BrBRCVHe0102-311X1992000300010

Poluição do ar e doenças respiratórias: uma revisão ===============================================================================

INTRODUÇÃO Entende-se como poluente atmosférico qualquer forma de matéria ou energia com intensidade e em quantidade, concentração, tempo ou características em desacordo com os níveis estabelecidos e que torne ou possa tomar o ar: • Impróprio, nocivo ou ofensivo à saúde; • Inconveniente ao bem estar público; • Danoso aos materiais, à fauna e flora; • Prejudicial à segurança, ao uso e gozo da propriedade e às atividades normais da comunidade (Conama, 1990).

O principal poluente do ar que lesa as vias respiratórias, nas sociedades urbanas contemporâneas, é o fumo. Embora fosse suspeitado desde longa data como responsável por inúmeros danos à saúde, foi particularmente a partir da década de 50 que começou a se estudar, de modo exaustivo, os efeitos do tabagismo. Os trabalhos de Doll & Hill (1954), hoje clássicos, comprovaram, a importância do cigarro no aumento dos casos de câncer de pulmão, fato este que já se tornou de domínio público, tão forte foi a associação encontrada. Sabemos hoje que o hábito de fumar contribui de modo significativo não apenas para as neoplasias das vias respiratórias (boca, laringe e pulmão), mas também para diversas outras neoplasias, tais como de bexiga, rim, pâncreas, esôfago, estômago, etc.

(Fielding, 1986). Por outro lado, as doenças pulmonares obstrutivas crônicas (asma, bronquite e enfisema), bem como doenças cardiovasculares (hipertensão arterial, angina pectorise infarto do miocárdio, por exemplo), têm no fumo importante agente etiológico.

Entretanto, percebeu-se, bem mais tardiamente, que o fumo, além de prejudicar os fumantes em si, também afetava os não-fumantes, através do que se convencionou denominar "fumo passivo". Pesquisas em adultos demonstraram que não-fumantes expostos a ambientes de trabalho enfumaçados absorviam em 8 (oito) horas diárias o equivalente ao consumo de um fumante leve, cerca de 5 (cinco) cigarros. Também as crianças são vítimas do cigarro (Greenberg et al., 1984; Bonham & Wilson, 1981; Ferguson et al., 1981; Fielding, 1986; OMS, 1979).

O consenso atingido a respeito do papel nocivo do cigarro sobre a saúde das crianças levou os organismos internacionais a incluirem a recomendação de proteger as crianças da exposição ao fumo em todas as resoluções oficiais sobre controle das IRAs (OMS/Unicef, 1985). Também o Ministério da Saúde do Brasil recomenda, em seu manual de "Assistência e Controle das IRAs'', evitar que a criança fique em ambientes poluídos por fumaça causada por fogo ou cigarros (Ministerio da Saúde, 1984). Trata-se, portanto, da poluição doméstica, que ocorre no próprio lar da criança e cuja responsabilidade principal recai sobre os adultos que lá convivem.

Além do cigarro, outros agentes podem poluir o ar que se respira em casa, originando a poluição domiciliar — indoor pollution.São eles a fumaça produzida pela combustão de biomassa (lenha, folhas, esterco, etc) particularmente importante nas áreas rurais, os produtos gerados pela combustão do gás de cozinha (para a preparação de alimentos, para o aquecimento de água e da própria casa), pesticidas e solventes empregados para limpeza, asbestos utilizados para isolamento contra incêndios, etc. (Last, 1986; Pandey, 1989).

Estes poluentes tornam-se tão mais importantes quanto mais diferente é o ambiente doméstico com relação ao ar externo. Nos países temperados, onde durante o inverno as casas permanecem quase sempre fechadas para evitar o frio, a poluição doméstica vem merecendo atenção crescente, motivando inúmeras pesquisas.

Já em nosso meio, onde as casas permanecem com as janelas abertas praticamente o dia inteiro (exceto quando chove), durante todos os meses do ano, permitindo uma ventilação relativamente melhor, o ar dentro das residências tende a igualar-se ao ar livre (Romieu, comunicação pessoal).

Diferentemente do que ocorre com o fumo, não se formou ainda o mesmo consenso a respeito da importância da poluição atmosférica na gênese das IRAs. Apesar de numerosos estudos laboratoriais e populacionais já terem demonstrado o papel lesivo da poluição do ar para as vias respiratórias, esta preocupação ainda não se traduz em propostas concretas nas recomendações oficiais.

Entretanto, nos últimos 60 anos, três episódios dramáticos — no Vale do Mosa, Bélgica, em 1930; em Donora, Pensilvânia, em 1948; e em Londres, em 1952 — alertaram as autoridades para as graves conseqüências causadas por períodos agudos de poluição (OPS/OMS, 1976). Desde então, multiplicaram-se os estudos sobre os efeitos da poluição do ar na saúde humana.

ESTUDOS INTERNACIONAIS Num simpósio internacional realizado em Porto Rico, em 1977, especialistas de todo o mundo sistematizaram os conhecimentos disponíveis até aquela data sobre os efeitos das partículas em suspensão na saúde humana (Holland et al., 1970).

Definem-se como "partículas em suspensão" todas as partículas sólidas ou líquidas contidas no ar, de dimensão suficientemente reduzida para não se depositar muito rapidamente por gravidade na superfície terrestre. Podem ser extraídas do ar pela passagem através de um filtro apropriado (OMS, 1987, p.

82). Os particulados incluem poeiras, fumos, nevoeiro, aspersão e cerração (Broile, 1983). Nesta revisão, os autores discutem, inicialmente, a própria definição de partículas em suspensão, lembrando que as partículas maiores — acima de 10 micra — são conhecidas como "poeiras ou grãos sedimentáveis" e costumam ser depositadas próximas à sua fonte de emissão, normalmente indústrias; as partículas menores, também denominadas de "fumo" ou "fumaça" (smoke or Jume),possuem velocidade desprezível e podem, portanto, ser inaladas, sendo assim mais relevantes na etiologia de problemas respiratórios. Dentre estas últimas, as menores, com diâmetro variando entre 0,1 micron e 2,3 micra, são as mais importantes, pois podem penetrar profundamente nos pulmões, com o risco de lá se acumularem. A composição das partículas em suspensão é complexa e altamente variável, dependendo da natureza das fontes de emissão. Podem ser compostas por carbono, hidrocarbonetos derivados do carvão a partir de combustão incompleta, por cinzas inorgânicas produzidas pela combustão de combustíveis sólidos, por sulfato de amônio (pela conversão de dióxido de enxofre) e, mais localizadamente, por emissões industriais de óxido de ferro (procedentes de siderúrgicas) ou poeira de cimento (pedreiras) (Holland et al., 1979).

Ainda segundo os autores, alguns fatores básicos afetam a concentração destas partículas no ar: a taxa de emissão do poluente, as condições meteorológicas e a topografia local. As condições meteorológicas são particularmente importantes, na medida em que os ventos turbulentos ajudam a dispersar os poluentes. Estes também são depositados pelas chuvas, que "lavam" o ar. A combinação da estabilidade atmosférica com ausência de chuvas torna-se, assim, profundamente desfavorável à dispersão dos poluentes.

Fenômenos ligados à pressão atmosférica também interferem na poluição do ar.

Normalmente, devido ao decréscimo de pressão com a altura, as parcelas de ar situadas a altitudes maiores encontram menor pressão, se expandem, e portanto, se resfriam. Esse processo de resfriamento com a ascensão, ou de aquecimento com a descida, é chamado de "curva adiabática seca", equivalente a aproximadamente 1ºC para cada 100 metros, e não deve ser confundido com a variação da temperatura com a altitude num dado momento, chamada de curva ambiente real (de 4 a 8ºC por km), que ocorre na troposfera, parte da atmosfera situada entre O e 8 km de altitude. A troposfera, camada inferior da atmosfera terrestre, está compreendida entre o solo e uma altitude que varia de 9 km, nos pólos, a 17 km, no Equador; nesta camada, a temperatura decresce regularmente com a altitude. Em seguida, vem a tropopausa, que constitui o limite com a camada seguinte, a estratosfera; esta vai até cerca de 50 a 55 km de altitude e nela a temperatura, em geral, cresce à medida em que se afasta da terra. A estratopausa compõe a camada seguinte, que limita a mesosfera, onde novamente a temperatura passa a cair com a altitude. O limite da mesosfera é a mesopausa, situada entre 80 a 85 km de altitude (OMS, 1987). Os fenômenos que influenciam a dispersão dos poluentes do ar atuam na baixa troposfera, entre O e 2 km; são estes que podem causar danos imediatos à saúde humana (Sales, 1978). O acúmulo de dióxido de carbono, proveniente da queima de combustíveis fósseis, também causa alterações em toda a atmosfera, através do "efeito estufa", o que pode, a médio prazo, refletir-se nas condições de vida da espécie humana sobre a Terra.

Todavia, não vamos discutir este último problema em nosso trabalho; nos limitaremos apenas aos aspectos relacionados à poluição do ar nas camadas mais baixas da atmosfera, onde estão situadas as cidades.

Ainda quanto às condições meteorológicas, uma questão importante é a da chamada "inversão térmica". Nos meses de inverno, sob condições de calmaria (ausência de ventos) e céu claro, ocorre perda de calor por radiação durante a noite, o que faz com que o ar em contato com o solo se resfrie e se torne mais denso do que a camada de ar imediatamente acima. Com o aumento da camada fria, os gases e fumaças poluídos ficam então "presos" na interface de uma camada quente e outra fria. A situação normal (queda da temperatura do ar com o aumento de altitude) é assim revertida, o ar frio ficando abaixo de uma "tampa" de ar quente e poluído, o que gera o fenômeno da dita inversão térmica, que surge acompanhada de camadas de denso nevoeiro a baixa altitude (Holland et al., 1979). Também a umidade relativa do ar e a luz solar interferem nas reações químicas que envolvem os poluentes. Assim, o dióxido de enxofre e os óxidos de nitrogênio, emitidos sob a forma de gases, podem ser convertidos, respectivamente, em sulfates ou nitratos, aumentando a carga total de partículas em suspensão.

Os óxidos de nitrogênio, designados genericamente por NOX , constituem uma série de sete compostos, dos quais três importantes na atmosfera. O óxido nitroso (N2O — protóxido de nitrogênio ou gás hilariante), gás incolor, o mais abundante dos compostos atmosféricos, não é importante enquanto poluente, apesar de jogar papel destacado no ciclo do nitrogênio. O monóxido de nitrogênio, ou óxido nítrico (NO), é um gás tóxico incolor que reage espontaneamente com o oxigênio, e muito fortemente com o ozônio, formando o dióxido de nitrogênio. Forma-se nos processos de combustão, por exemplo nas caldeiras e motores de combustão interna, aumentando sua produção com a elevação de temperatura e participando ativamente das reações atmosféricas que são a causa do smog fotoquímico. O dióxido de nitrogênio (NO2) é um gás avermelhado fortemente tóxico (vapores nitrosos). Nas temperaturas correntes, o vapor é uma mistura de NO2 e do dímero N2O4— com o aumento da temperatura, o N2O4 se dissocia, aumentando, assim, o teor de NO2. Acima de 140 C, o NO2 se dissocia em NO e oxigênio. O termo dióxido de nitrogênio e a fórmula NO2 designam a mistura NO2 e N2O4 em equilíbrio. O termo "óxidos de nitrogênio " e o símbolo NOx são utilizados na literatura sobre poluição do ar para designar a mistura de NO e NO2 no ar.(OMS, 1987) Por sua vez, a topografia local afeta a concentração de poluentes. Assim, os vales sujeitos a freqüentes calmarias e inversões apresentam as piores condições para a dispersão de gases tóxicos (Holland et al., 1978).

Anderson (1967), citado por Holland et al. (1978), sistematizou os principais problemas relacionados à epidemiologia da poluição do ar, entre os quais destacamos os seguintes: 1) As condições meteorológicas afetam a interpretação dos dados de poluição e podem aumentar a duração da exposição aos poluentes ao impedir sua dissipação; 2) Não existe consenso acerca de quais os poluentes que prejudicam de fato a saúde e precisam, portanto, ser medidos e acompanhados; 3) As áreas mais poluídas tendem a ser as áreas onde vive a população mais pobre (op. cit, p. 537).

Um último ponto, talvez o mais importante, é que não se conhece ainda a natureza exata dos agentes poluidores lesivos à saúde, ou os mecanismos pelos quais eles agem. Os autores distinguem, todavia, 3 (três) tipos principais de reação aos poluentes: a) Os efeitos agudos em pessoas sadias, exemplificados pelas reações a episódios agudos de smogou a aumentos súbitos dos níveis de poluição, particularmente nos ambientes industriais ou sob condições experimentais; b) A exacerbação de doenças préexistentes em indivíduos vulneráveis, com cardiopatias ou enfermidades respiratórias prévias, que, ao serem expostos à poluição, podem piorar seus sintomas ou até mesmo vir a falecer; c) Fenômenos de hipersensibilidade de origem imunológica ou de hiperreatividade brônquica não-específica, que, apesar de não suficientemente esclarecidos, podem ser particularmente relevantes na medida em que causem danos reversíveis (parcial ou totalmente) ou provoquem problemas crônicos (Holland et al., 1979).

Apesar destas ressalvas, não parece haver dúvidas acerca dos efeitos nocivos de episódios agudos de poluição de ar intensa sobre as vias respiratórias, levando ao agravamento de sintomas em indivíduos vulneráveis (portadores de problemas respiratórios crônicos) e até mesmo à morte.

As principais evidências a respeito dos efeitos a curto prazo da poluição do ar vêm, sobretudo, de estudos realizados em Londres e, secundariamente, de pesquisas feitas na cidade de Nova York. Na revisão já citada, Holland et al.

(1979) recuperaram informações dando conta do aumento no número de mortes esperadas, associado à piora do smoglondrino, desde 1873 até 1975, ou seja, por mais de 100 anos. Mesmo após 1952, ano que foi palco do episódio mais grave e a partir do qual o governo intensificou o combate à poluição, tal associação continuou a ser constatada em numerosos invernos.

Assim, Martin & Bradley (1960) estudaram o inverno de 1958-59, quando diversos dias com poluição elevada coincidiram com um aumento no número de mortes por todas as causas. Foram encontradas uma associação positiva e significativa entre a concentração de partículas em suspensão e o número diário de mortes e uma correlação um pouco menor, porém ainda significativa, entre a quantidade de dióxido de enxofre e a mortalidade.

Mazumdar et al. (1982) prosseguiram estudando o smoglondrino durante 14 invernos, de 1958 a 1972. Utilizaram três tipos de análise estatística: regressão múltipla ano-a-ano; estratificação dos dados sob forma de quartis vizinhos, segundo dois tipos de poluentes — fumaças e SO2, de modo a reduzir a colinearidade; estudo de um subconjunto de dias mais intensamente poluídos, onde a correlação entre fumaça e SO2 era menor — 0,52 — do que para o conjunto de dados como um todo — 0,90. Tanto os dados de mortalidade quanto os de poluição foram ajustados antes de cada tipo de análise, sendo divididos pela sua média a cada inverno, de modo a reduzir o efeito da tendência anual. O estudo conclui pela existência de uma associação positiva e significativa entre a taxa bruta de mortalidade e a poluição (medida em termos de microgramas/m3 de partículas em suspensão), mas não chega a resultados tão convincentes no que diz respeito à associação entre a mortalidade e a concentração de SO2. Os autores discutem a conveniência de ajuste de um modelo linear ou quadrático, optando por este último.

Uma vasta literatura vem comprovando, em diversas partes do mundo, a influência da poluição do ar na mortalidade, através de numerosos estudos. Logo após a publicação das conclusões do painel de Porto Rico, Shy (1979) polemizou com a equipe liderada por Holland, argumentando que a revisão feita por este menosprezava sistematicamente vários trabalhos que levantavam argumentos a favor do efeito deletério da poluição do ar não apenas em altas concentrações, mas mesmo com doses menores. O fundo desta polêmica baseava-se em estratégias distintas adotadas pelos EUA e pela Grã-Bretanha no combate à poluição do ar. O governo inglês, desde o Clean Air Act; de 1956, implementou uma política de redução global das fumaças graças à adoção de combustíveis "limpos" na indústria e nos lares, sem se preocupar em estabelecer limites aceitáveis para cada tipo de poluente. Já nos EUA, foi só a partir do Air Quality Act,de 1967, que passou a vigorar a recomendação para que cada Estado estabelecesse um calendário definindo os níveis toleráveis dos vários poluentes. Em 1970, o Congresso, através do Clean Air Act,requereu ao Governo Federal o estabelecimento de padrões uniformes de qualidade do ar a nível do país. Shy alega que, no nível atual de conhecimentos disponíveis, apesar de não ser possível ainda identificar o efeito separado de cada poluente e seu modo específico de ação, inúmeros pesquisadores evidenciaram a existência de uma associação positiva entre efeitos adversos para a saúde e partículas em suspensão em concentrações abaixo de 240 microgramas/m3 (medidas por High- vol).Levanta, assim, onze trabalhos, a maioria europeus, onde foi estudado o efeito de níveis menores de poluição do ar sobre a saúde de adultos e crianças.

Shy recupera também resultados obtidos pela investigação conhecida por CHESS — Community Health and Environmental Surveillance Studies—, promovida pela Agência de Proteção Ambiental dos EUA e criticada devido a alguns problemas metodológicos.

As partículas em suspensão podem ser medidas por diversos métodos. Dentre os mais conhecidos está o método desenvolvido na Grã-Bretanha e adotado na Europa, conhecido como Smokeshade methodou British black Smoke,que consiste na medição da "mancha de fumaça" formada pelas partículas que passam através de um filtro, seus resultados sendo fornecidos em microgramas/metro cúbico. Outro método, adotado nos EUA e também no Brasil, é o "amostrador de grandes volumes" ( High - volume method),que baseia-se na passagem do ar succionado para o interior de um abrigo, a uma vazão de 1,13 a 1,170 m3 /minuto, através de um filtro que retém as partículas menores que 100 micra. A concentração de partículas em suspensão é também expressa em microgramas por metro cúbico Hi-vole é calculada determinando-se a massa de material coletado e o volume de ar amostrado. Alguns estudos norte-americanos medem a concentração de partículas em unidades de "coeficientes de fumaça" (coefficient of haze-Cohs).Já se começa também no Brasil a medir as partículas menores, ditas inaláveis, através de "métodos de separação inercial" ou filtração (Holland et al., 1979; Feema, 1979; Conama, 1990).

Nos EUA, os padrões para partículas em suspensão, medidas pelo Hi-vol,são os seguintes: • 75 microgramas/metro cúbico, média geométrica anual para observações durante 24 horas seguidas; • 260 microgramas/metro cúbico, nível máximo tolerável, a não ser excedido mais do que uma vez ao ano (Higgins, 1986).

No Brasil, desde 1990, passou-se a diferenciaros padrões primários de qualidade do ar, entendidos como as concentrações de poluentes que, ultrapassadas, poderão afetar a saúde da população, dos padrões secundários, definidos como as concentrações de poluentes abaixo dos quais se prevê o mínimo efeito adverso sobre o bem estar da população, assim como o mínimo dano à fauna, flora, aos materiais e meio ambiente em geral(Conama, 1990).

Os padrões primários para as partículas totais em suspensão no Brasil são de 80 microgramas por metro cúbico de ar, concentração média geométrica anual, e concentração máxima diária de 240 microgramas por metro cúbico de ar, que não deve ser excedida mais de uma vez por ano.

Os padrões secundários são de 60 microgramas por metro cúbico e 150 microgramas por metro cúbico para, respectivamente, a concentração média geométrica anual e a concentração máxima diária (Conama, 1990).

Além de Londres, outra cidade para a qual foram feitos estudos importantes tem sido Nova York (EUA). Já desde a década de 50, Greenburg (1962) e sua equipe analisavam as relações entre os níveis de poluição e a mortalidade. Schimmel (1976, 1978), pertencente ao mesmo grupo, prosseguiu com as investigações, abrangendo o período entre 1963 e 1976. No decorrer destes 14 anos, houve aproximadamente 1.250.000 mortes na cidade. Buscou-se estabelecer as associações entre as flutuações da mortalidade e os níveis de dióxido de enxofre, que sofreram redução substancial ao longo do período, e de partículas em suspensão, medidas pelo método britânico da mancha (smoke shade).O autor eliminou, inicialmente, as tendências anuais de cada variável ao dividir os dados diários de poluição e de mortalidade por uma média móvel de 365 dias. Em seguida, suavizou os dois lados da equação (tanto a variável resposta quanto as covariáveis) através de um filtro linear, representado pelo desvio da variável de sua média móvel de 15 dias, permitindo a decomposição de cada variável em um componente lento (a média móvel) e um componente rápido (o desvio), de modo a reduzir a influência dos movimentos sazonais. Os valores extremos, que ultrapassavam a média em mais de três desvios-padrão, foram eliminados. Os dados faltantes de poluição foram interpolados a partir de outras estações, sendo que o autor utilizou os dados procedentes de uma única estação de coleta como representativos de toda a cidade. Os dados de mortalidade foram ainda corrigidos, de modo a controlar o efeito isolado da temperatura, do mesmo dia e de dias anteriores. Num estudo anterior, o mesmo autor (Schimmel & Murawski, 1976) havia verificado a existência de forte associação entre ondas de calor, freqüentes nos EUA entre maio e agosto, e flutuações da mortalidade (tanto na taxa bruta quanto na mortalidade por causas cardiovasculares e respiratórias). Não foi encontrada uma associação estatisticamente significante entre os níveis de SO2 e a mortalidade diária por todas as causas. Já entre as partículas em suspensão e a mortalidade geral (tanto a taxa bruta quanto a ajustada), foi constatada uma associação positiva e estatisticamente significante. O autor fornece os resultados para os dados do mesmo dia, e para diferentes intervalos de defasagem, concluindo que as associações mais significativas limitam-se aos efeitos do mesmo dia e do dia imediatamente anterior. Desenvolve ainda uma análise classificando os dados segundo os quartis de poluição, cujos resultados o levam a sugerir um modelo com limiar (threshold),mais do que um simples modelo linear, particularmente do tipo (P)x , ou seja, alguma potência das partículas em suspensão.

Outros autores também têm analisado a influência da poluição do ar na mortalidade. Assim, Jacobson (1984) estudou as informações de mortalidade, por causa e sexo, nos 31 condados mais populosos da Califórnia (EUA), onde a qualidade do ar é pior nos condados mais ricos, diferentemente do habitual.

Apesar das taxas de mortalidade geral estarem positivamente associadas ao grau de pobreza, à falta de instrução e ao emprego em área rural, a mortalidade por câncer revelou uma associação na direção oposta, estando positivamente correlacionada aos níveis de monóxido de carbono e de óxidos de nitrogênio.

Ainda na Califórnia, Shumway et al. (1988) procuraram ajustar modelos lineares e não-lineares para explicar as possíveis associações entre a mortalidade, a poluição e variáveis climáticas em Los Angeles, no período compreendido entre 1970 e 1979. Utilizaram técnicas de análise de séries temporais para 11 séries de dados diários: 3 (três) séries de mortalidade (total, por doenças respiratórias e cardiovasculares), 2 (duas) de clima (temperatura e umidade relativa), além de 6 (seis) tipos de poluentes. Após suavizar os dados originais, transformando-os em médias semanais, os autores chegaram a um modelo do tipo onde Mt é a mortalidade suavizada para a semana t, expressa em mortes por dia.

As variáveis independentes são a temperatura Tt e a poluição Pt. Os erros Xt, aditivos e correlacionados, são supostos satisfazer um modelo auto-regressivo de ordem não especificada. Os autores concluem que as flutuações da mortalidade estão fortemente associadas, em cada ano, às variações da temperatura, combinadas aos níveis de três poluentes (monóxido de carbono, hidrocarbonetos e partículas em suspensão).

Já Buffler et al. (1988) investigaram as associações existentes entre as taxas de mortalidade por câncer de pulmão em Harris County, Texas (EUA), e a poluição do ar, concluindo que a poluição era responsável por menos de 5% da variação total intra-urbana das taxas de mortalidade por câncer pulmonar. Os autores levantam a possibilidade de que fatores de risco individuais, tais como o fumo e a ocupação, não identificados pelo estudo em questão, do tipo ecológico, tenham dificultado a obtenção de resultados mais conclusivos.

Além das pesquisas a partir de dados de mortalidade, existem atualmente inúmeros trabalhos que procuram identificar os efeitos de poluição do ar, mesmo com níveis moderados, sobre a morbidade.

Gervois et al. (1977) realizaram inquérito em duas localidades industriais do norte da França durante os meses de inverno de 1974/75, quando foram analisados todos os 3.003 pedidos de licença ou afastamento do trabalho. O perfil sócio- econômico dos dois grupos investigados era semelhante. Os autores constataram a presença de associação positiva entre níveis de poluição atmosférica relativamente baixos (50 microgramas/m3de "ácidos totais" e 40 microgramas/m3de "fumaça negra", medida pelo método europeu) e a incidência de problemas respiratórios agudos banais (gripes, bronquites, resfriados, etc.). Os mais afetados foram aqueles que residiam na mesma cidade onde trabalhavam.

Levy et al. (1977) desenvolveram um estudo retrospectivo relacionando os níveis de poluição do ar e as admissões hospitalares de adultos com quadro de piora de problemas pulmonares crônicos e de crianças com IRAs, na cidade de Hamilton, Ontário (Canadá), entre julho de 1970 e junho de 1971. Verificaram existir uma forte correlação (r = 0,77, p < 0,01) entre o número semanal de internações por causas respiratórias e o índice de poluição semanal (construído como uma ponderação do nível de partículas e de dióxido de enxofre). Ao desagregarem os dados pelos quatro hospitais distritais da cidade, constataram a existência de um gradiente, a força da associação variando inversamente com a distância entre o hospital e as indústrias siderúrgicas. Os níveis de SO2 também estiveram positivamente associados às flutuações das internações nas 3 (três) áreas mais poluídas da cidade. Encontrou-se uma correlação negativa moderada entre a temperatura e as admissões, aumentando a fração da variância explicada só pelo índice de poluição de 32,4% para 37,7%, após inclusão da temperatura na regressão múltipla (p < 0,001). Entretanto, não se constatou associação com os níveis de oxidantes, hidrocarbonetos, óxidos de nitrogênio, pólens, umidade relativa do ar, direção ou velocidade dos ventos. Segundo dados do laboratório regional de virologia, não houve epidemia de influenza ou outros vírus no período estudado.

Mazumdar & Sussman (1983) analisaram os efeitos dos níveis diários de poluição em Allegheny County, Pensilvânia (EUA), utilizando dados de mortalidade e de morbidade. Os autores inicialmente ajustaram os dados através de um "filtro linear", de modo a eliminar o componente sazonal através da subtração de uma média móvel de 15 dias de cada observação isolada. Em seguida, corrigiram os dados de mortalidade a fim de eliminar o efeito isolado de temperatura. Observaram, assim, uma associação entre a morbidade (total e por problemas cardiovasculares) e os níveis de partículas, para o mesmo dia.

Imai et al. (1985) reviram a literatura japonesa sobre episódios de smogfotoquímico e sintomas, sistematizando os achados de 12 estudos realizados no Japão entre 1970 e 1976. Enquanto o padrão japonês é de 0,06 ppm de oxidantes (média por hora), os trabalhos analisaram os efeitos de níveis tão elevados quanto 0,210 ppm de oxidantes, relacionando três grupos de sintomas: 1) irritação ocular, lacrimejamento, dispnéia e cefaléia; 2) dor de garganta, fadiga, desconforto e percepção de odores estranhos; 3) tosse, expectoração, congestão nasal e rinorréia. Os grupos populacionais mais afetados eram, em geral, escolares e estudantes secundários, e os incidentes ocorreram muitas vezes durante a prática de educação física ao ar livre. As queixas oculares foram mais freqüentes durante o verão, quando é mais comum o smogfotoquímico.

Já os sintomas respiratórios não variavam muito durante o ano, apesar de serem relatados com maior freqüência. Os autores constataram ainda ter havido queda substancial das queixas associadas à poluição, atribuindo este declínio à substancial redução do número de dias de "alerta" por oxidantes (de 328/365 dias 1973 para 86/366 dias em 1980).

Vale lembrar que os oxidantes são substâncias que causam a oxidação, reação química que consiste na perda de elétrons, com aumento de valência. Os oxidantes atmosféricos são o ozônio, o dióxido de nitrogênio e os peróxidos orgânicos. Todos liberam iodo de soluções neutras de iodeto de potássio. O padrão norte-americano para o teor máximo admissível de oxidantes fotoquímicos é de 160 microgramas por m3, equivalente a 0,08 partes por milhão (ppm), a não ser ultrapassado mais de uma vez ao ano. O mesmo padrão é adotado no Brasil (OMS, 1987; Higgins, 1986; Conama, 1990).

O ozônio (O3) é uma variedade alotrópica do oxigênio, apresentando-se sob a forma de um gás azul pálido, de odor picante característico. Agente oxidante muito ativo e tóxico, é considerado como poluente em concentrações superiores a 120 micro gramas/m3. Na alta atmosfera, onde se forma a partir das radiações solares ultravioletas de ondas curtas, existe em níveis bem mais elevados, uma pequena fração terminando por se misturar na baixa atmosfera. O ozônio também se origina das descargas elétricas na atmosfera e de reações fotoquímicas onde entram os hidrocarbonetos e os óxidos de nitrogênio(por exemplo, nos gases emitidos pelos canos de descarga dos automóveis com motores de combustão interna)(OMS, 1987, p. 96).

Bates & Sizto (1987) analisaram as informações sobre poluição e admissões hospitalares na província de Ontário (sul do Canadá), no período entre 1974 e 1983. Esta região, habitada por cerca de 5,9 milhões de habitantes, é coberta por 17 estações que medem diariamente a poluição e dispõe de 79 hospitais para doenças agudas, cujos registros diários foram estudados. Para evitar o efeito das tendências anuais, o número de internações de cada dia foi comparado com a média de admissões para o mesmo dia da semana, na mesma estação do ano, para cada ano. Os dados foram agrupados segundo os meses de inverno e de verão.

Houve redução significativa nos níveis de dióxido de enxofre, os níveis de 1983 sendo inferiores aos de 1974 em mais de 50%. O mesmo, entretanto, não se verificou quanto aos demais poluentes, tendo havido, inclusive, aumento dos teores de sulfatos em aerosóis (SO4) entre 1976 e 1980, com discreta queda em seguida. Os sulfatos (SO4) são sais do ácido sulfúrico (H2SO4). Dentre os diversos sulfatos existentes na natureza sob a forma de aerosóis, o sulfato de amonio possui propriedades ácidas em soluções aquosas, sendo altamente corrosivo. Provém, parcialmente, da reação entre os óxidos de enxofre e o amoníaco (NH3), através de uma reação de oxidação (OMS, 1987). Os padrões são fornecidos apenas para o dióxido de enxofre (SO2), que ao reagir com a água se transforma então em ácido sulfúrico. Os níveis de sulfatos foram sistematicamente mais elevados no verão do que no inverno. De forma surpreendente, a maior parte das internações por doenças respiratórias no inverno foi composta por jovens até 14 anos, e não por pessoas acima de 60 anos. Já no verão a distribuição etária dos casos foi mais equilibrada. Através de uma análise de regressão múltipla stepwise,os autores encontraram que os teores de SO4 (defasados 24 hs) eram responsáveis por 3,5% da variância de todas as admissões por causas respiratórias no verão.

Para as internações por asma, a mesma variável era responsável por 2,27% da variação e, se incluída a temperatura da véspera, esse valor subia para 5,1%, também durante o verão. Ao compararem as internações dos dias de pico de ozônio com as dos dias de mínimo, para a mesma estação e ano, por sub-região, concluíram que a elevação dos teores de ozônio pode estar associada a um aumento de 7% das admissões respiratórias. Já as internações por outras causas não mostraram alterações devido às flutuações dos níveis de SO4 ou de O3. Os autores argumentam que as correções aplicadas aos dados (dividindo as internações de cada dia pela média de semana e calculando-se os desvios percentuais) podem estar levando a uma subestimação dos efeitos, já que a média móvel necessariamente inclui o dia estudado. Terminam discutindo a necessidade de estudos posteriores, de modo a identificar se os aumentos na morbidade hospitalar por causas respiratórias devem-se, sobretudo, ao ozônio ou aos sulfatos, ou ainda a um outro tipo de poluente ácido, mais comum no verão, responsável pelo assim chamado "efeito da bruma ácida de verão" (acid summer haze).

Ostro & Rothschild (1989) analisaram as informações do inquérito norte- americano HIS (Health Interview Survey),para o período entre 1976 e 1981.

Trata-se de um inquérito nacional de morbidade que entrevista, anualmente, cerca de 50.000 famílias, coletando dados sobre os problemas de saúde que aconteceram nas duas semanas anteriores, além de fornecer as características socio-econômicas dos lares entrevistados. A amostra compõe-se de adultos entre 18 e 65 anos inseridos no mercado de trabalho. Os indicadores de morbidade utilizados foram os "dias de atividades restritas devido a causas respiratórias" (DARR) e os "dias com restrição menor de atividade" (DRMA). Os poluentes considerados foram a média das leituras diárias de partículas finas em suspensão (PF) e o ozônio (O3), nos quinze dias anteriores. Com exceção do ozônio e da temperatura (coeficiente de correlação de 0,50 a 0,68 nos 6 anos estudados), foi baixa a correlação entre as variáveis socio-econômicas e demográficas (sexo, idade, escolaridade, renda familiar, estado conjugal, existência de uma patologia prévia), e as duas variáveis de poluição, não ultrapassando 0,10.

O modelo de regressão múltipla utilizado foi de forma <formula/> onde X e b, são respectivamente, os vetores das variáveis explicativas e dos parâmetros estimados. Foi admitida uma distribuição de Poisson para a variável resposta (número de dias doentes, DARR ou DRMA).

Os autores encontraram, então, uma relação consistente entre PF e DARR em todos os 6 anos estudados, o coeficiente estimado variando entre 1,02 e 1,81, sendo que cinco dos coeficientes estavam entre 1,45 e 1,81. Calculando o "melhor coeficiente estimado" pela ponderação de cada coeficiente de regressão, para cada ano, pelo inverso de sua variância, obtiveram o valor de 1,58 para o efeito das partículas finas sobre os DARR. Já para o ozônio, o "melhor coeficiente estimado" foi igual a zero.

Para DRMA, evidenciaram uma associação maior com os níveis de ozônio do que com as PF. Todos os resultados foram obtidos para p < 0,05, pelo menos. Os autores atribuem a não-identificação dos efeitos do ozônio aos procedimentos de medida adotadas para este poluente (média quinzenal da leitura máxima diária, por hora). Comparam ainda seus resultados àqueles obtidos por outros pesquisadores para os mesmos poluentes, concluindo pela consistência dos achados sobre a associação entre os níveis de partículas e relato de restrição das atividades por causas respiratórias.

Embora mais raros, os estudos em crianças merecem destaque, já que os efeitos de variáveis de confundimento (fumo, exposição ocupacional atual e pregressa, mobilidade durante o dia e história de migrações anteriores, etc.) podem ser melhor controlados. Assim como os idosos, considera-se em geral as crianças como grupo bastante sensível aos efeitos da poluição atmosférica.

Mais ainda, merecem ser lembradas algumas particularidades do organismo infantil. A relação entre superfície corporal e peso é 2,5 vezes maior nos neonatos do que nos adultos, o que leva a uma maior área de perda de calor por unidade de peso. Tal fato, associado a uma maior velocidade de crescimento, gera nas crianças taxas de metabolismo em repouso e de consumo de oxigênio por quilo de peso mais elevadas que as dos adultos. Em condições de repouso e equilíbrio térmico, um lactente consome 7 ml/kg de oxigênio por minuto, contra 3,5 ml/kg por minuto para um adulto nas mesmas condições. O volume de ar que passa pelos pulmões de um lactente é, assim, duas vezes maior que o de um adulto em repouso, por unidade de peso corporal. Isso faz com que qualquer agente químico na atmosfera atinja duas vezes mais as vias respiratórias de uma criança entre uma semana e doze meses de idade, se comparadas às de um adulto no mesmo período de tempo. Quando a temperatura ambiente cai abaixo do nível do equilíbrio térmico, aumentam a velocidade do metabolismo e as necessidades de oxigênio. Como a temperatura basal das lactentes é superior à dos adultos, uma queda igual de temperatura provoca maior consumo de oxigênio nas crianças, que também necessitam de mais oxigênio devido ao choro.