamente vigoroso. Se utilizapara representar la capacidad de dispersiónde la atmósfera. La altura de mezclado va-ría según la hora del día y el mes del año.Por ejemplo, en Santiago, Chile, llega a serde apenas 300 metros durante el inviernoy de hasta 1.000 metros durante el verano.La altura de mezclado se ve afectada porlas inversiones térmicas. En condicionesnormales, cuando baja la temperatura delaire con la altitud, los gases contaminantescalientes se elevan a grandes alturas. Noobstante, en condiciones isotérmicas, cuan-do no existe un cambio de temperatura conla altitud, se forma una capa de inversiónsobre el suelo, que atrapa a los contami-nantes primarios y favorece la formaciónde contaminantes secundarios en la atmós-fera. Estas condiciones son de gran preocu-pación cuando la velocidad del viento esbaja. Se observan inversiones térmicas enmuchos centros urbanos de América Lati-na, entre ellos la Ciudad de México, San-tiago, São Paulo y Rio de Janeiro.

� La precipitación fluvial afecta la concentra-ción de contaminantes en el ambiente porsu efecto de lavado del aire, y arrastra so-bre todo la MP. En presencia de contami-nantes acídicos, la humedad contribuye ala corrosión de los edificios de piedra cali-za, las esculturas y las estructuras metáli-cas.

� La topografía local también influye en eltransporte y la dispersión de los contami-nantes del aire. En los centros urbanos conuna topografía relativamente nivelada,como Buenos Aires, el efecto de dispersióndel viento es mayor. La presencia de la cos-ta oceánica puede dar lugar a perfileseólicos diurnos en la región que ayudan adispersar los contaminantes. Los cerros ymontañas que rodean los centros urbanossuelen actuar como barreras contra el vien-to. Por ejemplo, en la Zona Metropolitanade la Ciudad de México, las montañas quela rodean tienden a limitar la circulacióndel aire, atrapando a los contaminantesdentro del valle. Los vientos diurnos quesoplan en el Valle de México arrastran con-

taminantes de las zonas industriales delnorte y el noroeste hacia las zonas pobla-das, provocando una grave contaminaciónatmosférica. El aire contaminado atrapa-do por los altos cerros que se encuentranen el sur de la ciudad recircula y exacerbala contaminación atmosférica. Esta zonatiende a experimentar la frecuencia máselevada de contravenciones a la norma delozono, con niveles que exceden la normamexicana en más del 88% de los días delaño.

� Dentro de un centro urbano, los edificiosy otras estructuras pueden tener gran efec-to sobre la dispersión de los contaminan-tes del aire. Se produce un efecto de �túnelurbano� cuando los edificios altos evitanla dispersión del viento de las emisionesde bajo nivel (Bellomo y Liff 1984).

Los modelos de dispersión del aire, utilizan-do datos de emisiones de contaminantes gene-rales o estimados, predicen las concentracionesen el aire del ambiente en base a las condicio-nes atmosféricas y topográficas. Los modelos tí-picos de dispersión del aire utilizados en EstadosUnidos para las emisiones de vehículos se des-criben en el recuadro 2.1. De los diferentes con-taminantes que emiten los vehículos, losquímicamente reactivos (como NOx) son muydifíciles de simular debido a que forman con-taminantes secundarios. Los datos que se utili-zan para alimentar los modelos de dispersiónincluyen información sobre las fuentes de emi-sión (por ejemplo, distribución de frecuenciade emisiones de las principales fuentes en lazona que se está estudiando), parámetros me-teorológicos (velocidad y dirección del viento,perfil de temperatura atmosférica vertical, in-tensidad de radiación), y un mecanismo cinéticopara describir las tasas de reacciones químicasatmosféricas en función de los contaminantespresentes. Es necesario validar y ajustar los mo-delos una vez que se cuente con datos realesobtenidos por los mecanismos de vigilancia.

Efectos de los contaminantesatmosféricos sobre la salud

Los contaminantes atmosféricos liberados porlos vehículos automotores tienen diferentes efec-tos nocivos sobre la salud de los seres humanos.La inhalación es la ruta principal de exposición


a los contaminantes del aire originado por lasemisiones de los vehículos. Existen asimismootras vías de exposición, como la contaminacióndel agua potable, la contaminación de los ali-mentos y la absorción por la piel. La exposiciónpor inhalación afecta directamente los sistemasrespiratorio, nervioso y cardiovascular de los se-res humanos, provocando deficienciaspulmonares, distintas enfermedades e incluso lamuerte.

Monóxido de carbono. El CO que se absorbe porlos pulmones reduce la capacidad sanguíneapara transportar el oxígeno disponible a los teji-dos. El CO se une a la hemoglobina para formarcarboxihemoglobina (COHb), que reduce elnivel de oxígeno en la sangre. Dado que se re-quiere más sangre para abastecer a los tejidosde la misma cantidad de oxígeno, el corazóndebe trabajar más.

La relación entre las concentraciones de COen al aire y los niveles de COHb en la sangre

depende principalmente de la duración de laexposición y del pulso de la persona expuesta(es decir, la intensidad del esfuerzo físico). Eltamaño corporal, la condición pulmonar y lapresión barométrica también afectan la ingestade CO. El nivel normal de COHb es de 1,2% a1,5%, pero puede llegar a un nivel de 4% a 7%en las personas que fuman un paquete de ciga-rrillos al día. Cuando el nivel de COHb llega aalrededor del 5% comienza a inducir efectosnocivos para la salud. Algunos estudios han de-mostrado que comienza a afectarse la capacidadde raciocinio a niveles de COHb comprendidosentre 3,2% y 4,2% (Romieu 1992).

La ingesta de CO afecta la percepción y elpensamiento, desacelera los reflejos, y puedecausar mareos, angina, inconsciencia o la muer-te (Romieu 1992). La exposición de gestantesal CO se ha vinculado a un bajo peso al nacer desus hijos y a un retraso en el desarrollo posnatal.El efecto sinérgico del CO con otros contami-nantes provoca enfermedades en personas con

Recuadro 2.1 Modelos de dispersión del aire utilizados comúnmente para las emisionesde vehículos

De los modelos de dispersión de aire que se describen a continuación, sólo el Modelo de Cuenca AtmosféricaUrbana permite simular toda una zona urbana (los otros son modelos a microescala) e incorporan contaminan-tes reactivos. Se recomienda el uso de este modelo en zonas urbanas que tengan un problema de ozono.

CALINE3 (California Line Source Model-Version 3). Este modelo gaussiano aprobado por la USEPA se utiliza parapredecir la dispersión de los contaminantes no reactivos cerca de las carreteras y calles principales. No esadecuado para las zonas urbanas con terrenos complejos, situaciones de �túneles urbanos�, (edificios de más detres pisos), velocidad del viento inferiores a 1 m/seg, o distancias de más de 10 kilómetros. Contiene asimismoun algoritmo para la velocidad de deposición y de sedimentación que permite predecir las concentraciones departículas.

CALINE4. Este modelo actualiza el CALINE3 pero no ha sido aprobado por la USEPA. Permite estimar lastasas de emisión excesiva debido a embotellamientos, demoras y modos de circulación. HIWAY2. Este mo-delo gaussiano desarrollado por la USEPA carece del grado de sofisticación de CALINE3 o CALINE4 pero esmás fácil de utilizar. Proporciona datos sobre concentración de contaminantes en el ambiente con base en tasasde emisión uniformes (es decir, no tiene en cuenta la interrupción de flujos en las intersecciones). No esadecuada para terrenos complejos, efectos de �túnel�, ni condiciones atmosféricas calmas.

TEXIN2. Este modelo gaussiano incorpora características de MOBILE y CALINE3. Permite calcular tasas deemisiones excesivas por embotellamientos, demoras y modos de circulación. No es adecuado para simularcondiciones en las cuales la velocidad del viento sea inferior a 1 m/seg y receptores a alturas superiores a los 10metros.

Modelo de Cuenca Atmosférica Urbana. Este modelo, aprobado por la USEPA, es un modelo de simulaciónnumérica a escala urbana, tridimensional, tipo cuadrícula, que puede utilizarse para las fuentes de emisionesmóviles y fijas. El modelo incorpora un mecanismo cinético fotoquímico para atmósferas urbanas. Tiene porobjeto calcular concentraciones de ozono de corta duración (uno o dos días) resultantes de las emisiones deNOx y de compuestos orgánicos volátiles. La simulación del CO es opcional.

Fuente: USEPA 1993.

28 Capítulo 2

problemas respiratorios. Además, la mayor con-centración de CO está vinculada a una menorproductividad de los trabajadores y a un males-tar general.

Una exposición a concentraciones de 45 mg/m3 de CO durante más de dos horas afecta lacapacidad de raciocinio de una persona. Entredos y cuatro horas de exposición a 200 mg/m3

se eleva el nivel de COHb en la sangre entre10% y 30% y aumenta la posibilidad de padecerjaquecas. La exposición a 1.000 mg/m3 de COeleva el nivel de COHb en la sangre a más de30% y causa un rápido incremento del pulso, loque provoca coma y convulsiones. Una a doshoras de exposición a 1.830 mg/m3 resulta enun 40% de COHb en la sangre, lo que puedeprovocar la muerte (MARC 1991).

Bióxido de nitrógeno. El NO2 es un gas irritanteque se absorbe en la membrana mucosa de lasvías respiratorias. El efecto del NO2 más adversopara la salud se produce en la intersección delas vías respiratorias y la región de intercambiogaseoso de los pulmones. Las vías superiores seven menos afectadas porque el NO2 no es muysoluble en superficies acuosas. La exposición alNO2 está vinculada a una mayor susceptibilidada las infecciones respiratorias, una mayor resis-tencia de las vías respiratorias en los asmáticos yuna disminución de la función pulmonar. Laexposición breve al NO2 se ha vinculado a unaamplia gama de enfermedades de las vías respi-ratorias inferiores en los niños (tos, descarganasal y dolor de garganta son las más comunes)así como a una mayor sensibilidad al polen y alpolvo de las zonas urbanas. Los efectos para lasalud de la exposición al NO2 por razones labo-rales abarcan desde la inflamación de la mem-brana mucosa del árbol traqueobronqueal a labronquitis, la bronconeumonía y el edemapulmonar agudo. Después de la exposición alNO2 hay presencia de ácidos nítrico y nitroso osus sales en la sangre y en la orina (Romieu 1992).

La función pulmonar se ve afectada por unaexposición de 30 minutos a una concentraciónde NO2 de 560 µg/m3 con ejercicio, 940 µg/m3

en personas asmáticas y más de 1.300 µg/m3 enuna exposición de 10 a 15 minutos en personassanas. En 11 estudios epidemiológicos de expo-sición a largo plazo se encontró que un incre-mento de 30 µg/m3 en las concentraciones deNO2 en interiores debido a cocinas de gas pro-voca un incremento de las enfermedades respi-ratorias del 20% en los niños menores de 12 años

(Romieu 1992). No obstante, no se ha demos-trado coherentemente a partir de los estudiosepidemiológicos que exista una relación entrela exposición de NO2 en exteriores y efectos gra-ves para la salud, debido a que intervienen otrosfactores, como la exposición a otros contaminan-tes, el hábito de fumar y la presencia de NO2 eninteriores. En un estudio se encontró que la ex-posición a una concentración media diaria deNO2 de 244 µg/m3 provocaba dolores de gargan-ta en personas adultas (Schwartz y Zeger 1990).

Benceno. Aproximadamente el 50% del bencenoinhalado es absorbido. Parte del benceno absor-bido es exhalado por la respiración y eliminadopor las vías urinarias. El benceno que permane-ce en el organismo se concentra en el tejido gra-so y en la médula ósea.

El benceno tiene efectos tóxicos y carcinó-genos. Los efectos tóxicos están vinculados alsistema nervioso central así como a los sistemashematológico e inmunológico. Los efectos tóxi-cos sobre el sistema nervioso han sido observa-dos tras la exposición a concentraciones mayoresa 3.200 mg/m3 (1.000 ppm). En estudios de ex-posición por razones de trabajo a altos nivelesde benceno se ha encontrado que puede lesio-nar las vías respiratorias, el tejido pulmonar y lamédula ósea y que puede provocar la muerte.Entre los efectos carcinógenos se incluye laleucemia. Se estima que la exposición durantetoda la vida a 1 µg/m3 de benceno eleva el ries-go de que se produzcan de 0,08 a 10 muertesadicionales por leucemia por cada millón dehabitantes (Romieu 1992).

Hidrocarburos aromáticos policíclicos. Los hidro-carburos aromáticos policíclicos, absorbidos enlos pulmones y en los intestinos, y metabolizadosen el organismo, son mutagénicos y carcinó-genos. En estudios epidemiológicos se ha iden-tificado un riesgo 50% mayor de cáncer de lavejiga en los conductores de camiones y reparti-dores expuestos a los gases del escape de losmotores diesel. Se estima también que 9 de cada100.000 personas expuestas en el transcurso desu vida a 1 µg/m3 de benzo[a]pireno, un hidro-carburo aromático policíclico, desarrollará cán-cer. No se ha determinado un nivel mínimo paralos efectos de carcinogenicidad para losbenzo[a]pirenos (Romieu 1992).

Aldehídos. Los aldehídos son absorbidos en lasvías respiratorias y en el tracto gastrointestinal y


son metabolizados. Una vez metabolizados sonexcretados del organismo. Los efectos nocivosde los formaldehídos sobre la salud incluyen lairritación de ojos y nariz (a una concentraciónde 0,06 mg/m3), irritación de las membranasmucosas y alteración en la respiración (a unaconcentración de 0,12 mg/m3), tos, náusea ydisnea. El umbral que provoca lesiones tisulareses de alrededor de 1 mg/m3. La exposición alformaldehído por razones de trabajo está vincu-lada al riesgo de cáncer (Romieu 1992).

Ozono. Uno de los contaminantes inducidos porel tránsito más generalizado es el ozono que seforma en la tropósfera, uno de los ingredientesprincipales del smog urbano. Se han observadoefectos nocivos del ozono sobre la salud inclusoen períodos de exposición de apenas 5 minu-tos. Estos efectos se vuelven mucho más pronun-ciados en períodos más largos (por ejemplo, másde 6 horas) a niveles de ejercicio moderados. Sehan notificado cambios en la función pulmonaren exposiciones de una a tres horas durante elejercicio (Romieu 1992). El ozono puede pro-vocar daños graves a los tejidos pulmonares yreducir las defensas contra las bacterias y losvirus.

Se han registrado efectos nocivos a corto pla-zo sobre la salud en exposiciones de una hora aconcentraciones de ozono de apenas 200 µg/m3. Estos efectos incluyen, entre otros, irritaciónde los ojos, la nariz y la garganta, tos, sequedadde la garganta, dolores en el pecho, mayor pro-ducción mucosa, opresión en el pecho, lasitud,malestar y náusea. Se ha notificado una reduc-ción en las funciones pulmonares de niños y jó-venes en concentraciones promedio de ozonoen una hora comprendidas entre 160 µg/m3 y300 µg/m3. En un estudio efectuado en escola-res en la ciudad de México, se notificaron efec-tos agudos y subagudos del ozono sobre lasfunciones pulmonares. Debido a que la dismi-nución de la función pulmonar fue menor quela observada en otro estudio, se sugirió que losniños crónicamente expuestos al ozono podríantender a desarrollar una tolerancia a este conta-minante (Romieu 1992).

En un estudio sobre los efectos de la exposi-ción al ozono a largo plazo sobre la salud, efec-tuado en el sur de California, se llegó a laconclusión de que el ozono puede disminuir lafunción pulmonar (Detels et al. 1987). Se hannotificado asimismo efectos sinérgicos del ozo-no y otros contaminantes (sulfatos y NO2) y la

ausencia de un umbral para el ozono (Romieu1992).

Apoyándose en los resultados de diferentesestudios efectuados en la zona de Los Angeles(Krupnick, Harrington y Ostro 1990; Schwartz yZeger 1990; Whittemore y Korn 1980), Ostro(1994) estimó los efectos del ozono sobre los sín-tomas respiratorios (por ejemplo, malestar enel pecho, tos, sibilancia, dolor de garganta,resfríos y gripe), incidentes de irritación oculary ataques de asma. Por cada incremento de 1 µg/m3 en el promedio anual de ozono máximo dia-rio durante una hora, Ostro predijo de 28 a 97días de síntomas respiratorios por persona poraño, de 23 a 30 irritaciones oculares por adultopor año, y de 39 a 190 ataques de asma por as-mático por año.

Bióxido de azufre. El SO2, un gas irritante que seabsorbe por la nariz y en las superficies acuosasde las vías respiratorias superiores, está asocia-do con una disminución de la función pulmonary un mayor riesgo de mortalidad y morbilidad.Los efectos adversos para la salud del SO2 son,entre otros, tos, flema, malestar en el pecho ybronquitis. Algunas de las emisiones de SO2 pro-cedentes de fuentes móviles o fijas son transfor-madas en la atmósfera en sulfatos en aerosoles(véase más abajo), que guardan relación con lamortalidad y la morbilidad.

El SO2 exacerba los efectos de la MP y vicever-sa. La Organización Mundial de la Salud (OMS)ha determinado que los efectos de la exposiciónde los seres humanos en 24 horas al SO2 inclu-yen la mortalidad a concentraciones en el am-biente superiores a 500 µg/m3 y una mayormorbilidad respiratoria aguda a concentracio-nes en el ambiente superiores a 250 µg/m3. Laexposición anual al SO2 agudiza los síntomas olas enfermedades respiratorias a concentracio-nes en el ambiente superiores a 100 µg/m3

(WHO 1987). No obstante, en estudios recien-tes se han observado efectos nocivos del SO2 aconcentraciones más bajas (Romieu 1992).

En estudios efectuados en diferentes partesdel mundo, entre ellas Inglaterra, Francia, Gre-cia y Polonia, se establecieron las correlacionesentre la exposición al SO2 y la mortalidad. En elestudio de Londres se encontró una correlaciónentre las concentraciones de SO2 en el ambien-te y la mortalidad debido a bronquitis crónica aun nivel de SO2 de 172 µg/m3 (y un nivel dehumo de 80 µg/m3) en hombres de más 65 añosde edad y en mujeres cuyas edades oscilaban

30 Capítulo 2

entre los 45 y los 65 años (Chinn et al. 1981). Enotro estudio se observaron asociaciones entre lasconcentraciones en el ambiente de SO2 y decesospor causas respiratorias en Marsella y en Lyon yentre concentraciones de SO2 y decesos por ra-zones cardiovasculares en Marsella, en personasde más de 65 años de edad. En estos estudios,los resultados fueron observados en concentra-ciones de SO2 y partículas en suspensión (TPS)en el ambiente con promedios diarios de 78 µg/m3 y 106 µg/m3, respectivamente, y promediosde SO2 mensuales superiores a 182 µg/m 3

(Derriennic et al. 1989). En el estudio de Ate-nas se correlacionaron las concentraciones deSO2 y la mortalidad a una media diaria de SO2 ya niveles de humo negro de 85 µg/m3 y 63 µg/m3, respectivamente (Hatzakis et al. 1986). Enel estudio efectuado en Cracovia se encontró unarelación entre las concentraciones de SO2 y par-tículas en el ambiente y la mortalidad en loshombres (Krzyzanowski y Wojtyniak 1982). Ba-sándose en la literatura, Ostro (1994) estimó queuna reducción de 10 µg/m3 de las concentra-ciones de SO2 en el ambiente estaría asociadacon una reducción de la mortalidad compren-dida entre 0,20% y 1,21%, lo que equivaldría auna gama de 15 a 87 decesos por un millón depersonas.

En Watertown, Massachusetts (Schwartz et al.1991), se encontró una correlación estadística-mente significativa entre las concentraciones deSO2 en el ambiente y efectos agudos sobre lasalud (tos), en niños. En otro estudio realizadoen estudiantes de enfermería de Los Angeles,se observó una asociación significativa entre lasconcentraciones de SO2 en el ambiente y males-tares en el pecho (Schwartz, Hasselblad y Pitcher1988). Con base en estos datos, Ostro (1994)estimó que una variación de 10 µg/m3 en lasconcentraciones de SO2 en el ambiente provo-caría de 10 a 26 incidentes de tos en una pobla-ción de 100.000 niños, y de 5 a 15 incidentes demalestar en el pecho en una población de 100adultos.

Materia particulada. Las partículas de más de10 µm de diámetro, inhaladas por la nariz, sedepositan en la sección extratorácica de las víasrespiratorias, en tanto que las fracciones de2,5 µm a 10 µm se depositan cerca de las víasaéreas finas. Las MP-2,5 preocupan más porquepueden evadir el sistema de defensa del aparatorespiratorio humano y llegar al tejido pulmonar,donde pueden permanecer alojadas durante

años o, en el caso de las partículas solubles, pue-den ser absorbidas en el torrente sanguíneo(ALA 1997). La deposición de las MP se incre-menta cuando se respira por la boca. La presen-cia de partículas en el aire ambiente se havinculado a una mayor mortalidad y morbilidady una función pulmonar disminuida. Se hanobservado efectos nocivos en la salud de niños yadultos: tos y enfermedades respiratorias comola neumonía, el asma y la bronquitis.

Por lo general, en el aire del ambiente se pre-sentan juntas la MP y el SO2, lo que puede tenerefectos de sinergia con otros contaminantesemitidos por los vehículos automotores. En losestudios de comparación entre ciudades se en-contró que el SO2 y las MP en suspensión repre-sentan, juntos, el 4% de la variación de las tasasde mortalidad debido a enfermedadescardiovasculares. Si bien pueden ser importan-tes muchos otros factores (como diferencias enel hábito de fumar y el tipo de ocupación labo-ral), los estudios efectuados en diferentes par-tes del mundo indican una asociaciónrelativamente constante entre la exposición alargo plazo en comunidades residenciales con-taminadas por MP y SO2 y tasas más altas demortalidad (Romieu 1992).

El incremento de la mortalidad y de las enfer-medades respiratorias está vinculado a la conta-minación atmosférica por MP-2,5 y sulfatos aniveles que se encuentran comúnmente en ciu-dades de Estados Unidos (4 µg/m3 a 20 µg/m3

en el caso de los sulfatos y 10 µg/m3 a 25 µg/m3

en el caso de MP-2,5). En dos estudios recientesefectuados en Estados Unidos se encontró quela exposición a largo plazo a 10 µg/m3 adiciona-les de partículas está vinculada a un incrementodel 5% al 10% en la mortalidad general y unincremento más alto en la mortalidad por cau-sas cardiorrespiratorias (Dockery y Pope 1993;Pope et al. 1995). Con base en datos calculadosdurante un período de seis años en EstadosUnidos, Ostro (1989) encontró una asociaciónentre un incremento de 1 µg/m3 de la mediaanual de concentraciones de MP-2,5 y un incre-mento del 3,2% de la incidencia de enfermeda-des respiratorias agudas en adultos de 18 a 65años de edad. Los sulfatos en aerosol, sobre todolos que son acídicos, figuran entre los agentesque se consideran causales de la asociación en-tre MP-2,5 y los efectos sobre la salud en el estede Estados Unidos. Los principales efectos delos sulfatos en aerosol sobre la salud incluyenbronquitis crónica y asma.


Un incidente de contaminación atmosféricaque tuvo lugar en Londres durante el inviernode 1958-59, durante el cual los niveles de humoy SO2 fueron superiores a 500 µg/m3, afectaronla salud de las personas expuestas con enferme-dades cardíacas y pulmonares preexistentes, losancianos y los niños menores de 5 años de edad.En la evaluación subsiguiente de los datos sobreeste incidente y en años posteriores se encontróuna fuerte correlación entre las concentracio-nes en el ambiente de partículas y la mortalidaddiaria en la ciudad de Londres, sin encontrarseun umbral de concentraciones de contaminan-tes en el ambiente para los efectos adversos so-bre la salud (Ostro 1994). Con base en el análisisde Ostro, el incremento de la mortalidad corres-pondiente a un incremento de 10 µg/m3 en laconcentración de MP-10 fue de 0,29% a 0,33%en el estudio de Londres (Schwartz y Marcus1990), 0,44% a 0,94% en el estudio deSteubenville (Schwartz y Dockery 1992b), 0,49%a 1,47% en un estudio efectuado en Ontario(Plagiannakos y Parker 1988), 0,73% a 1,51%en un estudio realizado en el Condado de SantaClara (Fairley 1990), 0,96% a 1,44% en un estu-dio de Filadelfia (Schwartz y Dockery 1992a), y0,96% a 2,06% en un estudio sobre 100 zonasmetropolitanas de Estados Unidos (Özkaynak yThurston 1987). Para un incremento de 10 µg/m3 en las concentraciones de MP-10, la gamacorrespondiente al número de decesos estaríacomprendida entre 45 y 91 personas por millón.

Con base en una exposición en 24 horas, elhumo a una concentración de 250 µg/m3 estávinculado a un incremento de la morbilidad res-piratoria aguda en los adultos, y un nivel de TPSde 180 µg/m3 y MP-10 a 110 µg/m3 con dismi-nuciones en las funciones pulmonares en losniños. Cabría prever un incremento de sínto-mas o enfermedades respiratorias con una ex-posición media anual de 100 µg/m3 de humo, yuna disminución de la función pulmonar conuna exposición media anual de 180 µg/m3 deTPS (WHO 1987). No obstante, en estudios másrecientes se sugiere que la salud puede afectar-se incluso a concentraciones más bajas (Romieu1992).

Dockery, Speizer y Stram (1989) investigaronlos efectos de la MP en las enfermedades de lasvías respiratorias inferiores en niños en seis ciu-dades de Estados Unidos. En el estudio se en-contró una asociación positiva entre tos crónica,bronquitis y enfermedades del pecho con la pre-sencia de TPS, MP-15, MP-2,5 y sulfato en

aerosoles; se encontró una asociación entre lafrecuencia de dolores de oído y concentracio-nes de partículas en el ambiente; los niños conuna historia clínica de sibilancia y asma tuvie-ron una prevalencia mucho más alta de sínto-mas respiratorios, y las tasas de síntomas fueronmás fuertes en niños con vías aéreas hiperactivas.Utilizando datos de este estudio, Ostro (1994)estimó que una variación de 10 µg/m3 en la con-centración de MP-10 en el ambiente provocaríaentre 8 y 24 incidentes de bronquitis crónica enuna población de 1.000 niños menores de 17años de edad.

Se encontró una relación entre las concen-traciones en el ambiente de partículas y la exa-cerbación de los ataques de asma en niños yadultos (Whittemore y Korn 1980; Pope et al.1991; Ostro et al. 1991). Se observó también unavinculación entre síntomas respiratorios (males-tar en el pecho, tos, sibilancia, dolor de gargan-ta, resfríos y gripe, entre otros) y concentracionesen el ambiente de MP-10, utilizando la brumaseca como medida sustituta de partículas finas(Krupnick, Harrington y Ostro 1990). Ostro(1994) estimó que una variación de 10 µg/m3

en las concentraciones de MP-10 en el ambien-te causarían entre 2 y 27 ataques de asma en 10personas asmáticas y de 1 a 3 días con síntomasrespiratorios por persona por año.

Se han efectuado varios estudios epidemio-lógicos para determinar los efectos de la MP so-bre la salud en América Latina. Por ejemplo, en1980 se llevó a cabo un estudio en dos escuelasprimarias públicas de la ciudad de México, unoen la zona industrial de Xalostoc (con altas con-centraciones de MP y SO2 en el ambiente) y elotro en la zona suburbana menos industrializadade San Lorenzo. Se encontró que los niños deXalostoc tenían funciones pulmonares disminui-das con respecto a los niños de San Lorenzo, sibien no se observaron diferencias en términosde síntomas y enfermedades respiratorias agu-das o crónicas. Durante 1983-84 se investigó laprevalencia de síntomas respiratorios en trescomunidades del sudoeste de la ciudad de Méxi-co. En dos de ellas, afectadas por emisiones departículas de una planta cementera, se encon-tró que la incidencia de tos crónica estabasignificativamente relacionada con la longitudde residencia. En las personas que vivían lejosde una importante fuente de emisión, los sínto-mas respiratorios agudos eran más frecuentes,posiblemente porque estaban relacionados conuna exposición al ozono. De noviembre de 1985

32 Capítulo 2

a junio de 1986 se llevó a cabo otro estudio en elque participaron escolares de 6 a 13 años de edadde tres zonas diferentes de la ciudad de México:Xalostoc en la zona norte, Morazán en la zonacentral y el Pedregal en la zona sur. Se encontróen el estudio que las enfermedades respirato-rias eran más elevadas en las zonas del norte ydel sur (con altas concentraciones de MP) queen la zona central (Romieu, Weitzenfeld yEinkelman 1992).

En diferentes zonas de la región metropolita-na de Rio de Janeiro, se observó una asociaciónestadísticamente significativa entre las concen-traciones anuales medias de partículas en el airedel ambiente y la mortalidad infantil debido aneumonía (Penna y Duchiade 1991). Se efec-tuó asimismo otro estudio en Brasil sobre losefectos para la salud de las concentraciones deMP-10 en el ambiente, entre 1984 y 1987, enVila Parisi (cerca de Cubatão), donde la indus-tria es la fuente principal de contaminación at-mosférica. Se encontró en este estudio que unareducción en el promedio aritmético anual delas concentraciones de MP-10 en el ambientede 186 µg/m3 a 151 µg/m3 (como resultado delas medidas de control de la contaminación in-dustrial) redujeron las consultas en salas de ur-gencias por problemas respiratorios de 31% a23%, y las consultas en salas de urgencias vincu-ladas a bronquitis y asma de 15% a 11%. En otroestudio realizado en Cubatão se analizaron losefectos de la contaminación atmosférica sobrelas funciones pulmonares de los escolares de 6años de edad. En las pruebas efectuadas en 480niños en 1983 y en 630 niños en 1985 se encon-tró una mejoría de las funciones pulmonares quese atribuye a la reducción de la concentraciónde partículas en el ambiente (Romieu,Weitzenfeld y Einkelman 1992).

De noviembre de 1987 a marzo de 1988 seestudiaron los efectos de la contaminación at-mosférica en Santiago y Los Andes (una ciudadde Chile considerada no contaminada) en 300escolares de 9 a 13 años de edad. Se encontróque los síntomas respiratorios (tos, ronquera,sibilancia, malestar respiratorio nocturno) eransignificativamente más altos en Santiago. Losresultados de este estudio sugieren que existeuna asociación entre estos síntomas y los nivelesde MP-10 (Romieu 1992).

En otro estudio se correlacionaron las concen-traciones de MP-10 diarias en el ambiente enSantiago con el total de mortalidad así como conlos decesos en distintos subgrupos de la pobla-

ción (todos los hombres, todas las mujeres y to-das las personas de más de 64 años) y debido aenfermedades respiratorias y cardiovasculares(Ostro et al. 1995). Se encontró en ese estudioque la mortalidad en los ancianos y hombresdebido a enfermedades respiratorias y cardio-vasculares responde más a cambios en la con-centración ambiente de MP-10 que la mortalidadtotal. Los resultados indican que el efecto esti-mado de MP-10 en la mortalidad en Santiagoconcuerda con el que se observó en otros estu-dios realizados en Estados Unidos.

También se encontró recientemente una re-lación entre la exposición a largo plazo a MP yuna disminución de la función pulmonar o en-fermedades respiratorias crónicas. Se vinculóuna función pulmonar disminuida a la exposi-ción a una mayor concentración de partículasen el ambiente (así como una mayor concentra-ción de SO2, NO2 y HC) con base en ensayosefectuados en no fumadores de dos comunida-des diferentes del sur de California (Detels,Tashkin y Sayre 1991). En otro estudio realiza-do en no fumadores en California, se encontra-ron relaciones estadísticamente significativasentre concentraciones en el ambiente de TPS yozono y los resultados de varios trastornos respi-ratorios, incluida la bronquitis crónica (Abbeyet al. 1993). Con base en estos resultados, Ostro(1994) estimó que una variación de 10 µg/m3

en la concentración de MP-10 en el ambienteprovocaría de tres a nueve incidentes de bron-quitis crónica en 10.000 personas de más de 25años.

Se encontró asimismo que la exposición a losgases del escape de los motores diesel disminu-ye la función pulmonar, pero los efectos sonreversibles después de unos días sin exponersea esa fuente de contaminantes. En otros estu-dios, se observaron asociaciones entre la presen-cia de MP y el cáncer de pulmón en animales(Romieu 1992). Basándose en una revisión dela investigación previa, el Centro Internacionalde Investigaciones sobre el Cáncer (CIIC) llegóa la conclusión de que las partículas liberadaspor los motores diesel tenían posibles efectoscarcinógenos en los seres humanos. En estudiosde confirmación se señala que el hollín de lasemisiones de los motores diesel era el principalresponsable del cáncer de pulmón en ratas y, aaltas concentraciones de MP, los compuestosmutagénicos adsorbidos en el hollín desempe-ñarían una función menor, si acaso, en el desa-rrollo de tumores. Esta observación indica la


importancia de controlar no sólo los compues-tos orgánicos presentes en la superficie de laspartículas de hollín sino también las partículasde hollín mismas (Walsh 1995).

Plomo. La mayor parte del plomo en el aire am-biente se encuentra en forma de partículas fi-nas con un diámetro aerodinámico inferior a10 µ (MP-10). El aire del ambiente también con-tiene compuestos de plomo orgánico en formade gases. Los vehículos automotores son la fuen-te principal de plomo en el aire ambiente demuchos centros urbanos de América Latina,donde todavía se utiliza gasolina con aditivos deplomo. Los adultos retienen del 20% al 60% departículas transportadas por el aire, y los niñostienen una tasa de deposición pulmonar quepuede ser 2,7 veces más alta que la de los adul-tos en base a la unidad de masa corporal. Laproporción de plomo que se absorbe en el tractogastrointestinal es de alrededor de 10% a 15%para los adultos y hasta el 50% para los niños.La absorción de plomo se eleva en dietas conbajos niveles de calcio, vitamina D, hierro y zinc.El plomo absorbido en el organismo se distribu-ye en los huesos, los dientes, la sangre y los teji-dos blandos. La mayor parte se concentra en loshuesos (70% en los niños y 95% en los adultos).El plomo que no es absorbido es excretado enlas heces, y del 50% al 60% del plomo absorbi-do es descargado por las vías urinarias. El plo-mo orgánico es absorbido principalmente porlos pulmones, por las vías respiratorias y tam-bién por la piel (Romieu 1992). Con base enuna revisión de estudios epidemiológicos, seencontró una asociación entre un incrementode 1 µg/m3 de las concentraciones de plomo enel aire ambiente y un incremento de los nivelesde este metal en la sangre de 0,3 µg/dl a 0,5 µg/dl (Brunekreef 1986).

Se han observado efectos adversos de la ex-posición al plomo en niños pequeños, mujeresen edad reproductiva y hombres adultos. Losrecién nacidos y los niños pequeños son los másvulnerables. Las exposiciones a los niveles deplomo que comúnmente se encuentran en losmedios urbanos constituyen un peligro signifi-cativo para los niños, sobre todo los menores de6 años. Los niños con altos niveles de plomoacumulado en los dientes de leche tienen uncociente intelectual más bajo, pérdida de lamemoria de corta duración, dificultades paraleer y deletrear, impedimentos de la funciónvisomotora, integración deficiente de la percep-

ción, indisciplina en clase y alteraciones en eltiempo de reacción (USEPA 1990). Con base enuna revisión reciente de estudios epidemio-lógicos, se encontró que un incremento del ni-vel de plomo en la sangre de los niños de 10 µg/dl se vinculaba a la reducción de 2,5 puntos delcociente intelectual (CDC 1991). Las mujeresadultas en edad reproductiva también se encuen-tran en un grupo de alto riesgo dado que losniveles de plomo de las gestantes están estrecha-mente correlacionados con los de los reciénnacidos. Las personas que están expuestas al plo-mo en el trabajo, como los policías de tránsitoque inhalan las partículas de plomo arrastradaspor el aire, también padecen efectos perjudicia-les en su salud. En los adultos, el plomo en lasangre está vinculado a una mayor incidenciade hipertensión arterial. No se han identificadoaún umbrales de los efectos adversos del plomosobre la salud.

En varios estudios efectuados en la ciudad deMéxico se han demostrado correlaciones entrela exposición al plomo del medio ambiente y losniveles de plomo en el cuerpo humano. En unestudio realizado en mujeres en edad repro-ductiva y en niños menores de 5 años en dosdelegaciones de la ciudad de México, una in-dustrial y otra residencial, se demostró que elnivel de plomo en la sangre se elevaba con laedad, que el porcentaje de niños con niveles deplomo en la sangre superiores a 10 µg/dl eramás elevado en la zona industrial, y que existíauna significativa correlación entre la concentra-ción de plomo en el aire ambiente, el polvo delas calles y el entorno hogareño (por ejemplo,ventanas, muebles y suciedad en las manos delos niños; Romieu et al. 1995). En un estudioprevio se encontró que la exposición a la conta-minación relacionada con el tránsito era el prin-cipal factor determinante de la presencia de altosniveles de plomo en la sangre en una muestrade 90 niños en la ciudad de México. Los niñosque vivían en calles con mucha circulación ocerca de ellas tenían niveles más elevados deplomo en la sangre que los niños que vivían enzonas con poca circulación de vehículos. Se iden-tificó que la fuente principal de plomo era eltetraetilo de plomo, un aditivo de la gasolina(Romieu, Weitzenfeld y Finkelman 1992). Ade-más se observó que los niños que asistían a es-cuelas públicas tenían niveles de plomo más altosen la sangre que los niños que asistían a escue-las privadas, lo que indica diferencias socio-económicas en la exposición al plomo. A partir

34 Capítulo 2

de las mediciones del contenido de plomo enlos huesos de mujeres mexicanas en edadreproductiva, se encontró que la longitud delperíodo en que vivieron en la ciudad de Méxicoera un fuerte factor determinante del nivel deplomo en los huesos. En otro estudio efectuadoentre 1990 y 1992, se determinó que había baja-do el nivel promedio de plomo en la sangre enlos escolares de 15,4 µg/dl a 10,2 µg/dl, proba-blemente como respuesta a la disminución delas concentraciones de plomo en la atmósfera apartir de la introducción de gasolina sin plomoen el mercado mexicano. En 1995, la Organiza-ción Panamericana de la Salud (OPS) y las au-toridades mexicanas estimaron que alrededor de800.000 mujeres en edad reproductiva de la ciu-dad de México tenían niveles de plomo en lasangre superiores a 15 µg/dl y que cada año unas25.000 mujeres darían a luz a niños con nivelesen la sangre superiores a éste. En el cuadro 2.7se presentan los niveles en la sangre de distintosgrupos de población urbana de determinadospaíses de América Latina y el Caribe.

Basándose en los datos de la literatura, Ostro(1994) estableció relaciones entre los niveles deplomo en el aire y los efectos sobre la salud hu-mana. Apoyándose en este análisis, Ostro esti-mó que un incremento de 1 µg/m3 de los nivelesde plomo en el ambiente causaría una reduc-ción de 0,975 puntos en el cociente intelectualde cada niño, de 20 a 65 muertes prematuras yde 18 a 50 accidentes cardiovasculares no fata-

les en una población de 100.000 hombres de 40a 59 años de edad, y de 45 a 98 casos dehipertensión en una población de 1.000 hom-bres de 20 a 70 años de edad.

Clorofluorocarbonos. Se sospecha que la exposi-ción a una mayor radiación de UV-B eleva el ries-go de cáncer de piel y de enfermedades oculares(especialmente las cataratas) y afecta al sistemainmunológico. Durante septiembre y octubre de1991, una gran parte de la población del extre-mo meridional de América del Sur estuvo ex-puesta a radiaciones UV-B como resultado delagujero de la capa de ozono sobre la Antártida.La localidad con mayor densidad demográficaafectada fue Punta Arenas, en el sur de Chile(con una población de 110.000 habitantes). Unequipo internacional de expertos, que examinóregistros médicos, llegó a la conclusión de queaumentó la frecuencia de visitas al dermatólogopor la formación de verrugas. No obstante, elexamen ocular y cutáneo de pescadores, pasto-res y trabajadores hospitalarios no reveló ningu-na asociación con una mayor exposición a laradiación UV-B (USEPA 1995).

Cuantificación de los efectos de loscontaminantes atmosféricos sobre la salud

La cuantificación de los efectos de los contami-nantes atmosféricos sobre la salud permite a in-

Cuadro 2.7 Niveles de plomo en la sangre de diferentes grupos de población urbanaen determinados países de América Latina y el Caribe

Tamaño de Gama Promedio >10 mg/dlPaís Poblac ión Edad la muestra (mg/dl) (mg/dl) (por centa je )

Brasil Adultos 15�49 149 2,8�27,2 11,8 ± 5,2 75Niños 4�5 199 0,6�35,7 9,6 ± 4,6 30

Chile Bebés 1 200 0,5�18,0 4,3 ± 1,8 5Ecuador Niños 7 64 17,0�54,0 28,8 100

Bebés 0.1 27 6,0�20,0 14,4 60Mujeres gestantes 83 � 18,4 60

México Niños < 5 200 1,0�31,0 9,0 ± 5,8 28Adultos 15�55 200 1,0�39,0 9,7 ± 6,2 37Adultos 15�45 3,309 5,0�62,2 10,6 42

Trinidad y Tobago Mujeres � 94 1,2�14,4 4,8 ± 2,0 2Bebés 0,1 94 0,0�8,7 3,4 ± 1,6 0

Uruguay Niños 2�14 48 1,0�31,0 9,5 30

� No se dispone de información.Fuente: Lacasaña et al. 1996.


vestigadores y autoridades estimar los beneficiospotenciales que tendrían las medidas de controlde la contaminación en la salud. Estos benefi-cios se comparan con los costos de dichas medi-das a efectos de evaluar su factibilidad o dedeterminar los méritos relativos de otras medi-das posibles. Los beneficios que representa parala salud la reducción de los niveles de contami-nación atmosférica pueden cuantificarse utili-zando un enfoque de cuatro pasos:

� Se estima la variación en los efectos sobrela salud como resultado de la modificacióndel nivel de contaminación atmosférica. Delos estudios epidemiológicos publicadospuede desarrollarse u obtenerse la relaciónque media entre la contaminación atmos-férica y los efectos sobre la salud, lo que sedenomina función dosis-reacción.

� Se determina la población expuesta y sus-ceptible a la contaminación atmosférica(POP i) .

� Se especifica la modificación del nivel decontaminación atmosférica (dA) del nivelactual al nivel escogido como meta. Dichonivel puede basarse en las normas nacio-nales o locales de calidad del aire, en lasdirectrices de la OMS, en las normas de laUSEPA, en la variación porcentual (porejemplo, una reducción del 10%) del nivelde contaminantes del ambiente, o en unareducción porcentual del total de emisio-nes de un contaminante dado.

� Se calcula la unidad de valor económicodel efecto (Vi) para el riesgo reducido delos efectos en la salud. Esto podía basarseen la disposición a pagar, los costos de tra-tamiento médico o la pérdida de días y añosproductivos (Ostro 1994).

El beneficio de una menor contaminaciónambiental (dT ) puede expresarse matemática-mente con la siguiente ecuación:

dT = (b)(POPi)(dA)(Vi)

donde b es la pendiente de la función dosis-re-acción. Esta función puede expresarse en tér-minos absolutos o en porcentajes:

Variación en el número de personas afectadaspor población expuesta por año = (b) (cambioen la concentración de contaminantes del am-biente)

Variación porcentual en el número de personasafectadas en un año = (b¢) (variación en la con-centración de contaminantes del ambiente).

Se ha demostrado en los estudios epidemio-lógicos que una variación de 1 µg/m3 en la con-centración de MP-10 en el ambiente da comoresultado una variación de 0,062% a 0,130% enla mortalidad total por año, con un valor cen-tral de 0,096% (es decir, b¢ = 0,096; Ostro 1994).Por consiguiente, una reducción de 10 mg/m3

de la concentración de MP-10 en el ambientereduciría la mortalidad total en 0,96% al año.

El coeficiente b puede derivarse del coeficien-te b¢. En el caso de la mortalidad, la siguienterelación vincula a b¢con b:

b = (b¢)(1/100)(tasa bruta de mortalidad).

Utilizando este ejemplo y suponiendo una tasabruta de mortalidad de 0,007, el valor centraldel coeficiente b de la mortalidad sería(0,096)(1/100)(0,007) = 6,72 ´ 10-6 para una va-riación de 1 µg/m3 en la concentración de MP-10 en el ambiente. Esto significa que si dichaconcentración se reduce en 1 µg/m3, cabría pre-ver que fallezcan prematuramente siete perso-nas menos por cada millón.

El coeficiente b o b¢ puede derivarse de losestudios epidemiológicos, que pueden efectuar-se mediante una serie cronológica o por mediode análisis de corte transversal. Los análisis porseries cronológicas examinan la correlación en-tre las fluctuaciones de la contaminación y lasalud dentro de una población dada, en tantoque los análisis de corte transversal efectúancomparaciones entre diferentes poblaciones condiferentes exposiciones a la contaminación. Losanálisis por series cronológicas se refieren a losefectos de corto plazo (agudos) sobre la salud;los otros se refieren principalmente a las conse-cuencias sobre la salud a largo plazo. La mayorparte de la investigación epidemiológica ha es-tado dominada por análisis por seriescronológicas porque así se evita el problema delas diferencias interpoblacionales (por ejemplo,debido a variaciones en la prevalencia de losfumadores) que afectan a las correlaciones decorte transversal y porque pueden efectuarseutilizando datos históricos para una poblacióndada, que en los países industriales se consiguenfácilmente.

Para efectuar un análisis por seriescronológicas, es importante eliminar las fluctua-ciones de términos en las variables resultantes

36 Capítulo 2

que están vinculadas a factores meteorológicos,tendencias temporales y variaciones estacionales.Por ejemplo, las concentraciones de ozono tem-peraturas, número de horas tienen una correla-ción positiva con altas de sol y presencia deaeroalergenos y las altas concentraciones deNO2, otros contaminantes gaseosos y MP se pro-ducen juntas en climas estables. Por esta razón,en los análisis por series cronológicas es necesa-rio identificar características climáticas de lasestaciones y epidemias de enfermedades infec-ciosas y también tener en cuenta los incremen-tos de las concentraciones de contaminantes enciertas condiciones meteorológicas (LSHTM ySt. GHMS 1995). Cabe señalar también que lasinfecciones respiratorias son más comunes eninvierno, cuando los niveles de contaminantescomo el SO2 y la MP se encuentran en sus valo-res máximos. Las observaciones de la investiga-ción indican que, al menos, una parte de losefectos sobre la salud atribuidos a las fluctuacio-nes de las concentraciones de partículas en elambiente pueden deberse a brotes súbitos deinfecciones virales respiratorias (Lamm, Hall yEngel 1994). En los análisis por seriescronológicas también es necesario tener encuenta los grupos de días con altas tasas de mor-talidad u hospitalización al hacer la correlaciónserial de variables tales como la temperatura. Porejemplo, existe una asociación entre bajas tem-peraturas y una mayor mortalidad por causascardiovasculares y, dado que en general los díasfríos se suceden unos a otros, también tiendena agruparse los días en que se presenta una ele-vada mortalidad por causas cardiovasculares. Sibien son útiles los modelos de autorregresión,en la mayoría de los casos es difícil separar losefectos sobre la salud de las condiciones meteo-rológicas y los efectos de las emisiones de loscontaminantes atmosféricos. Y debido a la altacorrelación entre los contaminantes, a menudono es posible distinguir los efectos de contami-nantes individuales (como SO2, sulfatos yaerosoles de ácido sulfúrico) de los de la MP.Además es necesario que los análisis por seriescronológicas tengan en cuenta las fluctuacionesnormales de los servicios médicos que se produ-cen en una misma semana (LSHTM y St. GHMS1995).

Se encuentra en la literatura una fuerte aso-ciación entre muchos contaminantes atmosféri-cos y los efectos negativos en la salud, sobre todopara el sistema respiratorio. Apoyándose en elexamen de esta información, Ostro (1994) re-

sumió el coeficiente b de dosis-reacción vincula-do a las repercusiones para la salud de MP-10,SO2, ozono, plomo y NO2 (cuadro 2.8). En lainvestigación de Ostro no se incluyó el CO por-que se disponía de muy poca información cuan-titativa sobre la función dosis-reacción de estecontaminante, debido a que se disipa rápida-mente en el ambiente. Es necesario realizarmayores investigaciones para establecer la mag-nitud de las asociaciones, interacciones posiblesentre los contaminantes y otras variables, um-brales posibles (ausencia de efectos) y mecanis-mos biológicos de acción (LSHTM y St. GHMS1995).

No se dispone en la literatura de informaciónsobre funciones dosis-reacción en ciudades depaíses en desarrollo, con excepción de Santia-go, Beijing y São Paulo. Se encontró que la rela-ción dosis-reacción entre la contaminación porpartículas (MP-10) y la mortalidad en Santiagoera bastante congruente con la encontrada enotros análisis (Ostro et al. 1995). Se encontrótambién en estos estudios una correlación másfuerte entre concentraciones de MP-10 y morta-lidad entre los ancianos, personas con enferme-dades cardíacas y pulmonares y hombres (cuadro2.9). Pese a la similitud de estos resultados, serecomienda tener sumo cuidado al extrapolar aotras situaciones las relaciones dosis-reacciónregistradas.

Una de las razones por las cuales estos estu-dios pueden no ser aplicables a otras circuns-tancias es que la función dosis-reacción nosiempre es válida fuera de la gama desarrolladaen el estudio original. En la mayoría de los estu-dios epidemiológicos se ha supuesto una fun-ción dosis-reacción lineal y se sugiere que noexiste evidencia concluyente sobre umbrales deconcentraciones de contaminantes por debajode los cuales no ocurren efectos nocivos para lasalud. Esto significa que, incluso por debajo delas normas de calidad del aire ambiente, los con-taminantes atmosféricos podrían aún tener efec-tos perjudiciales para la salud.

Otra preocupación tiene que ver con las re-percusiones de las condiciones de referencia dela población sobre las funciones dosis-reacción.Las discrepancias entre las condiciones de refe-rencia de dos poblaciones (es decir, entre lasconsideradas en el estudio original y las de lapoblación a la cual se extrapolaron los resulta-dos) pueden dar lugar a distintas funcionesdosis-reacción. La mayoría de las funciones do-sis-reacción se han establecido a través de estu-


dios epidemiológicos efectuados en países indus-triales �sobre todo Estados Unidos, y en me-nor medida en Gran Bretaña, Alemania yCanadá� donde las condiciones de referenciadifieren de las que prevalecen en los países deAmérica Latina y el Caribe. Las siguientes con-diciones de referencia son particularmente im-portantes:

� Diferencias en estilos de vida que afectanla exposición a los contaminantes atmosfé-ricos en exteriores. Las poblaciones que pa-san más tiempo al aire libre y están másexpuestas a los contaminantes atmosféricoscorren un mayor riesgo sanitario que las

Cuadro 2.8 Gamas y estimaciones centrales de coeficientes dosis-reacción(variación en el riesgo del efecto sobre la salud por persona expuesta por una unidad de variación en la concentración

de contaminantes del ambiente en un año)

Contaminantes y efectos relacionados sobre la salud Gamas de estimaciones Estimaciones centrales

MP-10Mortalidad prematura 4,47 ´ 10-6 � 9,10 ´ 10-6 6,72 ´ 10-6

Hospitalización por enfermedades respiratorias 6,57 ´ 10-6 � 15,60 ´ 10-6 12,00 ´ 10-6

Visitas a salas de urgencias 12,83 ´ 10-5 � 34,25 ´ 10-5 23,54 ´ 10-5

Días de actividad restringida 4,04 ´ 10-2 � 9,03 ´ 10-2 5,75 ´ 10-2

Enfermedades de las vías respiratorias inferioresen los niños (por niño) 8,00 ´ 10-4 � 23,80 ´ 10-4 16,90 ´ 10-4

Ataques de asma (por asmático) 1,63 ´ 10-2 � 27,30 ´ 10-2 3,26 ´ 10-2

Síntomas respiratorios 9,10 ´ 10-2 � 27,40 ´ 10-2 18,30 ´ 10-2

Bronquitis crónica (personas de más de 25 años) 3,06 ´ 10-5 � 9,18 ´ 10-5 6,12 ´ 10-5

SO2

Síntomas respiratorios (por niño) 1,00 ´ 10-5 � 2,62 ´ 10-5 1,81 ´ 10-5

Malestares en el pecho (por adulto) 5,00 ´ 10-3 � 15,00 ´ 10-3 10,00 ´ 10-3

Ozono (1 hora máximo)Hospitalización por enfermedades respiratorias 3,80 ´ 10-3 � 12,10 ´ 10-3 7,70 ´ 10-3

Restricciones menores de la actividad 17,00 � 51,00 34,00Días con síntomas de malestares respiratorios 28,11 � 96,60 54,75Irritaciones oculares 23,40 � 29,90 26,60Exacerbaciones del asma (por asmático) 38,69 � 189,80 68,44

PlomoDecremento del coeficient intelectual (por niño) 0,975Hipertensión (por hombre de 20 a 70 años) 4,48 ´ 10-2 � 9,78 ´ 10-2 7,26 ´ 10-2

Mortalidad prematura (por hombre de 40 a 59 años) 2,00 ´ 10-4 � 6,50 ´ 10-4 3,50 ´ 10-4

Accidentes cardiovasculares no fatales (por hombrede 40 a 59 años) 1,80 ´ 10-4 � 5,00 ´ 10-4 3,40 ´ 10-4

NO2

Síntomas respiratorios 6,02 � 14,42 10,22

Nota: La unidad es mg/m3 para MP-10, SO2 y plomo y ppm para ozono y NO2.Fuente: Ostro 1994.

demás. Por ejemplo, para una concentra-ción ambiente dada de un contaminanteatmosférico, las poblaciones de AméricaLatina y el Caribe corren un riesgo más altopara la salud que las poblaciones de Esta-dos Unidos, porque pasan más tiempo enexteriores. De manera que la extrapolaciónde una función dosis-reacción formuladapara una población de América del Nortea una población de América Latina o elCaribe probablemente subestimaría losefectos para la salud.

� Diferencias en la exposición a contaminan-tes de otras fuentes. Por ejemplo, la expo-sición al fuego para cocinar y calentar el

38 Capítulo 2

Cuadro 2.9 Subgrupos de causas de mortalidad de diferentes estudios(Variación porcentual del número de personas afectadas en un año debido a una variación de 10 mg/m3 de MP-10)

Valle Birmingham, Filadelfia,Efectos sobre la salud Sant iagoa São Paulob Bei j ingc de Utahd Alabamae Pennsy lvan ia f

Mortalidad total 0,7 0,7g 1,6 1,1 1,3Mortalidad total (más de 65 años) 1,0 1,3 1,8Enfermedades respiratorias 1,3 4,3Enfermedades cardiovasculares 0,8 2,0 1,7 1,8Enfermedades pulmonares

obstructivas crónicas 1,8 3,4Enfermedades pulmonares crónicas 1,6Neumonía 2,0Todas las demás 0,5 0,6

Hombres 1,0Mujeres 0,5

Nota: Los espacios en blanco indican que no se dispone de datos.a. Ostro et al. 1995.b. Saldiva et al. 1994.c. Xu et al. 1994.d. Pope, Schwartz y Ransom 1992.e. Schwartz 1993.f. Schwartz y Dockery 1992a.g. El coeficiente está vinculado con los meses del verano.

ambiente en los países en desarrollo es unfactor de riesgo de una amplia gama deefectos en la salud, especialmente enferme-dades pulmonares crónicas en adultos (so-bre todo en la mujer) y enfermedadesrespiratorias agudas en los niños (Chen etal. 1990; Smith 1993). Dockery et al. (1993)encontraron un riesgo más elevado demortalidad a causa de la contaminación at-mosférica en las personas con exposición ariesgos respiratorios por razones de traba-jo. La exposición de los seres humanos alplomo no solo tiene lugar en el aire y elambiente, sino también por medio de losalimentos, del agua y, en los niños, de latierra y el polvo.

� Diferencias en los hábitos de fumar.Dockery et al. (1993) encontraron un ma-yor riesgo de mortalidad por contamina-ción atmosférica en los fumadores que enlos no fumadores.

� Diferencias en las condiciones geográficasy climáticas �como altitud, temperaturasextremas y humedad� que pueden exa-cerbar los efectos nocivos de la contamina-ción atmosférica sobre la salud.

� Diferencias en el estado de nutrición y de-ficiencias de vitaminas C y E, que debilitan

las defensas del organismo contra los con-taminantes atmosféricos.

� Diferencias de acceso a la atención médicaque influyen en la relación entre los nive-les de contaminación y la hospitalización olas consultas en salas de urgencias. Falta desupervisión y tratamiento médico adecua-do que puede incrementar la susceptibili-dad de las personas en riesgo (como losancianos y las personas con enfermedadesrespiratorias preexistentes).

� Diferencias en distribuciones etarias. Laspoblaciones con una proporción máselevada de personas muy jóvenes y muy an-cianas se ven más afectadas por la contami-nación atmosférica. Por ejemplo, en Chile,la población de más de 65 años de edadrepresenta el 6% del total; en Estados Uni-dos esta proporción es del 12,9%.

� Diferencias en las causas de muerte. Al ex-trapolar los efectos de la contaminación at-mosférica sobre la tasa de mortalidad totalde un estudio efectuado en Estados Unidosa una población de un país en desarrollose podrían obtener resultados incorrectossi la distribución de las causas de muertedifieren marcadamente entre ambas pobla-ciones. Por ejemplo, en Estados Unidos la


mitad de las muertes se deben a acciden-tes cardiovasculares o enfermedades respi-ratorias, mientras que menos del 20% delas muertes en Delhi, India, se atribuyen aestas causas. Aun si la población de Delhireaccionara a una variación dada en la con-centración de los contaminantes del am-biente de la misma forma que en EstadosUnidos, el efecto de la variación sobre lamortalidad total sería menor (Cropper ySimon 1996).

� Diferencias en la concientización del pú-blico sobre la contaminación atmosférica.La exposición a los contaminantes atmos-féricos en exteriores puede reducirse a tra-vés de medidas preventivas. Por ejemplo,en algunas ciudades de América Latina(como la ciudad de México y São Paulo) seutilizan carteleras e información por la te-levisión, la radio y la prensa para informaral público la calidad del aire ambiente.

� Diferencias en la composición de la MP oen la mezcla de contaminantes atmosféri-cos con efectos sinérgicos potenciales.

Una vez estimada la forma en que reaccionala salud ante una variación dada en la contami-nación del ambiente, se utilizan técnicas de va-loración para cuantificar los beneficios de lareducción de la contaminación atmosférica so-bre la vida y la salud humana para una pobla-ción escogida como meta. Las técnicas máscomúnmente utilizadas para valorar la muerteprematura son los enfoques de capital humanoy disposición a pagar. El enfoque de capital hu-mano se basa en el flujo descontado de ingresosde la persona durante los años en que se acortasu vida. Este enfoque, sin embargo, es menosútil para valorar a personas sin ingresos (los ni-ños, los jubilados, las amas de casa). El enfoquede la disposición a pagar mide cuánto están laspersonas dispuestas a pagar por la reducción desus riesgos de morir. Esto puede estimarse me-diante los diferenciales de salarios entre los tra-bajos más y menos riesgosos (el supuestosubyacente es que las personas con aversión alriesgo evitan los puestos de trabajo más riesgosospero mejor remunerados y optan por ocupacio-nes menos riesgosas pero de menor remunera-ción). Otra manera de estimar la disposición apagar es preguntar a las personas cuánto paga-rían para reducir su riesgo de morir. Pero, comose trata de un enfoque hipotético puede dar lu-gar a estimaciones más altas. De las dos técni-

cas, es más difícil aplicar la de la disposición apagar en los países en desarrollo dado que serequiere una gran cantidad de datos.

Como la valoración de la mortalidad prema-tura requiere asignar un valor monetario a lavida humana, puede plantear cuestiones de ín-dole moral y ética. Pero cabe aclarar que la valo-ración no se centra en una persona específicasino en una entidad estadística de la poblaciónseleccionada. Además, estas estimaciones tienenpor objeto evaluar un proyecto de control decontaminación atmosférica o clasificar diferen-tes alternativas dentro de un centro urbano opaís determinado, no hacer una comparaciónentre países. Debe asimismo señalarse que losenfoques de capital humano y disposición a pa-gar quizá no sean adecuados en culturas dondelas percepciones de la vida, la salud y la muertereflejan con más nitidez valores no materiales.

Los efectos sobre la morbilidad debido a lacontaminación atmosférica pueden valorarsemidiendo la disposición a pagar de las personaspara evitar la enfermedad o el enfoque del cos-to de la enfermedad, para lo cual deben esti-marse los gastos médicos de prevención ytratamiento y los salarios no devengados. Entreestos dos enfoques, probablemente sea más fá-cil de aplicar el del costo de la enfermedad enlos países en desarrollo. Este enfoque no tieneen cuenta el malestar ni el sufrimiento perso-nal, y proporciona una estimación más baja delos valores de la salud que el enfoque de la dis-posición a pagar (Cropper y Oates 1992).

Efectos ambientales de los contaminantesatmosféricos

Los efectos ambientales de las emisiones de con-taminantes de vehículos automotores son, en-tre otros, cambios climáticos en el mundo debidoa los gases de efecto invernadero, acidificacióndel suelo y de las aguas superficiales, efectosnocivos para algunas especies vegetales (inclui-das las de cultivos comerciales) y animales, ydaños a edificios y estructuras.

Oxidos de nitrógeno. Se ha recolectado evidenciaque indica claramente que los NOx pueden sernocivos para el medio ambiente debido a la for-mación de nitratos y a la acidificación de lasaguas superficiales. La concentración de nitra-tos en el hielo de Groenlandia se ha duplicadodesde la época previa a 1900 (Herron 1982). La

40 Capítulo 2

concentración de nitratos en la precipitación enEuropa se incrementó ininterrumpidamenteentre 1955 y 1979 (Faiz et al. 1990). En 305 la-gos de Noruega se duplicó la concentración denitratos entre 1974 y 1986, y esto aparentemen-te tiene relación con la disminución de las po-blaciones ícticas (Derwent 1988). Según laspruebas recogidas, se triplicó la concentraciónde nitratos en aerosol en el aire ambiente enChilton, Reino Unido (Watkins 1991). Se creetambién, aunque no se ha cuantificado, que losNOx corroen los materiales de edificios y otrasestructuras fabricadas por el hombre. El N2O,un gas de efecto invernadero, contribuye al ca-lentamiento del clima mundial al absorber laradiación infrarroja.

Ozono. El ozono es nocivo para los cultivos y parala vegetación en general. La extensión del dañodepende de la concentración de ozono y de lalongitud de la exposición, y se incrementa alaumentar la intensidad de la luz y la humedad.El tabaco, una planta muy sensible, puede sufrirdaños si está expuesta a una concentración deozono en una hora de 80 µg/m3 o más. Otrasplantas sensibles, entre ellos el frijol, la espina-ca y el trébol, pueden sufrir daños con exposi-ciones a 200 µg/m3 de ozono durante variashoras. Se cree que el ozono es uno de los princi-pales factores perjudiciales en los bosques deEstados Unidos (por ejemplo, los pinares de SanBernardino en el sur de California), Alemania yEuropa central (Watkins 1991).

Bióxido de azufre. Los efectos ambientales del SO2

son el resultado directo o indirecto de la depo-sición de ácidos. El SO2 a concentraciones deapenas 800 µg/m3 es nocivo para los cultivos detrigo, avena, cebada y algodón. El SO2, junto conel ozono y los NOx, ha causado daños en los bos-ques de Europa (por ejemplo, en la RepúblicaCheca). También ha provocado la acidificaciónde los suelos y lagos en Europa (en Finlandia) yen América del Norte y ha corroído estructurasy monumentos de mármol (en Atenas) debidoa la formación de sulfato de calcio (yeso).

Materia particulada. Los efectos ambientales dela MP incluyen la suciedad y la degradación dela visibilidad. Las partículas más grandes caendesde la atmósfera en función de sus caracterís-ticas de sedimentación y de las condiciones at-mosféricas (sobre todo el viento). Las partículas

que sedimentan afectan a la población porquese acumulan prácticamente en todas partes �en los edificios, ventanas, automóviles, ropa ten-dida, incluso dentro de las casas� dejandodepósitos de suciedad, lo que requiere una ma-yor frecuencia de la limpieza y daña a algunosmateriales.

La MP que permanece suspendida en el airees de menor tamaño y está constituida por lasque emiten los vehículos automotores y las quese forman en la atmósfera, como los aerosolesde sulfatos o nitratos. Las partículas suspendi-das en la atmósfera absorben y dispersan la luz,reduciendo de esa manera la visibilidad. La pre-sencia de nitratos en las MP-2,5 oscurece el co-lor del cielo. La reducción de la visibilidad comoresultado de la contaminación urbana es ya apre-ciable en centros urbanos de América Latina,como la Ciudad de México y Santiago. Dado quelas MP-2,5 pueden recorrer grandes distancias,la reducción de la visibilidad ya es un problemaregional. Por ejemplo, el 20% de la reducciónde la visibilidad en el Parque Nacional de lasMontañas Rocallosas (Estados Unidos) se atri-buye a la contaminación generada en Los Ange-les, ciudad que se encuentra a 600 km dedistancia.

Clorofluorocarbonos. Si bien se han documenta-do efectos perjudiciales de la radiación UV-Bsobre especies individuales en ecosistemas ma-rinos, aún no se entiende claramente la natura-leza y el grado de respuesta de los ecosistemasante dichas radiaciones. Actualmente se estáninvestigando los efectos de la radiación UV-B enecosistemas marinos y en cultivos (como los arro-zales) (USEPA 1995). Además, los CFC y loshalones contribuyen al recalentamiento de laatmósfera mundial.

Bióxido de carbono. El CO2 forma una capa ais-lante alrededor de la Tierra que evita que esca-pe el calor. Este efecto invernadero provoca unincremento en la temperatura de la Tierra. Al-rededor del 50% del calentamiento de la atmós-fera se debe al CO2. El resto es provocado por elmetano, el ozono a nivel del suelo, los CFC y elóxido nitroso. Se prevé que hacia finales del si-glo XXI estos efectos provocarán un aumentode la temperatura de la Tierra de unos 3°C, loque podría inducir cambios en los perfiles deprecipitaciones, zonas climáticas y una elevacióndel nivel del mar.


Normas y vigilancia de la calidad del aireambiente

Normas de calidad del aire ambiente. El objetivode las normas de calidad del aire es proteger ala sociedad y al medio ambiente de los efectosnocivos de los contaminantes atmosféricos. Tie-nen por objeto lograr un cierto nivel deseablede calidad del aire, y frecuentemente sirvencomo base de referencia para otras normas,como las de emisiones o de calidad de los com-bustibles (UN 1987). Como tales no toman encuenta los costos ni los beneficios vinculados adichos contaminantes.

Las normas de calidad del aire ambiente sonde dos tipos: primarias y secundarias. Las pri-marias se establecen para proteger a los gruposmás vulnerables de la población, es decir, los jó-venes, los ancianos y las personas con proble-mas de salud. Se establecen normas y directricespara plazos de corta duración a fin de controlarlos efectos agudos que se producen cuando per-sisten altos niveles de contaminación durantebreves períodos. Las normas típicas de cortaduración son para 1 hora, 8 horas y 24 horas deconcentraciones promedio de contaminantes.Las normas y directrices para plazos de largaduración tienen por objeto proteger a la saludhumana de la exposición constante a niveles ele-vados de contaminación durante un largo pe-ríodo (típicamente un año; WHO/UNEP 1992).Se establecen las normas secundarias de calidaddel aire en relación con las repercusiones queno afectan a la salud, pero que tienen que vercon el suelo, los cultivos, la vegetación, los ma-teriales construidos por el hombre, los anima-les, la vida silvestre, la visibilidad atmosférica,daños a la propiedad, peligros para el transpor-te y efectos sobre la economía y el bienestar per-sonal (Cohn y McVoy 1982).

Estados Unidos fue el primer país que esta-bleció normas de calidad del aire ambiente. Lasenmiendas de la Ley del Aire Limpio de 1970 ala Ley de Calidad del Aire de 1967 establecenlas normas nacionales primarias y secundariassobre la calidad del aire ambiente. La ley otorgaa los estados la opción de establecer sus propiasnormas sobre la calidad ambiental, siempre quesean iguales o más estrictas que las normas na-cionales. En 1978 se agregó el plomo a la listade contaminantes sujetos a limitaciones, y en1979 se hizo más estricta la norma relativa alozono. En 1983, la USEPA revocó las normas

nacionales sobre calidad del aire ambiente enlo que respecta a los hidrocarburos porque seconsideró que estos contaminantes eran inocuosa niveles ambientes o cercanos a ellos y no seencontró una relación cuantitativa coherente anivel nacional entre las concentraciones del ozo-no en el ambiente y los niveles de hidrocarbu-ros para la calidad del aire. No obstante, laUSEPA indicó que se debe continuar vigilandolos hidrocarburos dado que contribuyen a la for-mación de ozono y debido a los efectos resul-tantes de este contaminante para la salud y elbienestar. En 1987 se abandonó la norma am-biental para TPS y se estableció una para MP-10. Tras la revisión de las Normas Nacionales deCalidad del Aire Ambiente en 1989, se abando-naron las normas secundarias para todos los con-taminantes con excepción del SO2. Actualmentese están revisando las normas de calidad del aireambiente relativas a MP-10. La USEPA ha pro-puesto nuevas normas para MP-2,5 (12,5 µg/m3

a 20 µg/m3 como promedio anual). Se estimaque estas normas salvarán unas 20.000 vidas (so-bre todo en la población de más edad y en laspersonas con trastornos cardíacos y pulmonares)y reducirán las hospitalizaciones (en más de9.000 casos al año). Asimismo, se reducirá el ries-go de enfermedades respiratorias (una reduc-ción de más de 60.000 casos al año de bronquitiscrónica, de más de 250.000 ataques de asma yde más de 250.000 casos de síntomas respirato-rios). Se prevé también que las nuevas normasmejoren la visibilidad y reduzcan la suciedad ylos efectos nocivos sobre distintos materiales.Para julio de 1997 se tomará la decisión final enlo que respecta a las nuevas normas.

Muchos otros países también han establecidosus propias normas de calidad del aire ambien-te, inclusive la mayoría de los países de AméricaLatina. Se han establecido normas primarias encasi todos los países de América del Sur con ex-cepción de Guyana, Paraguay, Perú, Suriname yUruguay. Sin embargo, en ningún país de Amé-rica Central o el Caribe se cuenta con dichasnormas. Se han preparando normas ambienta-les en Guatemala, Paraguay, Perú y Uruguay. Lasnormas primarias de calidad del aire se han es-tablecido principalmente a través de la legisla-ción nacional y en algunos casos a través de lalegislación provincial o local. En ocasiones, es-tas normas son complementadas por legislaciónadicional sobre contaminantes que da lugar aciertas acciones por parte de la sociedad. Por

42 Capítulo 2

ejemplo, se han establecido en São Paulo nive-les de atención, alerta, emergencia y críticos paralos contaminantes atmosféricos (como CO, NO2,ozono, SO2, TPS y MP-10). Brasil y Chile son losúnicos países de América Latina y el Caribe quehan establecido normas secundarias de calidaddel aire ambiente.

En el Anexo B de este capítulo se presentanlas normas de calidad del aire ambiente de dife-rentes países de América Latina para CO, NO2,ozono, SO2, TPS, MP-10 y plomo. Se incluyentambién, para efectos de comparación, datosrelacionados sobre las normas de Estados Uni-dos y las directrices de la OMS. Las normas decalidad del aire ambiente (NCAA) se expresanen miligramos por metro cúbico (mg/m3) paraCO y microgramos por metro cúbico (µg/m3)para todos los demás contaminantes en condi-ciones de referencia de 25°C de temperatura y760 mm Hg de presión. Para un centro urbanocon una temperatura de t°C y una presión dep mm Hg, la norma de calidad del aire (NCA)podrá obtenerse de la siguiente ecuación:

NCA = (NCAA)(p)(298)/[(760)(273 + t)].

Las normas de calidad del aire ambiente enlas condiciones de referencia también puedenexpresarse en términos de partes de contami-nantes por partes por millón de aire (ppm) uti-lizando la siguiente ecuación:

NCAA (expresadas en ppm) = (NCAA expresa-das en µg/m3)(24.500)(10 -6)/(MP)

donde MP es el peso molecular del contaminante.

Vigilancia de la calidad del aire ambiente. Para vi-gilar la calidad del aire ambiente se deben me-dir los contaminantes a efectos de determinarsus concentraciones. Durante la década de losaños sesenta, tras la identificación de los efectosnocivos en la salud de los seres humanos de cier-tos contaminantes atmosféricos (CO, NO2,ozono, SO2, TPS y plomo), muchos países indus-triales adoptaron normas nacionales de calidaddel aire ambiente e iniciaron la vigilancia de lamisma. La mayor parte de las actividades de vi-gilancia se centraron en la medición del SO2 yel total de partículas en suspensión. Durante losaños setenta, cuando los vehículos automotorespasaron a ser la fuente principal de contamina-ción atmosférica en las zonas urbanas, la vigi-lancia de la calidad del aire incorporó otroscontaminantes vinculados al tránsito, como el

CO, los NO2 y el plomo. Durante este período yla mayor parte de la década de los años ochentase inició la vigilancia de la calidad del aire urba-no en algunos países en desarrollo, especialmen-te en América Latina y en Asia. En los últimosaños se ha puesto además mayor énfasis en lavigilancia de los oxidantes fotoquímicos (espe-cialmente el ozono) y los compuestos químicosorgánicos volátiles y también sus precursores,como MP-10 (en lugar de TPS, que tiene un va-lor limitado para evaluar los efectos sobre la sa-lud; WHO/UNEP 1992).

La vigilancia de la calidad del aire ambienteen las zonas urbanas tiene diferentes objetivos.Uno de ellos es generar información sobre ladistribución espacial y temporal de la contami-nación atmosférica en las zonas urbanas. Segui-damente pueden compararse los datos obtenidoscon las normas de calidad del aire para identifi-car riesgos potenciales para la salud del ser hu-mano o el medio ambiente. Si los datos indicanconcentraciones altas de contaminantes en cier-tas partes de una zona urbana (como el distritocomercial) o durante ciertos períodos del día(en las horas punta de la mañana) o del año(ciertos meses), las autoridades podrán tomarlas medidas necesarias para reducir la contami-nación en esos lugares o durante esos períodos.Los datos obtenidos en la vigilancia también ayu-dan a las autoridades a evaluar la eficacia de lasmedidas de control que adoptan. Además, la vi-gilancia de la calidad del aire ambiente puedeefectuarse a efectos de informar al público deinmediato acerca de la calidad del aire, espe-cialmente cuando las concentraciones de con-taminantes alcanzan niveles elevados o están apunto de hacerlo. Estas advertencias permitenque el público tome las medidas preventivasnecesarias contra riesgos vinculados a la salud.La vigilancia de la calidad del aire ambiente, sise efectúa a lo largo de muchos años, tambiénpuede servir para generar tendencias de conta-minantes a fin de tomar decisiones a nivel depolítica a mediano o largo plazo respecto al con-trol de la calidad del aire.

La vigilancia de la calidad del aire ambienteentraña el muestreo de contaminantes, el análi-sis de las muestras, la recolección de datos, y latransmisión de datos y su control. Puede efec-tuarse utilizando cualquier sistema. El muestreomanual se refiere al muestreo con un instrumen-to para el cual el inicio y el fin del período demuestreo son activados manualmente. El análi-sis de las muestras puede efectuarse en forma


manual o automática. El muestreo semiautomáticorequiere un instrumento con capacidad demuestreo automático, pero las muestras se reti-ran manualmente. El análisis de las muestrastambién puede ser manual o automático. Estossistemas se han utilizado en América Latina du-rante muchos años. Por ejemplo, desde 1981funciona en Santiago un sistema de vigilanciasemiautomático de seis estaciones, aunque haperdido su importancia desde la instalación deuna red de vigilancia totalmente automatizada.En São Paulo y la ciudad de México se efectúa elmuestreo semiautomático para complementarlos sistemas más avanzados que se describen acontinuación. En São Paulo, 7 de las 18 estacio-nes se utilizan para vigilar SO2; las otras 11 seutilizan para MP-10. En la ciudad de México, elsistema semiautomático consta de 19 estacionesde vigilancia de TPS y MP-10.

La vigilancia automática consiste en el muestreoy el análisis efectuado por un instrumento queproduce hojas de datos impresos, grabacionesen cintas magnéticas y gráficos sin intervenciónhumana salvo para el mantenimiento regular.En algunas zonas urbanas de América Latina seutilizan sistemas de vigilancia automáticos. Porejemplo, Santiago tiene seis estaciones de vigi-lancia automática para medir los niveles ambien-tales de CO, HC, NO2, ozono, SO2 y MP-10. EnSão Paulo, la vigilancia automática está a cargode dos estaciones móviles en zonas que no estáncubiertas por las estaciones estacionarias. Losdatos obtenidos en estas estaciones se registranen cintas magnéticas y posteriormente se envíana un sistema de cómputo central.

La vigilancia totalmente automatizada con trans-misión de datos incluye todas las característicasautomáticas anteriores además de la transmisiónde los datos electrónicos que produce el instru-mento, posiblemente a través de una línea tele-fónica, a una computadora ubicada en una salacentral de control donde se almacenan y proce-san los datos (Rossano y Thielke 1976). En Amé-rica Latina y el Caribe se utilizan sistemas de estetipo en São Paulo, la ciudad de México y Santia-go. La red de vigilancia de São Paulo consta de25 estaciones estacionarias que generan datossobre CO, HC, NO2, SO2, y MP-10. Los datos seenvían de inmediato por teléfono a una esta-ción central para ser procesados por computa-dora. La información sobre la calidad del airese divulga al público por medio de carteleras enlas principales carreteras y por medio de comu-nicaciones en los medios de difusión. La red de

vigilancia de la ciudad de México es similar a lade São Paulo; consta de 32 estaciones que vigi-lan el CO, NO2, ozono, SO2 y MP-10. En Santia-go, la red de vigilancia tiene cinco estacionestotalmente automatizadas que miden las concen-traciones ambientales de CO, HC, NO2, ozono,SO2 y MP-10.

El diseño de un programa de vigilancia de lacalidad del aire urbano debe reflejar sus objeti-vos e incluir decisiones sobre muestreo, medi-ción, recolección de datos y transmisión de lainformación. Además, el diseño debe conside-rar los efectos combinados de la configuraciónde las fuentes de emisión de contaminantes ylas características meteorológicas y topográficasde cada zona urbana. Por esta razón, la vigilan-cia de la contaminación deberá estar acompa-ñada de la vigilancia atmosférica que incluyaparámetros tales como velocidad del viento, di-rección del viento, temperatura y humedad. Parala vigilancia del aire y de toda una zona urbanaes necesario seleccionar los lugares donde van aubicarse las estaciones a efectos de cubrir dis-tintos niveles de contaminación atmosférica entoda la zona. No obstante, las estaciones de vigi-lancia fijas solamente proporcionan informaciónsobre la calidad del aire de ese lugar y es muycostoso instalarlas en toda la ciudad. Dado quelos recursos son limitados, deberá asignarseprioridad a las instalaciones con base en lasignificancia de la contaminación atmosférica entérminos de riesgos para la salud humana yfacilidad de medición. En algunos casos, lasestaciones de vigilancia fijas pueden estarcomplementadas por estaciones móviles a efec-tos de extender espacialmente la actividad devigilancia.

El criterio principal para la ubicación de laestación de muestreo es que la información querecoja sea representativa del área circundante.Las cuestiones vinculadas a la medición de loscontaminantes deberán incluir los tipos y con-centraciones de contaminantes, los tiempos pro-medio requeridos para el muestreo, la presenciade otros contaminantes que puedan causarinterferencias con el instrumento de medición,y la disponibilidad y calificaciones del personaly laboratorios disponibles. Además, al seleccio-nar el sistema de vigilancia, deberán considerar-se factores tales como las característicasfuncionales (gamas de medición, exactitud,repetibilidad), características operacionales(complejidad de la operación y respuesta a con-diciones externas como la temperatura y la hu-

44 Capítulo 2

medad), requisitos de experiencia técnica ymantenimiento, disponibilidad de partes de re-puesto y dimensiones físicas.

En lo que respecta a la recolección de datos,los instrumentos de vigilancia continua que pre-sentan los datos en gráficos de barra tienen laventaja de proporcionar un registro permanen-te y visual de la información, pero requierenconsiderable personal para su mantenimiento.Los sistemas totalmente automatizados puedencomunicar los datos medidos de cada estaciónde vigilancia a la sala central de control. En ella,se encuentra un mapa electrónico que permitemostrar las estaciones de vigilancia donde lasconcentraciones de contaminantes del ambien-te exceden un nivel especificado. Estos sistemaspermiten advertir casi de inmediato al públicoen caso de altas concentraciones de contaminan-tes en lugares específicos. Los datos sobre la ca-lidad del aire pueden divulgarse al público pormedio de carteleras electrónicas ubicadas enzonas visibles o por medio de la radio y la televi-sión. En América Latina, se cuenta con dichossistemas en São Paulo y en la ciudad de México.En estas ciudades se presentan datos en tiemporeal sobre la calidad del aire utilizando índices ycalificativos vinculados a ellos. Por ejemplo, enSão Paulo la designación de las categorías de lacalidad del aire consisten en �mala� (índice su-perior a 200) en el nivel de �atención�, �muymala� (índice superior a 300) en el nivel de �aler-ta�, y �crítica� (índice superior a 400) en el nivelde �emergencia�. Además, por lo general se di-

vulgan datos sobre la calidad del aire a través dela prensa.

En São Paulo, la ciudad de México y Santiagose han llevado a cabo las actividades más com-pletas para vigilar la calidad del aire ambiente.En muchas otras ciudades, estas actividades sehan visto obstaculizadas por la insuficiencia derecursos financieros comprometidos y la falta derecursos técnicos y partes de repuesto. Por ejem-plo, hasta 1982, las actividades de vigilancia con-ducidas por la Municipalidad de Buenos Airesincluían 12 estaciones para contaminantes ga-seosos y 21 estaciones para medir TPS. Sin em-bargo, esta actividad se redujo significativamentetras los recortes presupuestarios y la reduccióndel personal. Actualmente, esa municipalidadvigila tres contaminantes (NO, NO2 y SO2) enuna estación estacionaria y dos contaminantes(TPS y plomo) en tres estaciones móviles. EnBelo Horizonte, las estaciones de vigilancia dela calidad del aire establecidas en 1984 tuvierondificultades de operación y se cerraron en 1988debido a la falta de financiamiento. En 1991 sereiniciaron las actividades, pero se suspendieronen 1992 por la misma razón. En Rio de Janeiro,la estación de vigilancia automática proporcio-nada por la OMS en 1975 no pudo aprovechar-se en su totalidad debido a dificultades técnicasy a la falta de partes de repuesto. La operaciónde otra estación de vigilancia automática insta-lada en 1986, en el marco del proyecto de coope-ración técnica Brasil-Japón, también padeció lasconsecuencias de la falta de partes de repuesto.


ANEXO ACOEFICIENTES DE EMISIÓN ESTIMADOS

PARA VEHÍCULOS DE ESTADOS UNIDOS

Cuadro A.1 Coeficientes de emisión estimados para automóviles de pasajerosde gasolina con diferentes tecnologías de control de emisiones(gramos por kilómetro)

Consumode combustible

(litros porTipo de control COa Metano a HCNMa NOx

a N2O CO2 100 km)

Control avanzado con catalizadorde tres vías 8,4Escape 6,20 0,04 0,38 0,52 0,019 200Evaporación 0,09Cárter 0,16Marcha mínima (ralenti) 0,04

Emisiones totales 6,20 0,04 0,67 0,52 0,019 200

Control con catalizador de tres víasde modelos más antiguos 10,6Escape 6,86 0,05 0,43 0,66 0,046 254Evaporación 0,14Cárter 0,16Marcha mínima (ralenti) 0,06


Control con catalizador de oxidación 16,7Escape 22,37 0,10 1,87 1,84 0,027 399Evaporación 0,39Cárter 0,17Marcha mínima (ralenti) 0,06


Control sin catalizador 16,7Escape 27,7 0,15 2,16 2,04 0,005 399Evaporación 0,70Cárter 0,17Marcha mínima (ralenti) 0,06


Sin control 16,7Escape 42,67 0,19 3,38 2,7 0,005 399Evaporación 1,24Cárter 0,94Marcha mínima (ralenti) 0,06


a. Estimado utilizando el modelo MOBILE5a de la USEPA para las siguientes condiciones: temperatura de 24°C, velocidaddel vehículo de 31 km/h, presión de vapor Reid de gasolina de 9 psi, y sin programa de revisión técnica.Fuente: Faiz, Weaver y Walsh 1996.

45

46 Capítulo 2

Cuadro A.2 Coeficientes de emisión estimados para camiones de gasolina medianoscon diferentes tecnologías de control de emisiones(gramos por kilómetro)

Consumode combustible

(litros porTipo de control COa Metano a HCNMa NOx

a N2O CO2 100 km)

Control avanzado con catalizadorde tres vías 34,5Escape 10,2 0,12 0,83 2,49 0,006 832Evaporación 0,38Cárter 0,17Marcha mínima (ralenti) 0,04

Emisiones totales 10,2 0,12 1,42 2,49 0,006 832Carga de combustible 0,24

Control sin catalizador 35,7Escape 47,61 0,21 2,55 3,46 0,006 843Evaporación 2,16Cárter 0,94Marcha mínima (ralenti) 0,08

Emisiones totales 47,61 0,21 5,73 3,46 0,006 843Carga de combustible 0,25

Sin control 50,0Escape 169,13 0,44 13,56 5,71 0,009 1.165Evaporación 3,93Cárter 0,94Marcha mínima (ralenti) 0,08

Emisiones totales 169,13 0,44 18,51 5,71 0,009 1.165Carga de combustible 0,32

a. Estimado utilizando el modelo MOBILE5a de la USEPA para las siguientes condiciones: temperatura de 24°C, velocidaddel vehículo de 31 km/h, presión de vapor Reid de gasolina de 9 psi, y sin programa de revisión técnica.Fuente: Faiz, Weaver y Walsh 1996.


Cuadro A.4 Coeficientes de emisión y consumo de combustible diesel para autobusesy camiones pesados con diferentes tecnologías de control de emisiones(gramos por kilómetro)

Consumo decombustible(litros por

Tipo de vehículo CO HC NOx MP CO2 100 km)

Camiones diesel pesados de EE.UU.Control avanzado 6,33 1,32 5,09 982 35,7Control moderado 7,24 1,72 11,56 991 35,7Sin control 7,31 2,52 15,55 1,249 45,5

Mediciones de 1984 en EE.UU.Tractocamiones de un solo eje 3,75 1,94 9,37 1,07 1,056Tractocamiones de dos ejes 7,19 1,74 17,0 1,47 1,464Autobuses 27,40 1,71 12,40 2,46 1,233

Vehículos de la Ciudad deNueva YorkCamiones medianos-pesados 2,84 23,28 2,46 53,8Autobuses 5,22 34,89 2,66 80,7

Fuente: Estimaciones de MOBILE5a adaptadas de Faiz, Weaver y Walsh 1996.

Cuadro A.3 Coeficientes de emisión y consumo de combustible diesel para automóvilesde pasajeros y camiones livianos con diferentes tecnologías de control de emisiones(gramos por kilómetro)

Consumo decombustible(litros por

Tipo de vehículo CO HC NOx CO2 100 km)

Automóviles de pasajerosControl avanzado 0,83 0,27 0,63 258 9,4Control moderado 0,83 0,27 0,90 403 14,7Sin control 0,99 0,47 0,99 537 19,6

Camiones livianosControl avanzado 0,94 0,39 0,73 358 13,0Control moderado 0,94 0,39 1,01 537 19,6Sin control 1,52 0,77 1,37 559 23,3

Fuente: Estimaciones de MOBILE5a adaptadas de Faiz, Weaver y Walsh 1996.

Contaminantes del aire y sus efectos: Anexo A 47

ANEXO BNORMAS DE CALIDAD DEL AIRE AMBIENTE Y DIRECTRICES

DE LA ORGANIZACIÓN MUNDIAL DE LA SALUD

Cuadro B.1 Normas de calidad del aire y directrices de la OMS para el monóxidode carbono(miligramos por metro cúbico)

Promedio ponderado en función del tiempo OtrosPaí s 1 hora 8 horas 24 horas perídos promedio

Argentina 57,3 11,5Nivel de alerta 114,5 17,2Nivel de alarma 137,4 34,4Nivel de emergencia 171,8 57,3

Ciudad de Buenos Aires 3,0 15,0 (20 minutos)Provincia de Buenos Aires 45,8 17,2 9,2

Bolivia 30,0 10,0Brasil

Normas primarias 40,0 10,3Normas secundarias 40,0 10,3

São PauloNivel de atención 17,2Nivel de alerta 34,4Nivel de emergencia 45,8Nivel crítico 57,3

Chile 40,0 10,3Santiagoa

Nivel bueno 10,3Nivel regular 21,8Nivel malo 34,4Nivel crítico 45,8Nivel peligroso 57,3

Colombia 50,0 15,0Santafé de Bogotá 38,4b 11,5b

Ecuador 40,0 10,0México 12,6

Ciudad de Méxicoa

Nivel satisfactorio 12,6Nivel insatisfactorio 25,2Nivel malo 35,5Nivel muy malo 57,3

Perú 40,0c 20,0c

Venezuela 10,0d

40,0e

Estados Unidos 40,0 10,0OMS 30,0 10,0 60 (30 minutos)f

100 (15 minutos)f

Nota: 1 ppm = 1,145 miligramos por metro cúbico (mg/m3). Los espacios en blanco indican que no se ha establecidoninguna norma.a. Los promedios indican valores máximos para cada categoría.b. Esta norma refleja una temperatura de 13°C y 560 mm Hg de presión para Santafé de Bogotá.c. Normas propuestas.d. Percentil 50 (de la media de 8 horas, el 50% debe encontrarse debajo del valor indicado).e. Percentil 99,5 (de la media de 8 horas, el 99,5% debe encontrarse debajo del valor indicado).f. Se establecen los valores de 15 minutos y 30 minutos para mantener el nivel de carboxihemoglobina en la sangre debajode 2,5% a 3,0% en la población que no fuma.Fuente: WHO/UNEP 1992; comunicaciones personales con expertos técnicos de diferentes países.

49

50 Capítulo 2

Cuadro B.2 Normas de calidad del aire y directrices de la OMS para los bióxidosde nitrógeno(microgramos por metro cúbico)

Promedio ponderado en función del tiempo OtrosPaí s 1 hora 8 horas 24 horas períodos promedio

Argentinaa 846Nivel de alerta 1.128 282Nivel de alarma 2.256 564Nivel de emergencia 752

Ciudad de Buenos Aires 100 400 (20 minutos)Provincia de Buenos Aires 376 188 94

Bolivia 400 150Brasil

Normas primarias 320 190Normas secundarias 320 100

São PauloNivel de atención 1.130Nivel de alerta 2.260Nivel de emergencia 3.000Nivel crítico 3.750

Chile 100Santiagob

Nivel bueno 470Nivel regular 1.290Nivel malo 2.110Nivel crítico 2.930Nivel peligroso 3.750

Colombia 100Santafé de Bogotá 77c

Ecuador 100México 395

Ciudad de Méxicob

Nivel satisfactorio 395Nivel insatisfactorio 1.241Nivel malo 2.068Nivel muy malo 3.760

Perú 200d

Venezuela 100e

300f

Estados Unidos 100OMSg 400 150h

Nota: 1 ppm = 1.880 microgramos por metro cúbico (mg/m3). Los espacios en blanco indican que no se ha establecidoninguna norma.a. Todas las normas de Argentina corresponden a NOx (expresado como NO2).b. Los promedios indican valores máximos para cada categoría.c. Esta norma refleja una temperatura de 13°C y una presión de 560 mm Hg para Santafé de Bogotá.d. Normas propuestas.e. Percentil 50 (de la media de 24 horas, el 50% debe encontrarse debajo del valor indicado).f. Percentil 95 (de la media de 24 horas, el 95% debe encontrarse debajo del valor indicado).g. Las directrices de la OMS para proteger la vegetación (en presencia de SO2 y ozono sin exceder de 30 mg/m3 y 60 mg/m3, respectivamente) son 30 mg/m3 para la media anual y 95 mg/m3 para la media de 4 horas.h. Se estableció la directriz de la OMS de 24 horas como protección contra la exposición crónica; la directriz de la OMS de1 hora tiene por objeto dar un margen de protección para la función pulmonar en personas asmáticas en exposiciones decorta duración.Fuente: WHO/UNEP 1992; comunicaciones personales con expertos técnicos de diferentes países.


Cuadro B.3 Normas de calidad del aire y directrices de la OMS para el ozono(microgramos por metro cúbico)

Promedio ponderadoen función del tiempo Otros

Paí s (1 hora) perídos promedio

Argentina 200Nivel de alerta 300Nivel de alarma 400Nivel de emergencia 800

Ciudad de Buenos Aires 30 (24 horas)100 (20 minutos)

Bolivia 236Brasil

Normas primarias 160Normas secundarias 160

São PauloNivel de atención 400Nivel de alerta 800Nivel de emergencia 1.000Nivel crítico 1.200

Chile 160Santiagoa

Nivel bueno 160Nivel regular 470Nivel malo 780Nivel crítico 1.090Nivel peligroso 1.400

Colombia 170Santafé de Bogotá 131b

Ecuador 200México 220

Ciudad de Méxicoa

Nivel satisfactorio 220Nivel insatisfactorio 460Nivel malo 700Nivel muy malo 1.200

Perú 400c (30 minutos)200c (8 horas)

Venezuela 240d

Estados Unidos 235OMS 150�200 100�120 (8 horas)e

Nota: 1 ppm = 2.000 microgramos por metro cúbico (mg/m3). Los espacios en blanco indican que no se ha establecidoninguna norma.a. Los promedios indican valores máximos para cada categoría.b. Esta norma refleja una temperatura de 13°C y una presión de 560 mm Hg para Santafé de Bogotá.c. Normas propuestas.d. Percentil 99,98 (de la media de 1 hora, el 99,98% debe encontrarse debajo del valor indicado).e. La directriz de la OMS de 8 horas tiene por objeto aminorar el potencial de efectos adversos, agudos y crónicos, yproporcionar un margen adicional de protección.Fuente: WHO/UNEP 1992; comunicaciones personales con expertos técnicos de diferentes países.

Contaminantes del aire y sus efectos: Anexo B 51

52 Capítulo 2

Cuadro B.4 Normas de calidad del aire y directrices de la OMS para el bióxido de azufre(microgramos por metro cúbico)

Promedio ponderado en función del tiempo OtrosPaí s 1 hora 8 horas 24 horas 1 año períodos promedio

Argentina 70 (30 días)Nivel de alerta 2.600 780Nivel de alarma 13.000Nivel de emergencia 26.000

Ciudad de Buenos Aires 500 (20 minutos)70 (30 días)

Provincia de Buenos Aires 780 78Bolivia 365 80Brasil

Normas primarias 365 80Normas secundarias 100 40

São PauloNivel de atención 800Nivel de alerta 1.600Nivel de emergencia 2.100Nivel crítico 2.620

Chile 365 80Santiago( normas secundarias)

Zona norte 700 260 60Zona sur 1.000 365 80

Santiagoa

Nivel bueno 365Nivel regular 929Nivel malo 1.493Nivel crítico 2.056Nivel peligroso 2.620

Colombia 400 100 1.500 (3 horas)Santafé de Bogotá 307b 77b 1.152b (3 horas)

Ecuador 400 80 1.500 (3 horas)México 338 78

Ciudad de Méxicoa

Nivel satisfactorio 338Nivel insatisfactorio 910Nivel malo 1.456Nivel muy malo 2.600

Perú 858c 172c

Venezuela 80d

200e

250f

365g

Estados Unidos 365 80 1.300 (3 horas)OMSh 350 i 100�150 40�60 500 (10 minutos)i

Nota: 1 ppm = 2.600 microgramos por metro cúbico (mg/m3). Los espacios en blanco indican que no se ha establecidoninguna norma.a. Los promedios indican valores máximos para cada categoría.b. Esta norma refleja una temperatura de 13°C y una presión de 560 mmHg para Santafé de Bogotá.c. Normas propuestas.d. Percentil 50 (de la media de 24 horas, el 50% debe encontrarse debajo del valor indicado).e. Percentil 95 (de la media de 24 horas, el 95% debe encontrarse debajo del valor indicado).f. Percentil 98 (de la media de 24 horas, el 98% debe encontrarse debajo del valor indicado).g. Percentil 99,5 (de la media de 24 horas, el 99,5% debe encontrarse debajo del valor indicado).h. Las directrices de la OMS para la exposición combinada a SO2 y TPS son 50 mg/m3 para la media anual y 125 mg/m3

para la media de 24 horas. Para proteger la vegetación, las directrices de la OMS correspondientes al SO2 son 330 mg/m3

para la media anual y 100 mg/m3 para la media de 24 horas.i. La directriz de la OMS de 10 minutos incorpora un control de protección de 2, y la directriz de la OMS de 1 hora es unacifra equivalente derivada.Fuente: WHO/UNEP 1992; comunicaciones personales con expertos técnicos de diferentes países.


Cuadro B.5 Normas de calidad del aire y directrices de la OMS para TPS(microgramos por metro cúbico)

Promedio ponderadoen función del tiempo Otros

Paí s 24 horas 1 año períodos promedio

Argentina 150 (1 mes)Ciudad de Buenos Aires 500 (20 minutos)

150 (30 días)Provincia de Buenos Aires 150

Bolivia 260 75a

BrasilNormas primarias 240 80a

Normas secundarias 150 60a

São PauloNivel de atención 375Nivel de alerta 625Nivel de emergencia 875Nivel crítico 1.000

Chile 260 75a

Colombia 400 100a

Santafé de Bogotá 307b 77a,b

Ecuador 250 80a

México 260 75Ciudad de Méxicoc

Nivel satisfactorio 260Nivel insatisfactorio 445Nivel malo 630Nivel muy malo 1.000

Perú 350d 150d

Venezuela 75e

150f

200 g

260h

OMS i 150�230 60�90

Nota: Los espacios en blanco indican que no se ha establecido ninguna norma.a. Media geométrica.b. Esta norma refleja una temperatura de 13°C y una presión de 560 mmHg para Santafé de Bogotá.c. Los promedios indican valores máximos para cada categoría.d. Normas propuestas.e. Percentil 50 (de la media de 24 horas, el 50% debe encontrarse debajo del valor indicado).f. Percentil 95 (de la media de 24 horas, el 95% debe encontrarse debajo del valor indicado).g. Percentil 98 (de la media de 24 horas, el 98% debe encontrarse debajo del valor indicado).h. Percentil 99,5 (de la media de 24 horas, el 99,5% debe encontrarse debajo del valor indicado).i. Las directrices de la OMS para la exposición combinada a SO2 y TPS son 125 mg/m3 para la media de 24 horas.Fuente: WHO/UNEP 1992; comunicaciones personales con expertos técnicos de diferentes países.

Contaminantes del aire y sus efectos: Anexo B 53

54 Capítulo 2

Cuadro B.6 Normas de calidad del aire para PM-10(microgramos por metro cúbico)

Promedio ponderadoen función del tiempo

Paí s 24 horas 1 año

Bolivia 150 50a

BrasilNormas primarias 150 50Normas secundarias 150 50

São PauloNivel de atención 250Nivel de alerta 420Nivel de emergencia 500Nivel crítico 600

Chile 150Santiagob

Nivel bueno 150Nivel regular 195Nivel malo 240Nivel crítico 285Nivel peligroso 330

México 150 50Ciudad de Méxicob

Nivel satisfactorio 150Nivel insatisfactorio 350Nivel malo 420Nivel muy malo 600

Estados Unidos 150 50

Nota: Los espacios en blanco indican que no se ha establecido ninguna norma.a. Media geométricab. Los promedios indican valores máximos para cada categoría.Fuente: WHO/UNEP 1992; comunicaciones personales con expertos técnicos de diferentes países.

Cuadro B.7 Normas de calidad del aire y directrices de la OMS para el plomo(microgramos por metro cúbico)

País 1 hora 24 horas 3 meses Otros períodos promedio

ArgentinaCiudad de Buenos Aires 1 10 (20 minutos)Provincia de Buenos Aires 16 15 10 (30 días)

Bolivia 1,5Ecuador 1,5México 1,5Perú 15a (30 días)

5a (1 año)Venezuela 1,5b

2 c

Estados Unidos 1,5OMS 0,5�1,0 (1 año)d

Nota: 1 ppm = 2.600 microgramos por metro cúbico (mg/m3). Los espacios en blanco indican que no se ha establecidoninguna norma.a. Normas propuestas.b. Percentil 50 (de la media de 24 horas, el 50% debe encontrarse debajo del valor indicado).c. Percentil 95 (de la media de 24 horas, el 95% debe encontrarse debajo del valor indicado).d. La directriz de la OMS incorpora un factor de protección de 2 y se basa en el supuesto de que el 98% de la poblacióntendrá una concentración de plomo en la sangre de menos de 29 mg/dl.Fuente: WHO/UNEP 1992; comunicaciones personales con expertos técnicos de diferentes países.


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