Tabla 1
Descriptivos de los contaminantes* según ciudades en el proyecto EMECAM

Todas las ciudades aportan datos de partículas expresadas bien como humos negros, bien como total de partículas en suspensión (PTS), o como partículas con un diámetro aerodinámico de 10 micras de mediana (PM₁₀). La ciudad que presenta los valores promedio más altos de humos negros es Vigo con 98,1m g/m³, superior al registrado en Atenas¹⁷, la ciudad con los niveles de humos negros más altos dentro del estudio APHEA. Este valor representa prácticamente el doble de las concentraciones medias obtenidas en la mayor parte de las ciudades del proyecto EMECAM, en el que los valores oscilaron entre los 40 y 50m g/m³. En Pamplona se encontraron unos niveles de humos negros considerablemente bajos (9,7m g/m³), explicados a nivel local por el efecto de la construcción de la variante de la carretera que atravesaba la ciudad, por lo que se ha desviado todo el tráfico exterior.

Las series de los valores diarios de humos negros presentan un patrón estacional, con valores más altos en los meses fríos que en los cálidos. Esta estacionalidad es más marcada en las ciudades del norte de España, posiblemente por el mayor uso de sistemas de calefacción de combustibles fósiles. Así, en Oviedo la razón entre la concentración del contaminante en el semestre frío y la concentración en los meses cálidos es de 2,3, mientras que en otras ciudades (Barcelona y Valencia) es de 1,4.

Barcelona es la ciudad en la que se han registrado los niveles más altos de otro indicador de partículas, las PTS. Los 140m g/m³ como promedio diario que se han alcanzado son comparables a los registrados en Milán¹⁸, los más altos registrados en la primera fase del proyecto APHEA. Sin embargo, los niveles moderados de humos negros observados en Barcelona, hacen pensar que la mayor parte de las PTS se deben a las partículas de mayor tamaño.

Las concentraciones de PM₁₀ en Huelva, Sevilla y Madrid son del orden de las concentraciones de los humos negros en las otras ciudades. El patrón estacional, sin embargo, es diferente al de los humos negros, ya que en las dos ciudades andaluzas no hay diferencia en los niveles entre el semestre frío y el cálido. A este respecto, algunos autores argumentan que los niveles de humos negros y PM₁₀ pueden considerarse equivalentes¹⁹, mientras que otros no consideran adecuada dicha comparación²⁰. Los resultados de algunas investigaciones, como los obtenidos en el proyecto PEACE, muestran que la relación entre humos negros y partículas en suspensión presenta una gran variabilidad de unos lugares a otros²¹.

Todas las ciudades disponen de promedios diarios de las concentraciones de SO₂. Excepto en Vitoria, los datos de cinco de ellas proceden de redes manuales en las que el método de determinación analítica es el de la thorina. En esta ciudad, para la captación del contaminante se empleó H₂O₂ al 0,3% y la determinación de la concentración del anión sulfato se realizó por cromatografía iónica con supresión química. El resto de las ciudades poseen datos que provienen de estaciones de muestreo automático en las que se utiliza el método de la fluorescencia ultravioleta. En general, los valores registrados son moderados o bajos. Oviedo y Cartagena son las ciudades con promedios más altos (44,5m g/m³ y 43,9m g/m³, respectivamente). Comparando los valores registrados en ambas ciudades según semestres¹¹ se comprueba que la estacionalidad es mucho más marcada en Oviedo (razón concentración por semestres de 1,65), seguramente debido a que una fuente importante de contaminación es el uso de combustibles fósiles en las calefacciones. En Cartagena, sin embargo, los niveles entre semestres no muestran una variación importante (razón por semestres igual a 1,12), indicando una procedencia fundamentalmente industrial. En otras ciudades de la zona norte, como Zaragoza, se observa también un alto grado de estacionalidad en la concentración de SO₂ (razón por semestres igual a 2,3). En las ciudades de Andalucía, Huelva y Sevilla, se registraron unos valores llamativamente bajos. Los promedios de las concentraciones de 1 hora de SO₂ más elevados son los registrados en Cartagena y Oviedo. En algunas ciudades donde se dispone de datos de las redes automática y manual simultáneamente, la correlación entre ambas series ha sido baja. Por ejemplo, en Oviedo la media de la medición manual del SO₂ fue de 25,4m g/m³, casi la mitad que la automática.

En ocho de las ciudades se ha dispuesto de series de dióxido de nitrógeno. Entre ellas, Madrid es la que presenta los valores más altos, seguida de Valencia (promedios de 24 horas de 71m g/m³ y 66,8m g/m³ respectivamente). Estos valores son de una magnitud similar a la encontrada en las ciudades del proyecto APHEA con valores más altos, Atenas, Lyon y Londres²². Los valores más bajos se registraron en Huelva. Las concentraciones de NO₂ no presentan diferencias remarcables por semestres.

Los valores medios diarios de monóxido de carbono (CO) oscilaron entre 2,7mg/m³ de Valencia y 0,7mg/m³ en Huelva. Por último, se dispone de los promedios de las concentraciones de O₃ de 8 horas en tres ciudades. Sus valores oscilan entre 42,1m g/m³ en Madrid y 67,5m g/m³ en Barcelona, niveles similares a los de otras ciudades europeas. Este contaminante presenta una estacionalidad distinta a las partículas y el SO₂, con los niveles más altos en los meses cálidos (razón por semestres de 0,54 en Madrid y de 0,67 en Barcelona y Valencia).

En general, los valores registrados estarían dentro de los límites contemplados por la legislación vigente y las guías de calidad del aire de la OMS²³, excepto en el caso de Vigo para los humos negros, donde se sobrepasan los 80 m g/m³ de promedio anual como valor límite²⁴. Sin embargo, si tenemos en cuenta los valores previstos para las nuevas guías de calidad del aire de la OMS²⁵ para el NO₂ todas las ciudades de las que poseemos datos, excepto Huelva, excederían el valor límite propuesto (40m g/m³).

Asociación entre mortalidad y contaminación

Todas las ciudades participantes en el proyecto EMECAM proporcionan en este número un avance de los resultados locales obtenidos. En algunos casos se ha optado por presentar una visión completa de las estimaciones de la asociación entre contaminantes y causas de muerte incluidas en el protocolo del estudio. En otros casos se exploran aspectos específicos, como la contaminación fotoquímica en el caso de Barcelona⁴ o la mortalidad por causas específicas, como en Zaragoza⁶. En el artículo sobre la ciudad de Vigo se abordan aspectos de avance metodológico; más en concreto, se realizan diferentes análisis incluyendo la regresión de Poisson utilizando modelos aditivos generalizados (GAM)⁵.

Los resultados presentados corresponden a modelos con un solo contaminante. Se ha preferido utilizar este abordaje, en una primera instancia, para evitar problemas de colinealidad entre los contaminantes, dado que la contaminación es una mezcla compleja, los contaminantes comparten las mismas fuentes y presentan una correlación importante con los fenómenos meteorológicos. Se puede considerar que cada indicador de contaminación atmosférica incluye los efectos propios junto con los de los contaminantes emitidos con él o causados por él²⁶. En análisis posteriores, con la orientación que proporcionan los resultados obtenidos hasta ahora en cada ciudad, se valorará la independencia de los efectos encontrados.

En general, los resultados obtenidos van en el sentido de la existencia de una asociación entre la contaminación atmosférica y la mortalidad en las ciudades incluidas en el proyecto. Sin embargo, los resultados no presentan homogeneidad en todos los casos. A continuación se comentan los más destacables para cada uno de los contaminantes, grupos de causas de mortalidad y períodos estudiados.

Por contaminantes

En este apartado, excepto en caso de mención expresa de algún grupo de causas específicas, nos referiremos a la mortalidad por todas las causas. Para las partículas se han encontrado riesgos relativos mayores de la unidad en la mayor parte de las ciudades. Para el grupo de todas las causas se ha encontrado una asociación estadísticamente significativa en el Gran Bilbao, en Barcelona (datos no presentados en el manuscrito) y en Valencia para todo el período, y en Huelva para el semestre frío. En otras ciudades, como Castellón, Pamplona o Vitoria, el escaso número de defunciones diarias puede haber dificultado la obtención de asociación significativa²⁷. En algunos casos, la metodología empleada puede no haber captado adecuadamente el efecto de la estacionalidad o de la temperatura. Es llamativo el caso de Vigo, en el que con el modelo no paramétrico se encuentra un efecto positivo en el retardo 1, mientras que con la aproximación paramétrica se encontraba un efecto no esperado en el retardo 5. Por otro lado, la información sobre las variables meteorológicas en esta ciudad no reflejaba adecuadamente la exposición en la ciudad, ya que solo se pudo disponer de datos de la estación meteorológica del aeropuerto que está situado a 15 kilómetros de la ciudad y a mayor altitud. Ello provoca que las diferencias de temperatura entre la ciudad y el aeropuerto no sean constantes, sino que dependan de los meses del año. Debido a ello, el uso de modelos aditivos generalizados con control no paramétrico a partir de los datos de la serie, puede haber mejorado el control de la estacionalidad y de la temperatura y la humedad. Las asociaciones encontradas en general son del orden de las obtenidas en otros estudios, ya comentadas en otro trabajo de este número²⁸.

En Sevilla y Madrid se presentan resultados con coeficientes negativos para el PM₁₀. Aunque existe acuerdo en que dicho indicador es más adecuado que otros (como las PTS), para la evaluación y prevención de los efectos adversos en la salud se recomienda establecer medidas de control de calidad que aseguren la fiabilidad en cuanto a las series de dichos contaminantes antes de utilizarlos en estudios epidemiológicos²⁹. Por otro lado, estas dos ciudades se caracterizan por padecer unas temperaturas extremas en verano. En algunos estudios se ha encontrado una interacción entre los niveles de contaminación atmosférica y las temperaturas extremas³⁰ sobre la mortalidad que será necesario controlar en posteriores análisis. Además será preciso explorar más a fondo relaciones no lineales entre los niveles de contaminantes y la mortalidad.

Por otro lado, se debe hacer notar que resultados 'no esperados' (RR menores de 1) se presentan habitualmente en retardos alejados, el cuarto o quinto. Algunos autores argumentan³¹ que cuanto más lejos se investiga el posible efecto retardado de la contaminación, menos seguros estamos de si la asociación que estimamos es debida al azar.

El SO₂ es uno de los contaminantes sobre el que existe mayor controversia. En bastantes estudios realizados en los Estados Unidos no se ha encontrado una asociación clara de este contaminante con la mortalidad. Sin embargo, en los estudios europeos, fundamentalmente en el proyecto APHEA se informa de un efecto independiente del SO₂. Los resultados de las ciudades del proyecto EMECAM que se presentan en este número no ofrecen una visión clara. Los retardos encontrados como de mejor ajuste son muy variables. El indicador del valor máximo horario parece ofrecer unos resultados más homogéneos en cuanto a los retardos y el sentido de las asociaciones, al menos en las ciudades de mayor tamaño, como Madrid, Barcelona (datos no presentados), Valencia y Bilbao. En cuanto al indicador del promedio diario se encontró una asociación significativa con la mortalidad en Madrid, Castellón y Huelva. En este caso la magnitud de la asociación es del orden de las encontradas en otros estudios. En el caso de Zaragoza se encuentra una asociación positiva significativa con la mortalidad por causas circulatorias, más marcada en el semestre frío.

El NO₂ presentó, en general, un mejor ajuste en los retardos del día anterior y asociaciones positivas con una asociación significativa en el caso de Barcelona y para todas las causas. En Madrid, con el grupo de la mortalidad total, se encontró un RR menor de la unidad con el retardo 3, aunque en los otros grupos de mortalidad estudiados se encontró una asociación significativa y positiva en el día simultáneo¹². En el Gran Bilbao el riesgo relativo entre el NO₂ diario (retardo 1) y la mortalidad por causas respiratorias se estimó en 1,048 (IC_95% 1,005-1,093) por cada 10 nanogramos/m³.

En las tres ciudades en las que se estudia la asociación con el ozono se encuentra una asociación en sentido positivo, significativa al 95 % en el caso de Barcelona y rozando esta significación en Madrid y Valencia. Estos resultados se sitúan en consonancia con los obtenidos en otros estudios²². A pesar de ello, este contaminante es de los más controvertidos a la hora de interpretar los resultados. Al ser un contaminante secundario, su concentración depende de la formación de otros contaminantes en combinación con otros factores, como la insolación, por lo que presenta una interacción con la temperatura³². Como consecuencia de lo anterior, los niveles más altos se alcanzan en zonas periurbanas más que en el centro de las ciudades. Dos cuestiones más son las que afectan a la forma de la relación del ozono con la mortalidad (lineal, en forma de U, posible existencia de umbral) y una posible base fisiopatológica en cuanto al efecto retardado. En este sentido, aunque los resultados hallados hasta ahora sean de utilidad para orientarnos en los posibles efectos del ozono sobre la mortalidad son necesarios más estudios en profundidad.

Por último, la asociación con el monóxido de carbono resultó positiva en Madrid y Valencia, con significación estadística en esta última. En las dos ciudades asturianas, sin embargo, se encontró un RR menor que la unidad, y en Huelva no se encontró asociación. No hay que olvidar que el CO debido a su estacionalidad se correlaciona altamente con otros contaminantes, fundamentalmente partículas y SO2, por lo que sería prematuro atribuirle el efecto encontrado sin haber descartado previamente la confusión por otros compuestos.

Por grupos de mortalidad por edad y causas específicas

No se observó, en general, una asociación de mayor magnitud en la mortalidad en mayores de 70 años con respecto a la mortalidad de la población general. Algunas de las variaciones en las estimaciones obtenidas son debidas principalmente a la selección de retardos diferentes. La inestabilidad en los coeficientes lleva a que la lectura de algunos resultados pueda ser engañosa o contradictoria si no se observa toda la información. Por ejemplo, en el caso de Madrid tanto las partículas como el NO₂ presentaron una asociación negativa con la mortalidad por todas las causas en el retardo 4 y 3 respectivamente y, sin embargo, en relación a la mortalidad cardiovascular ambos contaminantes presentaron una asociación positiva y significativa en el día simultáneo (retardo 0). En Vitoria se detectó una mayor magnitud de la asociación de los humos negros en las personas mayores de 70 años.

En un número importante de ciudades la relación es más clara al analizar la mortalidad por causas del aparato circulatorio, como se ha encontrado en otros estudios¹⁹. Sin embargo, no se han obtenido unos resultados claros para la mortalidad por enfermedades respiratorias, quizás debido al bajo número de defunciones en algunas de las ciudades (debido a su pequeña población). Una explicación alternativa sería que, en algunas de las defunciones clasificadas como de causa circulatoria, el aparato respiratorio juegue un papel en el mecanismo fisiopatológico que desencadena la muerte que, sin embargo, no se refleja en el certificado de defunción.

En Zaragoza, ciudad en la que se ha estudiado la mortalidad por causas específicas dentro del grupo de enfermedades respiratorias⁶, se ha encontrado una relación importante con las defunciones diarias por enfermedades del aparato respiratorio, especialmente para la enfermedad pulmonar obstructiva crónica (EPOC). La contaminación encontrada es más clara para la contaminación por humos y para los mayores de 70 años. El hecho de haberse estudiado en una sola ciudad y el escaso número de defunciones diaria para esta causa recomiendan tomar dichos resultados con precaución.

Por semestres

En la mayoría de las ciudades, se encontró un efecto mayor en los meses cálidos, más clara en el caso de la contaminación por humos. Otros estudios realizados en Europa también han encontrado un efecto mayor de la contaminación en los meses cálidos^33-38. Existen tres posibles explicaciones de este hallazgo. Por un lado, durante los meses cálidos otros determinantes de mortalidad, como las infecciones respiratorias, presentan menos influencia. Otra explicación, no incompatible con la anterior, podría relacionarse con el cambio en los hábitos de vida según las estaciones, en concreto el hecho de que la gente pasa más tiempo fuera de los edificios y que las ventanas permanecen abiertas de manera que la exposición a la contaminación atmosférica está más relacionada con la que se mide en los monitores. Por último, algunos estudios sugieren que existe una interacción entre contaminación atmosférica y temperaturas elevadas³⁹, como se demostró en un estudio en Atenas³⁰. Se ha de hacer notar, por último, que en nuestro estudio tampoco existe un patrón similar en todas las ciudades en cuanto a este apartado ya que, por ejemplo, en Vitoria la asociación de la mortalidad con los humos negros fue mayor en los meses fríos.

Consideraciones metodológicas

Una de las consideraciones que deben de tenerse en cuenta a la hora de interpretar y discutir los resultados presentados en este número monográfico, es que a pesar de haberse obtenido mediante una técnica de análisis relativamente sofisticada, no están exentos de ciertas limitaciones.

En primer lugar, todos los resultados presentados corresponden a estimaciones realizadas con un solo contaminante en cada uno de los modelos. Esto significa que no podemos descartar el posible papel confusor de otros contaminantes. En la mayoría de las ocasiones este problema se ha abordado mediante la introducción simultánea de dos contaminantes en el mismo modelo ("modelos de dos contaminantes")⁴⁰. A pesar de ello, sigue siendo posible que exista confusión residual por un tercer o cuarto contaminante. La construcción de modelos más complejos, aunque posible, viene limitada por la aparición de problemas de análisis de difícil resolución como la multicolinealidad⁴¹.

Otro punto a considerar es la medida de la exposición. Con este tipo de diseño se asume que los niveles de inmisión atmosférica son, en alguna medida, representativos de la exposición individual (al menos de su promedio) en la población analizada. Mediante estudios que valoraban simultáneamente la exposición individual y ambiental se ha comprobado que, aunque la concordancia entre los niveles detectados era relativamente baja⁴², sí que existe una buena correlación entre las variaciones temporales de ambas medidas⁴³. En línea con lo anterior, no hay que olvidar que se trata de estudios agregados, por lo que podríamos incurrir en un sesgo (falacia ecológica) al extrapolar los hallazgos encontrados de un nivel ecológico a un nivel individual. En el estudio EMECAM se asume que, en promedio, el total de la población está expuesto a los mismos niveles de contaminación. En epidemiología se reconoce que el grado de evidencia obtenido con este tipo de diseño no es tan alto como el que se derivaría de estudios de base individuales. Por esta razón, los resultados de estos estudios necesitan ser comprobados y confirmados con los resultados de estudios individuales.

Otro aspecto no menos importante se relaciona con la potencia de estos estudios para poder encontrar una asociación estadísticamente significativa. Como se ha comentado más arriba, en algunas ciudades, especialmente algunas de las de menor población, no se ha encontrado resultados que aporten evidencias significativas. Así, en Cartagena, Pamplona, Gijón y Oviedo, los resultados obtenidos hasta ahora no permiten concluir que existe una asociación detectable entre la contaminación y la mortalidad. En un artículo de reciente aparición del grupo de París que participa en el proyecto APHEA, se dice que para este tipo de estudios es necesario poder estudiar un número de acontecimientos diarios (defunciones en este caso) 'suficientemente' importante para esperar poner en evidencia una asociación estadísticamente significativa⁴⁴. En nuestro estudio es destacable el caso de Castellón, en el que se encuentra asociación de la mortalidad tanto de las partículas como con el SO₂.

En cuanto a la metodología estadística utilizada conviene hacer algunos breves comentarios. La identificación de un modelo basal permite que, a la hora de establecer la relación entre la mortalidad y la contaminación, se hayan eliminado los posibles factores de confusión. Además, la inclusión de términos autorregresivos ayuda al control de la mala especificación del modelo (no haber incluido variables determinantes o no haber contemplado la forma funcional correcta). Pero, por otra parte, este control de variables puede llevar a una sobreparametrización que desestabilice las estimaciones del modelo.

En otros estudios se ha utilizado un modelo de regresión gaussiana a la hora de identificar el modelo basal⁴⁴. El uso del modelo de Poisson autorregresivo desde el inicio ha permitido efectuar el ajuste en ciudades o causas donde el número de defunciones era relativamente bajo.

La elección de la posible forma funcional de la relación de algunas variables, como la temperatura, la tendencia, la estacionalidad y la humedad, pudiera ser cuestionable. Así, como se ha visto en Vigo, el uso de modelos aditivos generalizados podría controlar mejor estas variables de confusión. Sin embargo, a la hora de empezar la investigación, ni la metodología ni el software disponible estaban suficientemente extendidos, lo que dificultaba la progresión del proyecto y que pueda formar parte de posteriores análisis.

Por último, desde el punto de vista cuantitativo, la magnitud de las asociaciones encontradas es baja (riesgos menores de 1,5), por ello no se puede excluir definitivamente la posibilidad de que la asociación hallada sea debida a algún factor de confusión no tenido en cuenta o no adecuadamente controlado. Sin embargo, la consistencia de los resultado en múltiples estudios realizados en ciudades de todo el mundo apoyan la evidencia de que la asociación encontrada no se debe al azar.

Experiencia de trabajo multicéntrico

Como se comentó al principio, además del objetivo central de evaluar en España el impacto a corto plazo de la contaminación atmosférica urbana sobre la mortalidad, el proyecto EMECAM contempla otros objetivos relacionados con la propia dinámica del proyecto. Entre ellos, destacaríamos tres:

En primer lugar, el desarrollo de una experiencia de trabajo multicéntrico. En este proyecto colaboran técnicos de servicios de salud pública, con investigadores de universidades y profesionales de escuelas de salud pública. En este sentido, la experiencia se considera enriquecedora para todos, tanto por el intercambio de conocimientos como por la posibilidad de obtener experiencia contrastadas. Sin embargo, la propia marcha del proyecto ha evidenciado el escaso contacto que existe, en general, entre los profesionales responsables de las redes de vigilancia de la contaminación y los epidemiólogos. En ocasiones, las redes están más diseñadas para detectar alertas que para obtener una idea aceptable de los niveles de inmisión de la población.

El segundo se refiere a la posibilidad de familiarizarse con unas técnicas de análisis de datos epidemiológicos, en concreto metodología de series temporales, que hasta ahora era prácticamente desconocida en muchos de los grupos participantes. Ello ha permitido que cada uno de ellos adquiera las habilidades necesarias para realizar el análisis de los datos locales. De ese modo, la técnica empleada puede ahora ser utilizada en otros problemas de salud pública, como por ejemplo la vigilancia epidemiológica o la investigación de servicios de salud.

El tercer y último aspecto que se debe mencionar tiene relación con la actualización en nuestro país del estudio de los efectos de la contaminación atmosférica, en particular, y de los riesgos ambientales, en general. El desarrollo de proyectos como el EMECAM, junto a otras iniciativas, puede ayudar a que en nuestro país se avance en el sentido de contribuir desde la epidemiología y la salud publica a la resolución de problemas relacionados con los riesgos ambientales.

A modo de conclusión, por un lado, los resultados presentados indican que los valores de contaminación atmosférica en nuestro país son similares a los de otras ciudades europeas. Los niveles de los distintos contaminantes indican que la fuente principal en la mayoría de ellas es el tráfico rodado. Por otro lado, se encuentra una asociación entre la mortalidad y diferentes contaminantes en la mayoría de las ciudades. Sin embargo, los resultados no son homogéneos entre las ciudades y presentan variabilidad en las distintas causas a estudio. En algunas de ellas, especialmente en aquellas de menor población, no se encuentran unos resultados que aporten evidencias de asociación, o bien son poco consistentes. El meta-análisis proporcionará estimaciones para el conjunto de las ciudades y debe permitir una evaluación más clara del efecto retardado de la contaminación sobre la mortalidad. Por último, se ha de destacar la participación como investigadores activos, en un proyecto especialmente complejo como el EMECAM, de técnicos de servicios de salud pública.

AGRADECIMIENTOS

A los técnicos y responsables de las Redes de Vigilancia de la Contaminación Atmosférica, de los Registros de Mortalidad, de los Servicios de Vigilancia Epidemiológica y de los Centros Meteorológicos de cada una de las ciudades del estudio. Sin su trabajo este proyecto no se hubiera podido realizar. Sin embargo, en nuestra opinión, lo más importante es que con su dedicación contribuyen a la mejora de la calidad de vida y la salud de los ciudadanos.

El grupo EMECAM lo forman: F Ballester, S Pérez-Hoyos, JM Tenías, R Molina, J González-Aracil (Valencia, Centro coordinador); M Saez, MA Barceló, C Saurina, A Tobias (Barcelona); E. Alonso, K. Cambra (Bilbao); M Taracido, JM Barros, I Castro, A Figueiras, A Montes, E Smyth (Vigo); JM Ordóñez, E Aranguez, I Galán, AM Gandarillas (Madrid); I Aguinaga, MY Floristan, F Guillén, MS Laborda, MA Martínez, MT Martínez, PJ Oviedo (Pamplona); A Daponte, R Garrido de la Sierra, JL Gurucelain, P. Gutiérrez, JA Maldonado, JL Martín, JM Mayoral, R Ocaña, J Serrano (Granada); JB Bellido, A Arnedo, F González (Castellón); JJ Guillén, Ll Cirera, L García, E Jiménez, MJ Martínez, S Moreno, C Navarro (Cartagena); MJ Pérez, A Alonso, JJ Estíbalez, MA García-Calabuig, (Vitoria); A Cañada, C Fernández, F Fernández, V García, I Huerta, V Rodríguez (Asturias); F Arribas, M Navarro, C Martos, MJ Rabanaque, E Muniesa, JM Abad, JI Urraca (Zaragoza); y J Sunyer como asesor del proyecto.

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(*) El proyecto EMECAM cuenta con una beca del Fondo de Investigaciones Sanitarias (Expediente núm 97/0051).

Ferran Ballester Díez (1), Marc Sáez Zafra (2), Santiago Pérez-Hoyos (1) Antonio Daponte Codina (3), Juan Bellido Blasco (4), Álvaro Cañada Martínez (5), José Mª Abad Díez (6), Mª José Pérez Boíllos (7), Mª Eva Alonso Fustel (8), Margarita Taracido Trunk (9), Inés Aguinaga Ontoso (10), José Jesús Guillén Pérez (11), José Mª Ordóñez Iriarte (12), Carme Saurina Canals (2) y José Mª Tenías Burillo (1) por el Grupo EMECAM.

(1)Institut Valencià d'Estudis en Salut Pública (IVESP). Dirección General de Salud Pública. Conselleria de Sanitat. Generalitat Valenciana. (2) Universitat de Girona. Departament d'Economia (3) Escuela Andaluza de Salud Pública. (4)Centro Salud Pública Area 02. Castelló. Conselleria de Sanitat 5.Dirección Regional de Salud Pública. Asturias. (6) Dirección General de Salud Pública. Aragón. (7) Departamento de Salud y Consumo. Ayuntamiento de Vitoria-Gasteiz. (8) Departamento de Sanidad del Gobierno Vasco. (9) Universidad de Santiago. Facultad de Medicina. (10) Area de Sanidad y Medioambiente. Ayuntamiento de Pamplona. (11) Centro Área Cartagena. Consejería de Sanidad de la Comunidad de Murcia. (12) Dirección General de Salud Pública. Consejería de Sanidad y Servicios Sociales. Comunidad de Madrid

Correspondencia: Ferran Ballester Díez. Institut Valencià d'Estudis en Salut Pública (IVESP). C\ Juan de Garay, 21. 46017 VALENCIA. TELÉFONO 963869369 FAX 963869370.
fballest[arroba]san.gva.es