megaciudades y contaminación...

Megaciudades y Contaminación Atmosférica

ESTUDIO CRÍTICO

Megaciudades y contaminación atmosférica Mario J. Molina y Luisa T. Molina Massachusetts Institute of Technology, Cambridge, Massachusetts Junio de 2004

Traducción de Roberto Hoyos Morales, septiembre de 2007. Bajo permiso de los autores y de Journal of the Air & Waste Management Association.

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ABSTRACTO Cerca de la mitad de la población mundial vive hoy en áreas urbanas debido a la oportunidad de una mejor calidad de vida. Muchos de estos centros urbanos están expandiéndose rápidamente, llevándonos al crecimiento de megaciudades, que se definen como áreas metropolitanas con poblaciones que exceden los diez millones de habitantes. Esta concentración de personas y actividades están ejerciendo cada vez más estrés en el medio ambiente, con impactos en los niveles urbano, regional y global. En décadas recientes, la contaminación del aire se ha convertido en uno de los problemas más importantes de las megaciudades. Inicialmente, los principales contaminantes del aire eran compuestos de azufre, que se generaban principalmente por la combustión del carbón. Hoy, smog fotoquímico—inducido principalmente por el tráfico, pero también por la actividad industrial, la generación de electricidad, y solventes—se han convertido en la principal preocupación para la calidad del aire, mientras que el azufre es uno de los principales problemas de muchas ciudades en el mundo en desarrollo. La contaminación atmosférica tiene serio impacto en la salud pública, causa bruma urbana y regional, y tiene el potencial para contribuir significativamente al cambio climático. Aún así, con la adecuada planeación, las megaciudades pueden abordar eficientemente los problemas de calidad del aire, a través de medidas como la aplicación de nuevas tecnologías de control de emisiones y el desarrollo de sistemas de transporte masivo. Este estudio se enfoca en nueve centros urbanos, seleccionados como casos de estudio para cotejar su calidad del aire desde distintas perspectivas: desde ciudades en las naciones industrializadas hasta ciudades del mundo en desarrollo. Mientras que cada ciudad—sus problemas, recursos y expectativas—es única, la necesidad de un enfoque holístico para estos complejos problemas ambientales es la misma. No hay una estrategia única para reducir la contaminación en las megaciudades; varias medidas serán necesarias para mejorar la calidad del aire. La experiencia nos muestra que una fuerte voluntad política además de diálogo público es esencial para implementar efectivamente las regulaciones requeridas para atacar los problemas de calidad del aire. INTRODUCCIÓN Cerca de la mitad de la población (48%) en 2000 vivía en áreas urbanas, y el número de habitantes urbanos se espera que crezca un 2% anual durante las siguientes décadas.1 La Tabla 1 muestra que la población mundial se espera que crezca de 6.1 billones en 2000 a 8.1 billones en 2030, con casi todo ese crecimiento concentrado en áreas urbanas (de 2.9 billones a 4.9 billones). La población urbana en regiones menos desarrolladas se duplicará de 2 billones a 3.9 billones. Esta concentración de gente y sus actividades tienen consecuencias en escalas urbana, regional, continental y global.2 Sin embargo, como centros de crecimiento económico, de educación, avance tecnológico, y cultura, las grandes ciudades ofrecen oportunidades de soportar el crecimiento poblacional en una forma sustentable. El crecimiento de ambientes urbanos presenta un reto mayor. Este estudio trata los efectos de grandes áreas urbanas en la atmósfera terrestre, en las ciudades mismas y más allá de sus fronteras. El tema es amplio, así que sólo una selección de los temas relevantes es considerada. La planeación urbana, el desarrollo industrial, transporte, y otros temas son discutidos en el contexto de sus interacciones con la calidad del aire.

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Una megaciudad comúnmente se define como un área metropolitana con más de diez millones de habitantes. Esta definición es arbitraria, ya que los centros urbanos frecuentemente incluyen a personas que no están localizadas dentro de las fronteras políticas de una ciudad. Nueve centros urbanos son examinados en este estudio como casos de estudio: 1) Los Ángeles, California; 2) Ciudad de México, México; 3) Toronto, Canadá; 4) Delhi, India; 5) Pekín, China; 6) Santiago, Chile; 7) Sao Paulo, Brasil; 8) Bogotá, Colombia; y 9) Cairo, Egipto. Estas ciudades varían desde zonas urbanas con aire relativamente limpio en naciones industrializadas hasta ciudades altamente contaminadas en el mundo en desarrollo. En particular, estas ciudades han estado activas en determinar y reportar la calidad del aire y están agresivamente llevando a cabo esfuerzos para mejorarla. En este estudio, las fuerzas principales detrás de la formación y crecimiento de las megaciudades son descritas. La naturaleza de las megaciudades, sus problemas de calidad del aire, y la ciencia asociada son brevemente tratadas. Las situaciones en las megaciudades del caso de estudio son discutidas, así como sus programas de manejo de calidad del aire. Las herramientas disponibles para el manejo de la calidad del aire para grandes centros urbanos han sido resumidas y una perspectiva de la situación de la calidad del aire en los años por venir también se ha dado. Una descripción más detallada de las estrategias para el manejo de la calidad del aire que se aplican en las nueve ciudades estudiadas está disponible como un suplemento en línea para este estudio.3

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CAUSAS Y CONSECUENCIAS DEL CRECIMIENTO URBANO El número y tamaño de las megaciudades se incrementó dramáticamente durante la segunda mitad del siglo XX. En 1800, Londres era la única ciudad grande del mundo, con una población de un millón. Ciudades con una población de al menos un millón se incrementaron a 3 para el principio del siglo XX; hoy, hay 281. El promedio de población de las 100 ciudades más grandes era de 200,000 en 1800; esto se incrementó a 2.1 millones en 1950, 5 millones para 1990, y 7.7 millones para 2002.4 En 1900, 9 de las diez ciudades más grandes estaban en Norteamérica y Europa, donde hoy sólo 3 (Los Ángeles, Nueva York y Tokio) están en el mundo desarrollado. En 1950, Nueva York y Tokio eran las únicas megaciudades. Ese número creció a 4 (Tokio, Nueva York, Shangai, y México) para 1975 y a 20 para 2000, y se estima que llegue a 22 para 2015.1 La mayor parte de la población mundial todavía vive en ciudades con menos de diez millones de habitantes; muchas de estas ciudades están creciendo más rápidamente que las megaciudades.1 Un área metropolitana (un centro poblacional grande que consiste en varios pueblos o ciudades agrupadas) usualmente combina una conurbación propiamente (área de construcción contigua) con zonas periféricas que no necesariamente son urbanas en carácter pero están unidas estrechamente a la conurbación por el empleo o el comercio. Por ejemplo, la Zona Metropolitana del Valle de México (ZMVM), comúnmente llamada Ciudad de México, consiste en 16 delegaciones del Distrito Federal y 37 municipalidades contiguas del Estado de México y una municipalidad del Estado de Hidalgo, algunas con poblaciones mayores a un millón, que hacen que el total de la población sea de más o menos 20 millones para esta megaciudad. Actualmente, hay 100 áreas metropolitanas con poblaciones oficiales que exceden los 3 millones. Si varias áreas metropolitanas están localizadas en sucesión, a veces se agrupan juntas como una megalópolis. Una megalópolis consiste de varias ciudades y sus áreas colindantes en suficiente proximidad para ser consideradas como un complejo urbano único. El geógrafo francés Jean Gottmann5 acuñó el término "megalópolis" para describir el noreste de los Estados Unidos, una vasta área metropolitana ("BosWash", la megalópolis del noreste, de Boston a Washington) más de 480 kilómetros de largo, alargándose de Boston hasta el norte de Washington, DC, en el sur.6 Megaciudad es un término general para ciudades con sus suburbios o un área metropolitana reconocida usualmente con una población total que excede los 10 millones de personas. No hay una definición absoluta de sus fronteras, dónde empieza o dónde termina. Como resultado, el término "megaciudad" se usa con poco rigor en este estudio, refiriéndonos a grandes aglomeraciones de gente con el consiguiente empleo, vivienda, transporte, y necesidades de seguridad. Niveles de urbanización se correlacionan con el ingreso nacional, y dentro de un país, la riqueza se concentra en áreas urbanas. Las naciones desarrolladas son más urbanizadas, y las áreas urbanas producen alrededor del 60% del producto nacional bruto.7 Este ingreso mayor es la causa de crecimiento, ya que la gente del campo migra hacia las ciudades en busca de empleo, educación, y servicios que el centro urbano provee. Conflicto, degradación de la tierra, y agotamiento de recursos naturales también motivan la migración, especialmente en África,8 y la migración internacional es otro factor. Pero el más grande contribuyente al crecimiento en asentamientos urbanos es el creciente número de personas en el mundo, especialmente en el mundo en desarrollo. Una de las principales hipótesis en la economía del medio ambiente sugiere que a medida que el ingreso per cápita de una nación se incrementa, la calidad medioambiental se deteriora hasta cierto punto. Después de ese punto, el nivel de esa calidad medioambiental mejora si el ingreso continúa incrementándose. La

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relación tiene una forma de "U invertida" que se conoce como la curva de Kuznet.9 El deterioro ambiental relacionado con el incremento de ingreso en niveles de bajo ingreso es probablemente asociado con un incremento en la industrialización. La asociación entre mejora del ambiente y un ingreso alto es menos obvia. Las naciones ricas pueden darle prioridad a la calidad ambiental, implementar medidas de control más rigurosas para reducir la contaminación, desarrollar nuevas tecnologías, y poner en vigor regulaciones ambientales de forma más estricta. Sin embargo, también pueden exportar la contaminación, por ejemplo, estableciendo fábricas o plantas de energía en otras naciones, exportando los vehículos que contaminan más, o simplemente comprando bienes que son producidos en naciones de menor ingreso, con ambientes en mayor peligro.10 El transporte es una fuente primaria de contaminación en muchas ciudades, especialmente en aquéllas en desarrollo. Los crecientes problemas de congestión, accidentes, y falta de seguridad también son motivo de preocupación. Aún así, el transporte es crítico para permitir la actividad económica y beneficiar las interacciones sociales. El reto que enfrentan las megaciudades es cómo reducir los impactos adversos y otros efectos negativos de transporte sin renunciar a los beneficios de la movilidad. Este dilema se hace mucho más apremiante bajo condiciones de rápido crecimiento urbano, que muy seguramente incrementarán la demanda de viaje significativamente.11

El crecimiento de grandes ciudades por lo general es acompañado de incremento de pobreza urbana. La gente pobre en zonas urbanas, que por lo general no está preparada y es incapaz de competir por los escasos recursos o protegerse de condiciones ambientales dañinas, es la más afectada por la urbanización, especialmente en naciones en desarrollo.8 Los procesos de desarrollo de la tierra tienden a servir clases de medio y alto ingreso, forzando a los pobres a establecerse en altas densidades en tierras marginales dentro de las ciudades o en la periferia urbana. Estas expansiones urbanas frecuentemente comienzan como asentamientos ilegales, a veces en áreas de riesgo de peligros ambientales (como las inundaciones y derrumbes), y sin accesos a servicios básicos (como agua y saneamiento). Más de la mitad de la población de la Ciudad de México vive en tales asentamientos.11 A medida que las periferias de las ciudades se expanden, la tierra para agricultura, los bosques y pantanos son consumidos. Arena y grava son excavadas y removidas para incrementar la construcción; los bosques son acabados por el combustible; los ríos, lagos, arroyos, y aguas costeras son contaminadas por aguas residuales sin tratar y residuos líquidos. La urbanización y la industrialización tienen consecuencias importantes para la atmósfera de la Tierra.12 La biomasa y el carbón utilizado para el calentarse y cocinar contaminan el aire dentro y fuera de las viviendas. Tierra removida, caminos sin pavimentar, y construcciones añaden polvo en los niveles atmosféricos. El transporte es frecuentemente realizado por autobuses viejos y motores de dos tiempos pobremente mantenidos operando con combustibles adulterados no conducentes a pasar las "pruebas de smog." Propiedades indeseables cerca de centros contaminantes por lo general son adquiridas por quienes tienen poca capacidad económica, incrementando su exposición a la contaminación atmosférica. La dispersión regional y global de contaminantes generados localmente causa deposición ácida, y cambia el balance de radiación terrestre. Preocupacion sobre el ozono troposférico (O3) y materia particulada (PM, particulated matter) se ha incrementado recientemente debido a que el transporte a grandes distancias de estos contaminantes tiene influencia sobre la calidad del aire y sus efectos en el clima pueden ser sentidos en regiones lejanas a la fuente. Las ciudades crean islas de calor que también agravan la contaminación. Entre 1990 y 2000, la temperatura anual promedio en la Ciudad de México se incrementó de 14.8 °C a 16.8 °C.13 Altas temperaturas ambientales incrementan el O3 y formación secundaria de PM. Temperaturas más cálidas en el verano incrementan la demanda de refrigeración y consumo de energía eléctrica, llevándonos a todavía más altas temperaturas en la ciudad.

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El deterioro en las condiciones ambientales urbanas pueden tener serios efectos en la salud humana y el bienestar, particularmente para los pobres.14 La contaminación del agua y del aire causan enfermedades crónicas e infecciosas respiratorias y aquéllas generadas por el agua, y resultan en índices de mortalidad más altos.15-19 Sin embargo, información demográfica y epidemiológica en el mundo sugiere que los índices de supervivencia son mejores en las ciudades que en las áreas urbanas debido al mejor acceso a servicios de salud.7 Aunque los problemas ambientales disminuyen a medida que las ciudades se hacen más ricas, los problemas ambientales surgen en mayores escalas. Residentes pudientes urbanos dependen mayormente de combustibles fósiles y electricidad que crea más desperdicios sólidos, gaseosos y líquidos.20

La huella ecológica de una ciudad (EF, ecological footprint)21es el área biológica productiva requerida para producir los recursos usados, y asimilar los desperdicios generados, para una población definida en un estándar de vida especificado.8 EF es una medida de la capacidad biológica de la Tierra para crear nuevos recursos y absorber el desperdicio. La Tierra tiene alrededor de 11.4 billones de hectáreas de tierra productiva y espacio marino; alrededor de un cuarto de la superficie terrestre es improductiva. Dividida entre los 6 billones de personas en 2000, esto da un promedio de 1.9 hectáreas por persona. En 1999, el EF fue menos de 1.4 hectáreas per cápita para el promedio de africanos y asiáticos, 5 hectáreas para el promedio del europeo del este, y 9.6 hectáreas para el promedio norteamericano. El promedio global de EF durante 1999 fue de 2.3 hectáreas por persona, 20% más que el estimado del 2000, y un incremento substancial del EF de 1961 de 1.3 hectáreas por persona. El EF muy probablemente crecerá de 180% a 220% de la capacidad Terrestre para 2050,22 claramente una situación insostenible. Las naciones más ricas del mundo, con 20% de la población mundial, tienen el 86% del total de consumo privado, donde el 20% más pobre de la población mundial es responsable por sólo el 1.3% del consumo. Un niño nacido hoy en una nación industrializada añadirá más consumo y contaminación a través de su vida que 30-50 niños nacidos en naciones en desarrollo. La EF de los consumidores más pudientes es una causa principal por el excedente de la capacidad de sostenimiento de la Tierra.23 Una ciudad típica norteamericana con una población de 650,000 personas requeriría 30,000 km2, un área más o menos del tamaño de la Isla de Vancouver en Canadá, para satisfacer sus necesidades domésticas—sin incluir las demandas ambientales de la industria. En contraste, una ciudad del mismo tamaño en la India, requeriría solamente 2900 km2.8 Sin embargo, cuando es bien administrado, la EF de áreas urbanas puede ser menor que aquellos con un número similar de gente en asentamientos no-urbanos. Las ciudades pueden concentrar poblaciones de tal forma que reducen la presión sobre la tierra y proveen proximidad a infraestructura y servicios.7,24 Bien planeados, los asentamientos densamente poblados pueden reducir la necesidad de conversión de la tierra y proveer oportunidades de ahorro de energía. El desarrollo sustentable debe incluir 1) Planes apropiados de manejo de calidad del aire que incluyan el establecimiento de capacidades adecuadas de monitoreo para la vigilancia de la calidad ambiental y el status de salud de las poblaciones; 2) acceso adecuado a tecnologías limpias, incluyendo la provisión de entrenamiento y desarrollo de redes internacionales de información; y 3) mejora de la captura de datos y estimación para que las decisiones nacionales e internacionales puedan ser basadas en información sólida.25, 26 La contaminación del aire en las ciudades no es un problema nuevo, y estrategias efectivas de reducción de emisiones están disponibles para la mayoría de las fuentes emisoras. La formulación e implementación de estrategias de manejo integral efectivo de la calidad del aire serán cruciales para atacar este reto y proteger la salud humana y el bienestar, así como los ecosistemas.

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CONTAMINACIÓN DEL AIRE EN MEGACIUDADES Las megaciudades frecuentemente contienen altas concentraciones de materia particulada (PM); ozono (O3); dióxido de azufre (SO2); óxido nítrico (NO) y dióxido de nitrógeno (NO2), la suma de lo que se conoce como óxidos nitrosos (NOx); monóxido de carbono (CO); compuestos orgánicos volátiles (VOCs, volatile organic compounds), e hidrocarburos (HC, un subconjunto de VOC).27a PM se reporta frecuentemente como una concentración masiva del total de partículas suspendidas (TPS), PM10, y PM2.5 (partículas con diámetros aerodinámicos de menos de 40, 10 y 2.5 μm, respectivamente). Los principales componentes químicos de PM son el sulfato (SO4 2-), nitrato (NO3 -), amonio (NH4 +), carbón orgánico (OC, organic carbon), carbón elemental, y suelo (una suma de elementos minerales como el aluminio [Al], silicio [Si], calcio [Ca], titanio [Ti], y hierro [Fe]). Los gases invernadero de larga vida (GHG, greenhouse gases) como el dióxido de carbono (CO2), metano (CH4), y clorofluorocarbonos son importantes en escalas globales.27, 28

Como se muestra en la Tabla 2, los más altos niveles de TSP y SO2 aparecen principalmente en ciudades asiáticas. Estos datos están limitados a ciudades que miden y reportan concentraciones contaminantes. Una prioridad debe ser el establecimiento de monitoreo comprensible en otras ciudades en el mundo en desarrollo. Mediciones atmosféricas más extensivas y modelado son necesarios para definir estrategias óptimas de control de emisiones. Quienes definen las políticas deberían usar esta información para

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balancear los beneficios sociales y económicos de las mejoras en salud contra los costos del control de emisiones. En la práctica, debido a grandes incertidumbres en la contaminación del aire y la ciencia de sus efectos en la salud, mediciones y modelos de calidad del aire son mejor utilizados para ayudar en el establecimiento de prioridades sobre controles en diferentes emisores primarios para alcanzar distintas metas de mejora en la calidad del aire. Algunas decisiones de control de contaminantes son sencillas. La exposición a SO2 y SO4

2- de la quema de carbón fue identificada durante el "smog asesino" de Londres en los '40s y '50s, que fueron correlacionados con el incremento de enfermedades y muerte. Cambiar a combustibles de bajo azufre mejoró esta situación. Sin embargo, áreas con niveles altos de azufre todavía existen en partes del mundo en desarrollo. Determinar las causas de concentraciones altas de PM y O3 no es tan sencillo. NOx y VOCs, muchos de los cuales son emitidos por el sector del transporte, son transformados con la presencia de luz solar para producir O3, ácido nítrico (HNO3), y otros oxidantes en una compleja serie de reacciones químicas. Estas reacciones también generan compuestos orgánicos secundarios de PM, NO3

- y SO42-. La

relación entre NOx, VOCs, y O3 no es lineal: emisiones frescas de NO destruyen O3. Niveles altos de NO2 recogen radicales hidroxilos (OH), las especies reactivas que inician el quiebre de VOCs. Reducción de emisiones de NOx o VOC tienen poco efecto en, o pueden incluso incrementar, las concentraciones de O3. La aplicación y validación de modelos de calidad del aire requiere datos de emisiones espacial y temporalmente resueltas así como conocimiento de la meteorología (incluyendo radiación solar). Aparte del O3 comúnmente medido, NO, NO2, CO, y masa de PM, son necesarios los VOCs individuales y composiciones químicas de PM. Sin embargo, esta información rara vez está disponible. Estudios especiales son necesarios en megaciudades para entender mejor las causas de dichas emisiones y medir el progreso en limitarlas. Las siguientes medidas de estudios especiales en la Ciudad de México demuestran técnicas útiles que pueden ser aplicadas en otras megaciudades:

• Mediciones rutinarias por hora de PM10, O3, NO, NO2, y CO adquiridas de la Red Automática de Monitoreo Atmosférico proveen un registro a largo plazo para determinar las características temporales y espaciales de la contaminación del aire.

• Detección remota de emisiones de vehículos individuales, obtenidos del espectro de absorción de luz infrarroja (IR) y ultravioleta (UV) proyectada a través del escape, cuantifica NO, CO, CO2, y HC. Estas pruebas indican que 4% de los automóviles contribuyen al 30% de las emisiones de hidrocarburos de tubos de escape, y 25% de los vehículos contribuyen con el 50% de las emisiones de CO en 1991.31 La mayoría de los vehículos emiten 3-6% de CO, sugiriendo que fueron deliberadamente ajustados para potencia sin consideración por la reducción de emisiones. Mediciones similares en 1994 mostraron un decremento de alrededor de 50% en el promedio de CO y emisiones de hidrocarburos, demostrando la efectividad de convertidores catalíticos requeridos en los coches vendidos después de 1991.32 Emisiones detectadas remotamente en 200033 encuentran mayores emisiones en áreas de la ciudad con menor ingreso. Sin embargo, las emisiones vehiculares promedio disminuyeron en 70% para CO y 90% para HC relativo a los valores de 1991. Para todas estas especies, la emisión media es notablemente menos que el promedio, que ocurre porque una fracción de los vehículos tienen altas emisiones y por tanto un impacto desproporcionado en el promedio de emisiones. Datos pasados muestran que emisiones de CO y HC decrecieron abruptamente después de 1988, y emisiones de NOx decrecieron bruscamente para carros manufacturados después de 1992.

• Los hidrocarburos aromáticos poli-cíclicos (PAH) se originan de las emisiones de los vehículos motorizados, refinerías de petróleo, incendios forestales, y por cocinar. Las concentraciones de PAH a lo largo de las carreteras de la Ciudad de México varía de 60 a 910 μg/m3.34 Estos niveles

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son aproximadamente 5 veces más altos que las concentraciones medidas en los Estados Unidos y están entre los valores ambientales más altos registrados. Las grandes concentraciones son con probabilidad debidas a la combinación de vehículos viejos de diesel y la flota de vehículos de uso ligero relativamente sucios de la ciudad, la mitad de los cuales carecía de convertidores catalíticos en 2003.

• En la primavera de 2003, un equipo multinacional de expertos, dirigidos por el MIT, condujo una intensa campaña de campo de 5 semanas en la Zona Metropolitana del Valle de México (ZMVM). El objetivo es contribuir al entendimiento del problema de la calidad del aire en las megaciudades conduciendo mediciones y modelando estudios de contaminantes atmosféricos en la ZMVM y proveer una base científica para generar estrategias de control de emisiones.

EFECTOS DE CONTAMINACIÓN EXCESIVA EN LAS MEGACIUDADES Las emisiones y concentraciones en el ambiente de contaminantes en megaciudades pueden tener efectos generalizados en la salud de sus poblaciones, bruma regional y urbana, y degradación de ecosistemas. Impactos en la salud, visibilidad, ecosistema regional (incluyendo deposición ácida y fija de nitrógeno, daño oxidante fotoquímico, y radiación fotosintéticamente activa), cambio regional del clima, y transporte contaminante global son evaluados.

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Impactos Adversos en la Salud La Tabla 3 lista valores recomendados de calidad del aire puestos por varios países y la Organización Mundial de la Salud (OMS) para proteger la salud humana y el bienestar. Los efectos en la salud por la contaminación del aire varían no solo por la intensidad y la duración de la exposición, sino también por la edad y el status de salud del individuo expuesto. Poblaciones en mayor riesgo son los niños, los ancianos, y aquellos sufriendo ya de diabetes o enfermedades cardiovasculares o respiratorias. Estudios cohorte siguen a individuos por muchos años para evaluar si exposición a largo plazo a contaminantes del aire está relacionada con la mortalidad, tomando en cuenta otras variables como la edad, el género, ocupación, clima, status de fumador, etc. Estudios de serie de tiempo rastrean cambios diarios en los niveles de contaminación del aire y los correlacionan con el número de muertes en la población expuesta que ocurren durante el mismo o posiblemente dentro de los siguientes días. Sólo unos pocos estudios cohorte de mortalidad han sido llevados a cabo.35-38 En contraste, muchos estudios de serie de tiempo han sido llevado a cabo en el mundo, principalmente porque pueden ser conducidos más rápidamente y a un menor costo. En general, ambos estudios concluyen que mortalidad prematura asociada con contaminación del aire es causada predominantemente por PM más que por O3, que está ligado a incidencia de enfermedades. Sin embargo, estudios en Asia frecuentemente encuentran una asociación más fuerte entre mortalidad y SO2, que por PM. Niveles relativamente altos de SO2 son una razón; otra es que los datos de TSP están más fácilmente disponibles que datos para PM10. Otras razones pueden ser diferencias en la estructura de edad, estado de salud, etc. Los estudios de salud en la Ciudad de México39-43 indican un cambio de 1% de incremento en la mortalidad diaria por 10 μg/m3 en niveles de PM10 (el llamado coeficiente de riesgo). Esto se compara con un incremento del 0.6% por 10 μg/m3 de estudios epidemiológicos conducidos alrededor del mundo.44 Una pregunta importantísima en los estudios de serie de tiempo de la ZMVM es si el PM2.5, PMgruesa (PM10 – PM2.5), o ambos están causando el efecto de mortalidad prematura. Otra pregunta importante es si las muertes involucran infantes y jóvenes, aparte de ancianos con enfermedades cardiovasculares existentes. Evans et al.45 desarrollaron un cálculo simplificado de riesgo-beneficio para la Ciudad de México al estimar el impacto del 10% de las reducciones en la exposición a contaminantes de valores previos, prevalecientes en la última parte de los 1990s. Encontraron que tal reducción podría traer beneficios en la salud valuados en 2 billones de dólares anuales. Los beneficios económicos del control de la contaminación del aire son potencialmente muy grandes pero altamente inciertos. Los beneficios de salud de reducir los niveles de O3 del ambiente parecen ser apenas una décima de aquellos obtenidos a través de reducciones fraccionales similares en PM10, y los beneficios de reducciones en tóxicos del aire son incluso menores. La Asociación Médica de Ontario, en Canadá, estimó que 1900 muertes prematuras, 9800 admisiones a hospitales, 13,000 visitas a la sala de emergencias, y 46 millones de enfermedades fueron causadas por la contaminación del aire en la provincia durante el año común 200046 (la población de Ontario es ~12 millones de personas). Aproximadamente 5000 muertes prematuras prevenibles (~8% del total) en 11 ciudades canadienses fueron atribuibles a los efectos combinados de O3, SO2, NO2, y CO.47 Otros estudios en 1995 estimaron que la contaminación causó 1000 muertes prematuras y 5500 admisiones a hospital en el área mayor de Toronto,48 y 298 muertes prematuras y 539 hospitalizaciones en Hamilton.49 El número de muertes en el área mayor de Toronto que se cree que es causada por la contaminación del aire es comparable a aquella causada por el cáncer de pulmón (1048) y de apoplejía (1347). Sahsuvaroglu y Jerret50 reportaron 374 muertes, 607 admisiones respiratorias a hospitales, y 2000 admisiones cardiacas en Hamilton durante 1997 debidas a la contaminación del aire.

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En Delhi, India, Pande et al.51 encontraron incrementos de más del 20% en enfermedades respiratorias crónico-obstructivas (COPD, chronic obstructive pulmonary disease). En promedio, un incremento de 100 μg/m3 en TSP se asoció con un incremento de 2.3 % en mortalidad. Aunque la contaminación del aire en Delhi parece tener menos impacto en la mortalidad, el número de años salvados por muerte evitada es mayor en Delhi que en las ciudades de Estados Unidos. En las ciudades de EE. UU., PM tiene su mayor influencia en muertes diarias entre personas de 65 años o mayores, mientras que en Delhi el impacto más grande ocurre en el grupo de 15-44 años. Esto implica que, en promedio, por cada muerte evitada asociada con la contaminación del aire, más años de vida pueden ser salvados en Delhi que en las ciudades de Estados Unidos. En Pekín, China, Xu et al.53 encontraron una asociación significativa entre niveles de SO2 y mortalidad diaria a lo largo de un año. El riesgo de mortalidad se estimó que crecería en un 11% cada vez que se duplicaran las concentraciones de SO2 (los promedios eran de 120 y 67 μg/m3 en 1998 y 2002 respectivamente). Una asociación significativa también fue encontrada entre TSP y mortalidad por Xu et al.53 Dong et al.55 encontraron una asociación estadística significativa entre niveles de contaminación del aire y mortalidad diaria durante 1990 y 1991. La influencia de TSP en pacientes con enfermedades respiratorias fue mayor que para otros pacientes. Los contaminantes del aire fueron especialmente dañinos para pacientes arriba de 65 años. Zhang et al.56 observaron correlaciones estadísticas significativas entre concentraciones de SO4

2- y mortalidad por todas las causas, así como en la mortalidad debida a enfermedad cardiovascular, tumores malignos, y cáncer de pulmón. Zhang et al.57 mostraron una asociación significativa del índice de la calidad del aire con la mortalidad, especialmente en el invierno y entre aquellos de 55 años o más con COPD y otras enfermedades respiratorias. Hallazgos similares, reportados por Chang et al.,58 mostraron un incremento del ~20% en la mortalidad por el COPD para un incremento de SO2 de 100 μg/m3 y de ~3% en muertes respiratorias por un incremento de TSP de 100 μg/m3. Xu et al.54 coleccionó datos de 1990 de un hospital comunitario en Pekín para valorar la asociación de calidad del aire con visitas diarias de pacientes ambulantes que no requirieran cirugía, y encontró asociaciones significativas con ambos niveles de SO2 y TSP. Chang et al.59 también encontraron asociaciones significativas entre concentraciones de contaminantes del aire y visitas de pacientes para resfriados, neumonía, y bronquitis en los niños de Pekín de 1998 a 2000. Wang et al.60 encontraron asociación significativa con SO2 y NO2. Zhang et al.61 atribuyeron un decremento en los niveles de capacidad vital y máxima ventilación voluntaria a altos niveles de TSP y NOx. Xu et al.62 reportaron que exposición a largo plazo de altos niveles de TSP y SO2 en Pekín estaba relacionada con una función pulmonar significativamente reducida en los adultos; las asociaciones eran más fuertes entre fumadores que en no fumadores. Exposición al TSP y al SO2, o a una mezcla de contaminantes más compleja, parece contribuir a un excesivo riesgo de nacimientos prematuros en Pekín. En un estudio de tipo cohorte,63 todas las mujeres embarazadas viviendo en cuatro áreas residenciales de Pekín fueron registradas y les fue dado seguimiento desde el embarazo temprano hasta el parto. Xu et al.63 encontraron una asociación significativa de la edad gestacional con los efectos de concentraciones de TSP y SO2. En Santiago, Chile, Sanhueza et al.64 encontraron que PM10 tiene la asociación más fuerte con mortalidad prematura, con asociaciones más bajas para O3 y SO2. Usando conteos diarios para muertes no accidentales en Santiago desde 1988 a 1996, Cifuentes et al.65 encontraron asociaciones significativas entre mortalidad y niveles de PM (materia particulada), con partículas mas finas siendo más importantes que aquellas más gruesas. La concentración de PAHs y la mutagenicidad de partículas en el aire en Santiago han sido investigadas y comparadas con aquéllas en Tokio.66 Ochoa y Roberts67 reportaron un estimado de riesgo de cáncer debido a la exposición de materia particulada suspendida en Santiago. Ilabaca et al.68 investigaron la asociación entre PM2.5 y visitas a hospital debido a neumonía y otras

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enfermedades respiratorias entre los niños. Un incremento en la mortalidad de los ancianos en São Paolo asociada con altos niveles de PM10 ha sido también documentada.70,71

Impedimento de Visibilidad La conexión entre contaminantes del aire e impedimento de visibilidad está relacionada en su mayoría a concentraciones de PM2.5, pero también está frecuentemente acompañada de altos niveles de otros contaminantes.72 La bruma urbana es el efecto más comúnmente percibido de las concentraciones excesivas. En Pekín, China, la visibilidad es frecuentemente baja, en parte debido a la relativamente alta incidencia de días nublados. No obstante, el cielo casi siempre es gris, incluso en la ausencia de neblina o nubes. Bergin et al.73 concluyeron que durante junio de 1999, partículas debidas a la combustión, más que el polvo que el viento levanta, fueron principalmente responsables de la degradación de la visibilidad. También está bien documentado que las tormentas de arena y polvo en Asia provocan pobre visibilidad durante la primavera.74 Song et al.75 desarrollaron ecuaciones de regresión para estimar el alcance visual como una función de concentraciones masivas de PM2.5. En Ontario, Canadá, el alcance visual sin el efecto de PM antropogénico se estima que es entre 86 y 120 Km.; el alcance visual se reduce a 35 y 50 Km. en la presencia de PM. Estos cálculos fueron basados en un promedio de niveles de 24 horas PM2.5 o PM10; los resultados varían con las estaciones, cambiando las concentraciones de PM, y niveles relativos de humedad.76

En Santiago, Chile, el estudio de contaminación del aire inició alrededor de 1980, cuando investigadores notaron días inusualmente brumosos durante el invierno. Estos estudios estaban relacionados con TSP y su caracterización química.77-81 Trier y Silva82 midieron las propiedades ópticas de PM en Santiago y encontraron coeficientes altos de extinción y absorción. Trier y Horvath83 encontraron alta variabilidad diaria en el coeficiente de extinción, de 0.018 Km.-1 en la mañana a 0.15 Km.-1 en la tarde, atribuyendo este resultado principalmente al cambio en la mezcla de altura y encontrando una alta correlación con niveles de TSP. Trier y Firinguetti84 realizaron una investigación de serie de tiempo sobre visibilidad. Horvath et al.85 encontraron alta variabilidad en el coeficiente de absorción óptica en una escala de tiempo de unas cuantas horas debido a los cambios en las condiciones meteorológicas. Concentraciones entre 1.3 y 25 μg/m3 de carbón negro (BC, black carbon) fueron estimadas sobre la base de absorción de luz observada. Gramsch et al.86 reportaron una fuerte correlación entre coeficientes de absorción ópticos y patrones de tráfico en Santiago. El máximo coeficiente de absorción ocurre frecuentemente durante la hora pico de la mañana (7:00-8:00 a.m.), con el valor más bajo encontrado ya sea muy temprano en la mañana (3:00-5:00 a.m.) o en la tarde (2:00-5:00 p.m.). El coeficiente de absorción también muestra una fuerte dependencia con las estaciones del año, con valores de 10-20 veces más altos en el invierno que en el verano. La mayoría de la absorción se atribuye a BC, principalmente de los escapes de los vehículos. Usando instrumentos ópticos de bajo costo, Gramsch et al.87 compararon el coeficiente de absorción con concentraciones de PM y carbón. Una “nube negra” frecuentemente ha aparecido sobre el Delta del Nilo y El Cairo, Egipto, durante octubre.88,89 Después de la cosecha de arroz, los granjeros queman el tallo del arroz para limpiar los campos para la siguiente cosecha. Hay un sistema prevalente de alta presión en las capas superiores del aire sobre el Delta del Nilo durante esos episodios. Cielos despejados por la noche también contribuyen a un decremento en la temperatura de la superficie, que lleva a una muy marcada inversión térmica.90 Reconocimiento aéreo fotográfico identificó la localización e intensidades de las emisiones.91 Construcciones hechas de tallos de arroz frecuentemente son impulsadas como una alternativa de uso del tallo del arroz que minimiza la combustión vegetativa.92

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Impactos Regionales al Ecosistema Deposición ácida y fija del nitrógeno. Los impactos adversos de ácidos que se forman de las emisiones de SO2 y NOx en lagos sensibles, arroyos, bosques, y tierras de cultivo han sido bien documentados.93 Un asunto relacionado involucra los efectos de fertilización causados por la deposición de especies de nitrógeno aéreas (PM NH4

+ y NO32- y sus precursores en la fase gaseosa) a suelos y aguas superficiales

que no son susceptibles a la acidificación. Combinado con el nitrógeno fijo y fósforo de los fertilizantes, los desechos animales, y fuentes de alcantarillado humanas, la deposición atmosférica de nitrógeno fijo puede sobre-fertilizar suelos, lagos, arroyos y estuarios, llevando a cambios en productividad primaria y, potencialmente, a eutrofización.94 La deposición de nitrógeno atmosférico puede incluso afectar el océano estimulando el crecimiento descontrolado de fitoplancton.95-97 Altos niveles de deposición de nitrógeno fijo pueden tener efectos significativos en la diversidad del ecosistema, incluso cuando las áreas receptoras de la deposición no están fuertemente acidificadas. Por ejemplo, Stevens et al.98 reportaron que campos ingleses sujetos a niveles crónicos a largo plazo de deposición de nitrógeno tienen significativamente bajos niveles de diversidad de especies que otros expuestos a más bajos índices de deposición; en promedio, para niveles de deposición de 17kg N ha-1 por año para Europa central, un 23% de reducción en especies de plantas fue encontrado.98 A medida que el número de vehículos motores en las megaciudades del mundo en desarrollo se incrementa, las emisiones de NOx se incrementarán dramáticamente;99 consecuentemente, el impacto de deposición de nitrógeno fijo en ecosistemas en cuya dirección sopla el viento puede esperarse que se incremente rápidamente. Daño fotoquímico oxidante. Oxidantes producidos fotoquímicamente y sus precursores frecuentemente producen altos niveles de O3 y otros oxidantes que se transportan de una ciudad a la siguiente, también afectando los suburbios, bosques y áreas agrícolas a altas exposiciones de oxidantes.99,100 Exposición a O3 y oxidantes fotoquímicos relacionados se sabe que dañan ambas, la vegetación nativa y agrícola.100 El daño por O3 puede afectar campos en áreas agrícolas impactadas por emisiones de ciudades principales en China.101,103 Cálculos modelo predicen nubes a escala semi-continental y continental de alto O3 en verano asociadas con emisiones industriales y urbanas de los complejos urbanos en el medio oeste y el este de los Estados Unidos, Europa central y occidental, y el este de Asia.104

Gregg et al.105 reportaron un mayor crecimiento de plantas en la ciudad de Nueva York comparado con el ambiente rural y atribuye los efectos a niveles mayores de O3 en el área rural. Fenn et al.106 documentaron el daño significativo a los bosques alrededor de la Ciudad de México causado por exposición a altos niveles de oxidantes fotoquímicos, principalmente el O3. Radiación fotosintéticamente activa. Modelos de análisis recientes demostraron el impacto de las emisiones de SO2 de megaciudades asiáticas en la contaminación regional. Altos niveles de SO2 y otros precursores gaseosos pueden resultar en altos niveles de PM fino; con las propiedades de absorción y disipación que significativamente influencian ambos los componentes directos y difusos de la radiación fotosintéticamente activa.107 De hecho, la bruma resultante sobre el este de China ha disminuido la radiación solar que alcanza la superficie desde 1954.108 Atenuación de radiación fotosintéticamente activa por ambos PM atmosférica y por PM depositada en las plantas puede significativamente impactar la radiación solar disponible para la fotosíntesis en regiones agrícolas de China.102,109

Cambio climático regional Emisiones de megaciudades también pueden jugar un rol en los impactos al clima a nivel regional. Altos niveles de GHG asociados con ciudades principales27 tienen un impacto directo en la fuerza radiante de los rayos infrarrojos globalmente.110 Es más, el poderoso pero de vida corta O3 tendrá un efecto regional más pronunciado.104

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PM fina puede tener un efecto directo en la fuerza radiante de onda corta al diseminar y/o absorber radiación solar. Observaciones satelitales muestran una reducción de albedo debido a la absorción de aerosoles y su impacto en la absorción de las nubes sobre regiones urbanizadas de China.111

Registros de la temperatura de la superficie en regiones urbanizadas de China108,112,113 e India113 muestran un enfriamiento medible desde los 1950s. Análisis de datos meteorológicos en regiones altamente urbanizadas de China demuestran tendencias significativas a la baja tanto en duración de luz solar (1% a 3% por década) y temperaturas máximas diarias (0.2-0,6 °C por década).108,112 Las tendencias de enfriamiento observadas son consistentes con los efectos anunciados por niveles elevados de hollín en PM fina,113 y son alcanzadas a pesar de un calentamiento general observado para la mayor parte del globo en el mismo periodo de tiempo. Altas cargas de PM que incrementan el número de núcleos efectivos de condensación en las nubes también influencian niveles de precipitación alargando el tiempo de vida de la nube y suprimiendo la lluvia y la nieve como resultado de crear más, pero pequeñas, gotas en las nubes. Observaciones satelitales muestran supresión significativa de lluvia en las principales ciudades.114 Altas cargas de PM con una fracción amplia de partículas de hollín absorbente se predice que reducirán nubes en la atmósfera debido a calentamiento absorbente de partículas en la nube,115 aunque el impacto sobre la cubierta de nubes también puede ser afectado por el incremento de circulación atmosférica.113

Sin embargo, otra consecuencia de transporte a grandes distancias involucra impactos sobre poblaciones urbanas de arena, polvo o humo que se origina más allá de los centros urbanos, dando pie a eventos episódicos de contaminación. Por ejemplo, tormentas de polvo y arena que se originan en las regiones secas del norte de China y Mongolia y que se vuelven hacia partes de China, la península Coreana, y Japón ahora tienen lugar casi cinco veces más frecuentemente que como fue en los 1950s. Estas tormentas de polvo también están creciendo en intensidad, y ocurren durante los meses de primavera a medida que las masas de aire de Siberia golpean desiertos y suelos hacia el este después del seco invierno continental.158 En abril de 2002, los niveles de polvo en Seúl—1200 Km. de la fuente—alcanzaron 2070 μg/m3. Los efectos en Pekín también son sorprendentes.159,160 Entre 1994 y 1999, el desierto de Gobi en China se expandió en 52,400 km2, moviéndose más cerca de Pekín. Cerca de 400 millones de personas están amenazadas por los desiertos avanzando cada vez más. Cerca del 30% del área terrestre de China es afectada por la desertificación causada por sobre-utilización del suelo para agricultura, arado, y deforestación. Las pérdidas económicas directas se estima que son de alrededor de 6 billones de dólares. China, Mongolia, Japón y Corea del Sur están uniendo esfuerzos por reducir este impacto. Respaldados por el Programa Ambiental de las Naciones Unidas, la Facilidad Global Ambiental, el Banco de Desarrollo Asiático, La Comisión Económica y Social de las Naciones Unidas para Asia y el Pacífico, y la Convención de las Naciones Unidas para combatir la desertificación, están poniendo un sistema de monitoreo y alerta temprana para polvo y tormentas de arena, que está orientado a estandarizar la recolección de datos y compartir la información a toda la región. Transporte global de contaminantes Observaciones satelitales, aéreas, y terrestres a través de la atmósfera global confirman modelos de simulaciones de que la contaminación del aire puede ser transportada sobre largas distancias, por ejemplo, desde el este de Asia hacia el oeste de los Estados Unidos, de Norte América a Europa, y de latitudes medias hacia el Ártico.116-120 Oxidantes troposféricos, cambios en la química de precipitaciones, y visibilidad reducida son ya asuntos de preocupación en la mayor parte del Hemisferio Norte.101,121,122 Globalmente, los actuales niveles de PM troposférica debidos a la contaminación y a O3 son contribuyentes significativos de la radiación “invernadero.”123-127 Cambios a largo plazo en las

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concentraciones globales de OH, y por lo tanto en la residencia atmosférica de varios gases, son una cuestión de gran interés pero altamente inciertos.128,129

Recientes campañas de campo han estudiado los contaminantes en la remota troposfera,130-133 el flujo del este de Asia,134-143 el subcontinente Indio,143 y Norte América.144-148 Numerosos estudios a escala regional han sido llevados a cabo en los Estados Unidos149-153 y en Europa154-157 que demuestran el enorme potencial contaminante de ciudades principales y regiones con “megalópolis,” así como el hecho de que cantidades significativas de contaminantes gaseosos y partículas finas pueden ser transportadas y detectadas en escalas intercontinentales. Estos descubrimientos han borrado la distinción entre calidad del aire (durante mucho tiempo habiéndose creído un asunto local o regional) y la química atmosférica global (enfocada en preocupaciones sobre cambio climático inducido por GHG, agotamiento estratosférico de O3, y capacidad oxidativa de la troposfera). Ahora es claro que los contaminantes globales y partículas finas dispersas de regiones altamente contaminadas pueden tener impactos significativos en escalas continentales o globales.28,117

Sin embargo, a la fecha, relativamente pocas mediciones han sido hechas en el flujo de megaciudades en latitudes tropicales y subtropicales. Dado los altos índices de crecimiento y la rápida industrialización y motorización de estas megaciudades en el mundo en desarrollo,27 es muy probable que el transporte regional e incluso intercontinental de contaminantes crezca rápidamente, representando incluso un reto mayor. CASOS DE ESTUDIO DE CALIDAD DEL AIRE EN MEGACIUDADES La calidad del aire en nueve centros urbanos se resume más abajo para identificar semejanzas y diferencias entre los problemas que son importantes para las megaciudades alrededor del mundo. El efecto combinado de emisiones naturales y antropogénicas (por ejemplo, industriales, del escape de vehículos, quema de combustibles vegetales, cocción, polvo resuspendido), características topográficas, y meteorología resultan en una significativa degradación ambiental. Cuenca de la Costa Sur, Los Ángeles, California El área metropolitana de Los Ángeles es la segunda área más poblada de los Estados Unidos, después del área metropolitana de Nueva York. La cuenca de multicondados de la costa sur (SoCAB, South Coast Air Basin) está rodeada por montañas en el este y el norte, y por el Océano Pacífico en el oeste y el sur. El área de la cuenca es ~17,500 km2 con una población de 16 millones. Durante el verano, la SoCAB está frecuentemente bajo la influencia de una inversión de subsidencia a gran escala que atrapa una capa de aire marino frío. Contaminantes emitidos de varias fuentes son empujados hacia la tierra durante el día por la brisa de la costa. Aproximadamente 10 millones de vehículos propulsados por gasolina y 250,000 propulsados por diesel viajan en la SoCAB, lo que (en conjunto con otros emisores) resulta en una pobre calidad del aire.161 PM10 ha decrecido durante la última década. Similarmente, las concentraciones de CO también se han reducido. El máximo de O3 para Los Ángeles ha disminuido de 500 ppm en 1980 a menos de 200 ppm en 2000, y el número de días sobre el estándar de O3 ha declinado desde 1975. Sin embargo, las concentraciones de O3 se han estabilizado recientemente y pueden incluso incrementarse como resultado del crecimiento poblacional, kilómetros adicionales viajados por vehículos, y un incremento en ventas de vehículos deportivos de bajo kilometraje por litro.162 Sin embargo, estándares federales/estatales fueron excedidos durante 2002 en uno o más monitores para PM10,PM2.5, O3, NO2, y CO, particularmente en la primavera y el verano.162ª Mientras que otras emisiones son controladas, emisiones no directamente relacionadas con el camino para PM2.5 están excediendo a aquéllas que sí lo son. Polvo de caminos pavimentados y sin pavimentar también es un gran emisor. Vehículos motores son la fuente más grande de

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VOCs, pero la evaporación de solventes, una fuente de área, es responsable por el 20% de las emisiones.162b Emisiones de NOx son dominadas por las generadas por caminos porque la SoCAB contiene pocas fuentes grandes y estacionarias, y requieren controles astringentes en aquellos que restan. Zona Metropolitana del Valle de México La Zona Metropolitana del Valle de México (ZMVM) atrajo migrantes de otras partes del país debido al rápido crecimiento económico a medida que la nación empezó a industrializarse. La población creció rápidamente, de 3 millones en 1950 a 18 millones en 2000, y ocupó terrenos cada vez más lejos del centro histórico. En la última mitad del siglo solamente, el área urbanizada de la región se ha incrementado 13 veces, de solamente 118 km2 en 1940 a casi 1500 km2 in 1995 (ver Figura 1). La expansión empujó la ciudad más allá del Distrito Federal hacia otras municipalidades del Estado de México, así como a algunas partes del estado de Hidalgo.11 El actual y proyectado crecimiento poblacional pone estrés en el balance ambiental urbano.163-165 La densidad de población de la ZMVM de 12,200 habitantes/km2 se encuentra entre las más grandes del mundo, pero la superan, por ejemplo, las ciudades asiáticas de Mumbai, Calcuta, y Hong Kong.166 Las densidades también han fluctuado en respuesta a esfuerzos esporádicos del Estado de México para controlar la expansión de asentamientos irregulares.166 El crecimiento poblacional también ha generado extraordinaria demanda para transporte, servicios de salud, y alojamiento.167

La ZMVM yace en una cuenca elevada a una altitud de 2240 m sobre el nivel medio del mar (NMM). La casi plana cuenca cubre ~5000 km2 de la meseta mexicana y está confinada en tres lados (este, sur y oeste) por cordilleras, con una amplia abertura en el norte y una más pequeña hacia el sur-sureste. Las montañas alrededor varían en elevación, con varios picos alcanzando casi 4000 m, pero el aire se encuentra a los 800-1000 m. Dos volcanes principales, Popocatépetl (5452 m) y el Ixtaccíhuatl (5284), se encuentran en la cordillera montañosa al sureste de la cuenca. El área metropolitana se encuentra en el lado suroeste de la cuenca y cubre ~1500 km2.167

La gran población de la ZMVM, 35,000 industrias, 3.5 millones de vehículos, topografía compleja, y meteorología causan altos niveles de contaminación. Las montañas, junto con las frecuentes inversiones térmicas, atrapan los contaminantes dentro de la cuenca. La alta elevación y la intensa luz solar también contribuyen a procesos fotoquímicos que crean O3 y otros contaminantes secundarios. Más de 40 millones de litros de combustible por día producen miles de toneladas de contaminantes. La contaminación del aire es generalmente peor en invierno, cuando la lluvia es menos común y las inversiones más frecuentes. Debido a la alta altitud, el aire de la ZMVM contiene ~23% menos oxígeno (O2) que en el nivel del mar. Consecuentemente, la combustión interna de los motores tiene que ser cuidadosamente ajustada a una apropiada relación de O2-a-combustible para minimizar la ineficiencia en la combustión y el incremento de emisiones.31,168 La gente a altas altitudes es más susceptible a enfermedades respiratorias que aquéllas a nivel del mar. Más aire debe ser inhalado para una cantidad equivalente de O2 a mayores altitudes, lo que causa una mayor dosis de contaminantes del aire.169

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Altas concentraciones de O3 se miden durante el año debido a que la latitud subtropical y la gran altitud son conducentes a los procesos fotoquímicos. Sistemas anticiclónicos de alta presión aparecen durante el invierno, resultando en vientos ligeros sobre la cuenca y cielos despejados. Esto conlleva a la formación de fuertes inversiones en la superficie por la noche que persisten durante varias horas luego de la salida del sol. Fuerte calentamiento solar del suelo genera una mezcla turbulenta que erosiona estas inversiones en la mañana, produciendo profundas capas límite por la tarde. Los contaminantes atrapados bajo la capa de inversión se mezclan con la capa convectiva, que puede alcanzar altitudes de 4 Km. Hay suficiente tiempo para la formación de O3 en la mañana antes del desarrollo de la capa convectiva debido a los altos índices de emisiones y la intensa radiación solar. Durante los meses húmedos (junio a septiembre), las nubes inhiben los procesos fotoquímicos y la lluvia remueve muchos gases y materia particulada; altos episodios de O3 son menos frecuentes. Vientos del norte cercanos a la superficie durante el día pueden transportar contaminantes hacia el suroeste, donde las concentraciones de O3 son más altas.170 La relación entre meteorología y O3 difiere por diferentes episodios.171-173

Las mediciones de calidad del aire por criterio de contaminantes se reportan como unidades IMECA (Índice Metropolitano de Calidad del Aire), que son la razón de concentración para estándares de calidad del aire para cada contaminante. Un programa de contingencia es activado cuando el valor de IMECAs excede un cierto umbral, actualmente 240 IMECA, o ~280 ppm de O3. Durante una contingencia, la

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actividad de las industrias contaminantes se reduce, la circulación vehicular es restringida, y las actividades al aire libre de los niños en las escuelas primarias son reducidas.174

La mejora más dramática en la calidad del aire de la ZMVM resultó de la remoción del plomo en la gasolina, lo que llevó a niveles más bajos en el aire y en la sangre humana. Las concentraciones de SO2 disminuyeron después de la reducción del contenido de azufre en el diesel y el petróleo pesado. La clausura de una gran refinería de petróleo también mejoró la calidad del aire. Las concentraciones de CO también se redujeron debido a que los convertidores catalíticos son requeridos en nuevos vehículos. La inspección y mantenimiento de los vehículos también tuvo un efecto, aunque es difícil documentarlo.175 Las Figuras 2 y 3 muestran tendencias a la baja para la mayoría de los contaminantes, pero PM10, O3, y NO2 no están decreciendo tan rápido como se deseara. Los estándares de PM10 y O3 son los que frecuentemente se exceden en la ZMVM. Inventarios de emisiones han sido desarrollados en la ZMVM desde 1986.176-178 Las razones de VOC-a-NOx M son ~3:1 ppmC/ppmNO en el inventario, pero son de 15:1 o más en el aire ambiental.174 Esto es consistente con modelos de emisiones inexactos que fueron descubiertos en California a principios de la década de los 90s.179-182 Inventarios de emisiones más recientes33,183-187 han sido desarrollados. La Tabla 4 muestra el inventario de emisiones para el año 2000. Hay diferencias substanciales en el inventario de emisiones reportado en los distintos años. Estos pueden ser explicados en parte a cambios de las emisiones en el tiempo, pero son el resultado, más bien, de diferencias en la metodología de inventarios de emisiones.174

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Área Mayor de Toronto y Región Central de Ontario, Canadá Ontario es la región más poblada de Canadá y su tercer provincia más grande, cubriendo ~1 millón de km2.188 La Región Central de Ontario (COR, Central Ontario Region) se extiende desde Long Point, en el sur, a través de las regiones del Niágara, Hamilton, y Waterloo, hacia el este del Área Mayor de Toronto (GTA, Greater Toronto Area). El área está limitada por los Lagos Ontario y Erie hacia el sur. En 2003, la población total de Canadá era de 31.6 millones, con 12.1 millones en Ontario, 7.3 millones en la COR, y 5.4 millones en el GTA.189,190 El ritmo de crecimiento poblacional para la COR se estima que será de ~1.5% de 2000-2010, con una densidad poblacional de ~50 hab/km2. El GTA tiene un promedio de densidad de población de 3000-4000 hab/km2 con un máximo de 6700 habitantes/km2.191

El clima en la COR es uno de los más agradables de cualquier región de Canadá, lo que ha contribuido a la industrialización y población del área.192 La región yace en el camino de muchas tormentas; sistemas de baja y alta presión pasando sobre el área producen amplias variaciones meteorológicas. Humedad de los Grandes Lagos en otoño e invierno incrementa la precipitación, mientras que el calor latente de los Grandes Lagos protege la región del frío invernal. En primavera y verano, las aguas más frías de los Grandes Lagos moderan el calor del aire tropical que se aproxima al área.193

Mediciones cada hora de PM2.5, O3, SO2, NO2, CO, y azufre fueron usados para estimar un índice de calidad del aire. El O3 fue responsable de casi todas las horas de pobre calidad del aire registradas durante 2001 en la COR. Desde 1971, concentraciones de SO2 y CO han decrecido en más del 80%. Concentraciones de NOx han decrecido ~49% en los últimos 26 años. Concentraciones actuales de SO2,

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NOx, y CO no exceden los criterios federales y provinciales de calidad del aire, pero PM2.5, PM10, y O3 están sobre ese criterio. Aunque el promedio de concentración de O3 varía en el tiempo, muestra un incremento general de 1982-2001.

La COR contribuye con más del 49% de las emisiones de NOx, VOC, y CO, mientras que el resto se origina en otras partes. Más del 58% de las emisiones de NOx y CO en la COR son de fuentes móviles, mientras que ~50% de las emisiones de PM y VOC son atribuibles a fuentes de área. La proximidad de la COR hacia la frontera la hace vulnerable al transporte de largo alcance de contaminantes desde los Estados Unidos. Entre enero y noviembre de 2003, hubo 53 días con índice de calidad del aire de más de 31 en Toronto, y 14 (26%) de ellos fueron causados por PM2.5. Hubo 77 de esos días en Hamilton, 46 (60%) de los cuales fueron causados por PM2.5.194 Concentraciones elevadas de O3 son generalmente registradas en días cálidos y soleados de mayo a septiembre, entre el mediodía y la tarde, con mucho del O3 originándose del transporte entre fronteras. Por el mismo uso de tierra, niveles de O3 en el sur de Ontario decrecieron del suroeste al noreste debido a la combinación de fuentes transfronterizas y meteorología sinóptica. En 2001, el transporte y la combustión de combustible fueron responsables de más del 50% de PM2.5 en Ontario y tanto como 90% de PM2.5 en las ciudades fronterizas puede ser transportado desde los Estados Unidos.195 Concentraciones de NOx no cambiaron significativamente de 1991-2001, pero han decrecido en general desde 1970.

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El sector del transporte en Ontario emitió ~63%195 del NOx y 85% del CO, con el nivel más alto de NO2 de 27.1 ppm registrado en Toronto, basado en estimados de 2001. El máximo promedio anual de CO fue encontrado en Toronto, mientras que el promedio más alto por hora fue registrado en Hamilton. Entre 1992 y 2001, el promedio anual de concentración de CO (basado en nueve sitios de Ontario) no mostró una tendencia (0.6-0.9 ppm), pero el promedio compuesto de máxima por hora decreció en 29%. Estas reducciones de CO ocurrieron a pesar de un 17% de incremento en kilómetros-vehículo viajados en el mismo periodo de 10 años. El sector de transporte fue responsable por ~29% del VOC antropogénico en Ontario en 2001, mientras que el uso de solventes en general sólo por 24% .195 Benceno, tolueno, y oxileno decrecieron en 1993-2001. Las principales fuentes de emisión de SO2 en la COR y a través de Ontario son industrias metalúrgicas tales como fundidoras de cobre y hierro y fundidoras de acero.196 Otras fuentes principales incluyen servicios públicos, refinerías de petróleo, y fábricas de papel y pasta de papel. Fuentes menores incluyen calentadores residenciales, comerciales e industriales. En 1995, orígenes puntuales contribuyeron con ~71% y 86% de las emisiones de SO2 en la COR y en Ontario, respectivamente. Similarmente, en 2001, ~83% de las emisiones de SO2 en Ontario fueron de fundidoras, servicios públicos, refinerías y principales sectores mineros. Históricamente, las concentraciones más altas de SO2 en la COR han sido registradas en la vecindad de grandes fuentes industriales locales. Lee et al.197 encontraron que el transporte a grandes distancias contribuye a la contaminación de SO4

2- dentro de la COR. La implementación de regulaciones en las operaciones de fundidoras y el programa gubernamental de “Countdown Acid Rain” (Cuenta Regresiva a la Lluvia Ácida) resultó en un decrecimiento significativo de emisiones de SO2 de 1991 a 1994, y ha permanecido constante. Delhi, India Delhi, la ciudad capital de la India, se localiza en la parte norte del país en una elevación de 216 m sobre el nivel medio del mar, con un área de 1483 km2.198,199 El río Yamuna y el final de la colina boscosa de Aravali son las características geográficas más significativas de la ciudad. El promedio anual de lluvia en Delhi es de 700 mm, tres cuartos de los cuales caen en julio, agosto y septiembre.200

En 1901, Delhi era un pueblo pequeño con una población de sólo 0.4 millones de personas. Su población empezó a incrementarse después de que se convirtió en capital de la India Británica en 1911. Cuando India consiguió su independencia en 1947, un gran número de gente migró de Pakistán y se instaló en Delhi. El crecimiento poblacional fue de 90% en la década de 1941-1951. La población de Delhi se incrementó de 4 millones en 1971 a ~14 millones en 2001.200 En 1965, Delhi tenía un cielo azul sin nubes; para los 1990s, la bruma era común y los niveles de contaminación altos, especialmente durante el invierno.201 Durante el mismo periodo, el número de vehículos se incrementó en más de 19 veces, de 0.18 millones a 3.46 millones.202 Cerca de dos tercios de los vehículos motores registrados son scooters de dos ruedas con motores de dos tiempos. El número de unidades industriales de pequeña escala creció de 8200 en 1951 a 120,000 en 1996.200

El clima de Delhi es semi-árido, con un verano extremadamente cálido, lluvia promedio, e inviernos fríos. El promedio anual de temperatura es 25.3 °C, mientras que las temperaturas mensuales promedian 14.3 °C en enero hasta 34.5 °C en junio.203 Durante el invierno, frecuentes inversiones de temperatura de superficie restringen la mezcla atmosférica; combinado con las emisiones provenientes del tráfico, esto lleva a altos eventos contaminantes en Delhi.203 Durante el verano, grandes cantidades de polvo llevados por vientos occidentales del desierto de Thar resultaron en un número elevado de PM.199 Estas tormentas

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de polvo son seguidas por la temporada de monzones, cuando cambian a una dirección de sureste,204 causando variaciones espaciales y estacionales en el perfil de contaminación. Nueve monitores de calidad del aire ambiental operan en Delhi,205 incluyendo cinco industriales y cuatro residenciales.206 La mayoría de las estaciones de monitoreo miden TSP, SO2, y NO2. Materia particulada de plomo, benzo-(a)-pireno, y O3 también se miden regularmente en una intersección principal de tráfico.205,207

La Figura 4 muestra tendencias de varios contaminantes. Promedios anuales de SO2 y NO2 frecuentemente exceden los estándares nacionales de 15 μg/m3 entre 1994 y 2003. En 1997, la media de 24-horas de niveles de NO2 excedió el estándar nacional de 30 μg/m3 en 8 de las 18 estaciones.208 Además, niveles anuales y mensuales promediados para TSP casi siempre han excedido los estándares nacionales. Mientras que los niveles ambientales de SO2 muestran una tendencia a la baja en Delhi (como se esperaría después de la introducción de combustible de bajo azufre), las concentraciones de NO2 han estado incrementándose desde 2001. La Tabla 5 muestra que las concentraciones ambientales de CO en Delhi han consistentemente violado el estándar de CO de 2000 μg/m3 para áreas residenciales. Durante 1997, niveles de O3 fueron de 150-200 μg/m3 para promedios de una hora y 100-200 μg/m3 para promedios de 8 horas.206 Varshney y Aggarwal198 y Sing et al.199 observaron promedios de una hora para concentraciones de O3 excediendo el estándar prescrito de la Organización Mundial de la Salud de 100 μg/m3 en varios lugares de Delhi. Comparado con otras principales ciudades indias como Bombay, Chennai, y Calcuta, la acumulación de contaminantes del aire en Delhi durante el invierno es más crítica.203

Varios inventarios de emisiones han sido desarrollados para Delhi.202,209-217 La Tabla 6 muestra emisiones vehiculares en Delhi y sus incrementos relativos al año base de 1990-1991. Dentro de la década pasada, las emisiones se han duplicado para SO2, e incrementado en 6 veces para NOx, CO, y HC, y casi 12 veces para TSP.

Pekín, China Pekín yace en la planicie norte de China. Otra ciudad grande, la municipalidad de Tianjin, se localiza al este de Pekín. Pekín cubre 16,810 km2 y las laderas del noroeste al sureste. Las montañas forman las fronteras al norte, oeste y noreste de Pekín, mientras que al sureste es una planicie que se inclina

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suavemente hacia la costa del mar Bohai. De tal forma que la región se comporta como un recogedor de polvo que acumula contaminantes del aire. Localizado en una cálida y templada zona, Pekín tiene un clima semi-húmedo con cuatro estaciones distintivas: primaveras y otoños cortos, y largos veranos e inviernos. Las temperaturas promedio varían de -6.4 °C en enero a 29.6 °C en julio, con precipitaciones anuales de 371 mm. La población de Pekín en 1970 era de 8.3 millones;25 al final de 2000, había registrado una población de 11 millones, aparte de los ~3 millones de residentes temporales. La ciudad está considerando restricciones en su futuro crecimiento. La zona urbana será limitada en espacio a 300 km2, y más de 20 pueblos serán construidos para reacomodar las industrias y la población. Al mismo tiempo, caminos serán pavimentados, cinturones verdes serán construidos alrededor del segundo y tercer anillo de caminos, y muchos jardines serán puestos en las afueras de la ciudad.

Rodeada por industria pesada, Pekín ha sido beneficiada por rápido crecimiento económico desde que la política estatal de reforma y apertura al mundo exterior se hizo pública en 1978. Un incremento rápido de la industria de alta tecnología también ha contribuido a su desarrollo económico. En los últimos 10 años, la construcción urbana ha florecido, con edificios altos hombro con hombro alrededor del segundo anillo de las carreteras periféricas, disminuyendo de ésta manera la dispersión de contaminantes del aire. En 2002, el PIB fue de 361 billones de yuan, y el PIB per cápita de 32,600 yuan (aproximadamente U.S. $3800).223

Los principales contaminantes del aire en Pekín son TSP/PM10, O3, SO2, NOx, y CO. La Tabla 7 muestra que los niveles de contaminantes han generalmente decrecido de 1998-2002, excepto por NOx, como se esperaría debido al cambio de combustible de carbón a petróleo. Pekín es la ciudad con la mayor población vehicular motora en China. En los meses cálidos, 55% de las emisiones de NOx y 61% de las emisiones de CO vienen de escapes de vehículos. En 1997, concentraciones de O3 excedieron el estándar nacional de 160 μg/m3 por 71 días entre abril y octubre. La concentración máxima de O3 fue de 346 μg/m3, más del doble que el estándar. A medida que la población vehicular alcanzó 1.35 millones en 1998, la concentración de O3 excedió el estándar en 101 días, 82% de los cuales ocurrió entre junio y septiembre, con una máxima de 384 μg/m3.

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Concentraciones elevadas de PM han sido encontradas en Pekín. Shi et al.224 reportaron algunos niveles de PM10 sobre 400 μg/m3 (promedio semanal), 655 μg/m3 (promedio c/12 horas), y 230 μg/m3 (promedio anual). El promedio anual de concentración de PM2.5 fue de 106 μg/m3, lo cual es aproximadamente siete veces más alto que el estándar nacional de Estados Unidos (NAAQS) de 15 μg/m3. He et al.225,226 midieron un promedio anual de concentraciones de PM2.5 variando de 37 μg/m3 a 357 μg/m3. Bergin et al.73 reportaron un promedio diario de valores para PM2.5 de 136 ± 48 μg/m3, lo cual es el doble del estándar de 24 horas en Estados Unidos de 65 μg/m3. Promedios diarios fueron de 513 ± 212 μg/m3 para TSP y 192 ± 47 μg/m3 para PM10, respectivamente.73

Las principales fuentes antropogénicas de SO2 son combustibles fósiles y combustión de carbón, la industria metalúrgica, y la manufactura de ácido sulfúrico. Entre 1994 y 2002, las emisiones de SO2 decrecieron de 360 a 190 millones de toneladas. Las principales fuentes de VOC son la combustión de combustibles fósiles (principalmente de estufas estacionarias y vehículos motores), el uso de solventes, las aplicaciones de pintura, las operaciones de desengrasado, el lavado en seco, la producción química, y el asfalto.227 Isopropeno y monoterpenos fueron las principales emisiones biogénicas, respondiendo por 48% y 22% de las emisiones de VOC, respectivamente.228 Mediciones de VOCs entre 1995 y 1999 indican que el benceno, tolueno, etilbenceno, y xileno (BTEX) fueron los principales constituyentes de VOCs

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ambientales en Pekín. Las concentraciones de BTEX se han incrementado considerablemente en años recientes como consecuencia del rápido crecimiento en los sectores industriales y de transporte: en 1999 el etilbenceno se incrementó por 220%, xilenos por 133%, y toluenos en 91%.229

La Tabla 8 muestra la contribución de diferentes fuentes a las emisiones y concentraciones de PM10, SO2, y NOx en Pekín. PM10 es contribuido principalmente por polvo fugitivo e industrias; principales fuentes de SO2 son calentadores e industrias, mientras que tráfico y actividades industriales fueron las fuentes más importantes de NOx.230,231

Santiago, Chile Santiago, la capital de Chile, ocupa ~135 km2 y tiene una población de 5.3 millones, lo que representa ~40% de la población de Chile. Se localiza en el centro del país a una elevación de 520 m sobre el nivel medio del mar, a la mitad de un valle y está rodeado por dos cordilleras: Los Andes y la Cordillera de la Costa. El clima en Santiago es mediterráneo: los veranos son cálidos y secos con temperaturas alcanzando los 35 °C. Los patrones topográficos y meteorológicos únicos restringen la ventilación y dispersión de los contaminantes dentro del valle, haciendo que Santiago sea particularmente susceptible a una calidad pobre de aire, especialmente durante el invierno (abril a septiembre). La contaminación en Santiago es el resultado de una economía en crecimiento, rápida expansión urbana, fuentes industriales, y un incremento en el uso de automóviles. Aunque la ciudad tiene un sistema de metro subterráneo manejado por el estado, coches y camiones se están volviendo cada vez más populares ya que el número de automóviles en Santiago se ha incrementado a casi 1 millón. La ciudad tiene también una numerosa flota de autobuses diesel que son pobremente mantenidos y contribuyen bastante a la contaminación del aire. Santiago se encuentra entre las ciudades más contaminadas del mundo y frecuentemente tiene alertas de calidad del aire y emergencias de contaminación. Desde principios de los 1990s, el gobierno chileno ha

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tomado numerosos pasos para mitigar los niveles de contaminación del aire. Estos pasos incluyen un sistema de alerta de contaminación basado en la máxima concentración de PM en el aire de la ciudad, y un calendario rotatorio que restringe el número de carros permitidos en las calles en ciertos días. Uno de los compromisos tomados por la administración actual es modernizar el sistema de transporte público de la región metropolitana. Santiago también se ha participado en el programa internacional de Ciudades Limpias del Departamento de Energía de los Estados Unidos para incrementar el uso de combustibles lternativos en el transporte público de Santiago.

go, mientras que Horvath et al.233b compararon la oncentración de hollín en interiores y exteriores.

s, como las principales fuentes de aerosoles carbonáceos en uestras de partículas finas en Santiago.

s eteorológicos. Los resultados se usan extensivamente para pronósticos de calidad del aire en Santiago.

variables meteorológicas usando persistencia, regresión lineal, y una red neural ulticapa.243

a Uno de los primeros estudios de calidad del aire en Chile fue una comparación de los niveles de contaminantes en Caracas, Venezuela, y Santiago, y la relación de esos niveles a condiciones meteorológicas.80 Estudios subsecuentes midieron los niveles diarios de contaminantes gaseosos,232 las partículas suspendidas,81 y el tamaño de su distribución.79 Contaminantes en agua de lluvia77 y composición elemental de TSP233a también fueron reportados. Trier y Silva82 encontraron altos coeficientes de extinción y absorción en Santiac En los 1990s, el número de publicaciones relacionadas con la calidad del aire se incrementó considerablemente. Romero et al.234 discutieron cambios en el uso de la tierra, ciclos estacionales y diarios del clima, y factores geográficos y culturales que contribuyeron a la contaminación. Rappengluck et al.235 discutieron la evolución de smog fotoquímico, que incluyó O3, NOx, y CO, nitrato de peroxiacetil, e hidrocarburos no metánicos, y estimó que más del 50% del máximo de O3 durante el día y casi todo el nitrato de peroxiacetil se forman dentro de la pluma contaminante urbana. Kavouras et al.236 reportaron un estudio de fuente para PM en Santiago. Basado en las cargas de PAHs y n-alcanos, cuatro factores (fuentes) fueron identificados: combustión a altas temperaturas, emisiones fugitivas de residuos de petróleo, fuentes biogénicas, y combustibles sin quemar. Los resultados de este estudio coinciden con los de Chen et al.237 Más estudios de Kavouras et al.238 reportaron contribuciones de fuente de PAHs en muchas ciudades de Chile y comparó los resultados con Santiago. Tsapakis et al.239 reportaron emisiones de motores en caminos y fuera de ellom El pronóstico de la calidad del aire es un tema importante en Santiago dado que durante el invierno restricciones son puestas en actividades de la ciudad debido a niveles de contaminación estimados. Rutlland et al.240 describieron las condiciones meteorológicas que activan episodios altamente contaminantes. El potencial de contaminación del aire se define en base a varios episodiom Pérez et al.241 desarrollaron un modelo de red neural para predecir concentración de PM2.5 en varias horas adelantado. Predicción de errores varía de 30% en las primeras horas a 60% para las horas sucesivas. Silva et al.242 extendieron el modelo para predecir PM10. Concentraciones de NO y NO2 en Santiago fueron predichas conm Jorquera et al.244 estimaron las tendencias y los impactos de políticas públicas en los niveles de calidad del aire usando datos de 1989-1998. Los decrementos anuales en concentraciones de PM10 fueron encontrados entre -1.5 y -3.3% mientras que el decremento para PM2.5 fue de -5 y -7%. Un enfoque de modelo de caja fue aplicado para SO2, NOx, y CO, incluyendo explícitamente el comportamiento estacional de variables meteorológicas. Los resultados muestran que las condiciones de dispersión en el verano y el invierno son 20-30% de los valores del verano, explicando la pobre calidad del aire en esas estaciones. Autos viejos y vehículos diesel contribuyen en más de la mitad de las emisiones de NOx y CO. Las concentraciones de

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SO2 ambiental son en gran parte dominadas por fuentes estacionarias.245 La importancia relativa de fuentes móviles para los niveles de PM2.5 ha sido duplicada en la última década, mientras que las fuentes stacionarias han sido reducidas a la mitad del valor de principios de 1990.246

la stación menos informativa con respecto a las variables bajo estudio, que fueron PM10, O3, SO2, y CO.

e so, Garreaud250 estudió las características de incursiones de aires fríos sobre la Sudamérica subtropical.

illones de habitantes en 39 municipalidades ubriendo ~8000 km2, dos tercios están urbanizados.

ósfera está ertemente cargada de aldehídos, en particular acetaldehído y formaldehído (HCHO).251,252

asolina/alcohol empezaron a ser producidos en 2003, y éstos se espera que ejoren la calidad del aire.

o de la ciudad, el rango de valores de NO2 es de 25-75 μg/m3, muy debajo el estándar de 100 μg/m3.254

e La posibilidad de construir un modelo para el pronóstico de SO2 ha sido investigada por Perez247a con persistencia, regresión lineal y un modelo tri-capa de redes neurales. El mejor acoplamiento se obtiene con una red neural que emplee concentraciones de SO2 cada 6 horas del día anterior más las variables meteorológicas pronosticadas como entrada. Usando un índice de efectividad multivariada, Silva y Quiroz247b encontraron que la red de monitoreo de calidad del aire puede ser optimizada excluyendo ae El rol jugado por el clima regional y global por la extensiva y persistente cubierta de estratocúmulos en la costa oeste de la Sudamérica subtropical también ha sido investigado.249 La estructura y evolución media fueron determinadas usando un análisis compuesto de 57 episodios durante 1991, 1993 y 1994. Aparte de São Paolo, Brasil São Paolo se encuentra ~60 km de la costa sureste de Brasil, a una elevación de 800 m sobre el nivel medio del mar. El área mayor de São Paolo tiene 18 mc El área metropolitana es hogar de una fuerte base industrial, que es responsable por el ~16% del producto interno bruto de Brasil. Además, la población vehicular se ha duplicado en la última década, alcanzando 3.5 millones; el transporte masivo no es eficiente y cubre sólo una pequeña área de la ciudad. Una fracción significativa de la flota de automóviles y autobuses tiene más de 10 años, con altos factores de emisión. El combustible usado en Brasil es en su mayor parte gasohol (gasolina con 23% de etanol), y una fracción pequeña de la flota de automóviles corre con puro etanol. Como consecuencia, la atmfu Concentraciones de HCHO en el centro de São Paolo varían de 4-8 ppm, mientras que las concentraciones de acetaldehído varían entre 6-11 ppm.251,254 Formaciones de O3 son significativamente afectadas por estas altas concentraciones de aldehídos. Emisiones evaporativas de estaciones de gasolina y de vehículos también son significativas. Automóviles con bajos factores de emisión que pueden funcionar con cualquier combinación de gm São Paolo sufre de una severa contaminación ambiental de PM10, O3, y aldehídos. Durante el invierno, capas poco profundas de inversión atrapan contaminantes dentro del rango de los 200-400 m durante varios días, resultando en concentraciones elevadas de contaminantes.253 Las concentraciones de SO2 ambiental son bajas, y la mayoría de ellas viene del contenido de azufre en el combustible diesel. El promedio de concentraciones de CO está en el rango de 2-4 ppm, pero en algunas áreas de mucho tráfico los promedios de 8 horas exceden los estándares de calidad del aire por 9 ppm. Como se midió en 33 estaciones de monitoreo dentrd

El estándar de 24 horas de 150 μg/m3 para PM10 se excede frecuentemente, principalmente durante el invierno; el promedio anual de concentraciones de PM10 alcanzó 75 μg/m3 en algunas estaciones. Las

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emisiones vehiculares son responsables por ~35% de PM10, mientras que las emisiones industriales son responsables de ~25%, polvo re-suspendido ~20%, sulfatos secundarios ~10%; otras pequeñas fuentes como la combustión de madera, incineración de basura, emisiones metalúrgicas, aerosol marino, etc., son responsables por el resto de PM10.255-257 El aerosol orgánico secundario es una fracción importante de

M2.5, como lo es BC, que es responsable del ~11%.

yor parte del área urbana es plana, pero hay desarrollo en áreas accidentadas en la parte sur e la ciudad.

gran número de pequeñas industrias altamente ontaminantes (ejemplo, productores de ladrillo y cal).

smo periodo, con ambos ontaminantes mostrando no conformidad con los estándares locales en 2002.260

el reemplazo de 1500 autobuses obsoletos por 709 nuevos, y na reducción de 26% en los viajes de auto.

ea mayor de El Cairo onsiste de El Cairo, Giza, y Kalubia, y tiene una población de más de 20 millones.

edio anual e precipitación es de solamente 22 mm, y el máximo mensual de ~7 mm ocurre en diciembre.

P Bogotá, Colombia Bogotá es la capital de Colombia y también su centro administrativo y político. En 2003, la población era de 6.5 millones, con una tasa de crecimiento de 2.4% anual. La densidad poblacional es de ~3700 habitantes/km2.258 La elevación de la ciudad es de 2640 m sobre el nivel medio del mar en la meseta más alta de los Andes Colombianos, y ocupa un área de 1732 km2. Montañas en el este y el sur bordean la ciudad; la mad Bogotá tiene un clima tropical de alta montaña, con una temperatura promedio de 14 °C. La estación seca es de diciembre a marzo, y las estaciones lluviosas de abril a mayo y de septiembre a noviembre. Durante agosto, hay usualmente mucho viento del norte. El clima está fuertemente influenciado por El Niño.258 Bogotá tiene ~900,000 vehículos privados,259 y un c Bogotá tiene una red monitora de la calidad del aire (DAMA, Departamento Técnico Administrativo del Medio Ambiente) compuesto de nueve estaciones. Aparte de parámetros meteorológicos, la red monitorea TSP, PM10, O3, SO2, NO2, y CO. Entre 1998 y 2002, la red de calidad del aire mostró reducciones en concentraciones anuales promedio de CO (-28%), NO2 (-13%), y O3 (-6%).260 Sin embargo, hubo un incremento del 12% en PM10 y un incremento de 15% en SO2 durante el mic

Bogotá opera el exitoso programa TransMilenio. El sistema de autobús de tránsito rápido (BTR, bus rapid transit) desplegado en este programa ha resultado en reducciones en tiempo de viaje y en costos operacionales, así como una reducción en accidentes de tráfico.261 Además, las reducciones de emisiones de contaminantes del aire han sido logradas como consecuencia de reemplazar una flota de tránsito obsoleta, realizando operaciones más eficientes de tránsito de autobuses y cambiando a transporte más eficiente. Hidalgo261 estimó las reducciones de emisiones de niveles base debido a la implementación del programa TransMilenio. El estimado asume u El Cairo, Egipto El Cairo, la capital de Egipto, es la ciudad más grande en África y el Medio Oriente. Está localizada en los márgenes e islas del Nilo en el norte de Egipto. La población de la aglomeración urbana de El Cairo es de 10.8 millones, y se proyecta que alcance los 13.1 millones para el año 2015.1 El árc El Cairo tiene un clima caliente, seco desértico. La temperatura promedio mensual varía de 14 °C en enero a 29 °C en julio. La máxima temperatura diaria puede alcanzar los 43 °C en el verano. El promd

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Aunque El Cairo mismo tiene solamente ~1000 años de antigüedad, partes de la metrópolis datan del tiempo de los faraones. El primer asentamiento musulmán de Egipto fue en Al-Fusat, ahora parte del viejo Cairo. El Cairo fue conquistado y controlado por un montón de invasores, incluyendo los mamluks, los turcos, y Napoleón Bonaparte de Francia. En el siglo XIX, uno de los soberanos de la ciudad, Khedive Ismail (1863-1879), buscó transformar El Cairo en una ciudad de estilo europeo. Esto, junto con la ocupación de El Cairo por los británicos en 1891, llevó al desarrollo de nuevos suburbios para egipcios ricos y extranjeros. Para principios del siglo XX, la mayoría de la actividad comercial estaba yéndose también a El Cairo moderno. La urbanización del área mayor de El Cairo ha sido facilitada por un

rograma extensivo de control de inundaciones y mejores instalaciones de transporte desarrolladas durante

o en el número de ehículos privados. El gobierno ha exacerbado esta situación gastando en puentes y pasos a desnivel, y

ntraciones ambientales de PM, O2, O3, NOx, y CO en El Cairo. Sin embargo, mediciones continuas de estos contaminantes necesitan

PMgruesa durante un estudio prorrateado e 1994 a 1995. El promedio anual de concentraciones de PM10 excedió el estándar NAAQS de 24 horas

lorar el impacto de varias fuentes (por ejemplo, fundidoras de plomo, vehículos motores, ombustión de petróleo, quema vegetativa, material geológico) en niveles de contaminantes

00, el promedio anual de niveles de PM10 y PM2.5 en los sitios más

plos últimos 30 años. El Cairo es la única ciudad en África con un sistema de metro. Aunque la conservación de tierra agrícola ha tenido una prioridad en las políticas de desarrollo egipcias, mucha de la críticamente necesitada tierra arable en El Cairo ha sido perdida al desarrollo urbano, la mitad del cual es ilegal; el resto son desarrollos planeados en el desierto. El Cairo tiene un tercio de la población de Egipto y 60% de la industria de esa nación. Es una de las ciudades más densamente pobladas, con una de las más bajas provisiones de espacio carretero per cápita y un crecimiento dramáticvfuertemente subsidiando el combustible, lo cual promueve el uso privado de vehículos. Las emisiones de la industria y de vehículos motores causan altas conce

263Sser conducidas para establecer el alcance del problema de calidad del aire. Los niveles de plomo en El Cairo están entre los más altos en el mundo, y se estima que causan entre 15,000 y 20,000 muertes al año, de acuerdo con un reporte de 1996 por la Agencia Egipcia de Asuntos Ambientales. Las concentraciones de materia particulada de plomo variaron de 0.5 μg/m3 en un área residencial hasta 3 μg/m3 en el centro de la ciudad, y los altos niveles de plomo fueron principalmente atribuidos a emisiones de vehículos motores.263 Sturchio et al.262 midieron plomo y TSP en 11 sitios; las concentraciones variaron de 0.08 μg/m3 a 25 μg/m3, respectivamente, en un sitio a 3 μg/m3 y 1100 μg/m3, respectivamente, en el centro de la ciudad. Debido a que El Cairo empezó a retirar la gasolina con plomo en 1996, Sturchio et al.262 concluyeron que las fundidoras locales emitieron la mayoría del plomo atmosférico. Rodes et al.264 midieron concentraciones de PM2.5 ydde los Estados Unidos de 150 μg/m3 en todos los sitios medidos. Para desarrollar e implementar una estrategia de control de contaminación en El Cairo y reducir el impacto en la salud de la contaminación del aire, el Proyecto de Mejora del Aire de El Cairo (CAIP, Cairo Air Improvement Project) fue establecido.264 Estudios de atribución fueron realizados como parte de este proyecto para vacambientales.266

El diseño de la red CAIP, y los resultados de mediciones de PM y plomo ambientales, fueron reportados por Labib et al.267 Para el periodo 2000-2001, altos niveles de PM fueron reportados para todos los sitios, con un promedio anual en los niveles de PM y PM generalmente excediendo 150 μg/m10 2.5

3 y 75 μg/m3, respectivamente. Niveles máximos de PM fueron observados en las áreas altamente industrializadas de la ciudad. A pesar de la introducción de combustible sin plomo, el nivel de plomo ambiental sigue siendo un problema muy grande. En 20

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contaminados excedió 20 μg/m3. Los niveles observados fueron reducidos en ~40% en 2001 a través de esfuerzos iniciados por CAIP. Para determinar las fuentes de episodios contaminantes, monitoreo intensivo de PM10, PM2.5, y VOC fue hecho de 6 a 8 sitios en el área mayor del Cairo durante el otoño y el invierno de 1999, y durante un periodo de verano en 2002.266 Componentes crustales de Si, Ca, Fe, y Al fueron significativos en todos los sitios. La mayoría del material crustal se encontró en la fracción de PMgruesa. OC y carbón elemental fueron componentes principales de PM en todos los sitios. Las fuentes más probables incluyen emisiones de automóviles, quema al aire libre, y combustión de combustibles fósiles. El promedio más alto de oncentraciones de VOC fue encontrado en un sitio de fuentes móviles: 2037 ± 1369 ppm durante el

otores; compuestos de C2 (ejemplo, etanol, eteno); propano; isobuteno; y n-utano, que vienen del gas natural comprimido (CNG, compressed natural gas) y gas licuado de petróleo

a gasolina—tolueno y benceno

calidad del ire que pueden ser resueltos, y el ciclo de administración se inicia de nuevo. Monitoreo continuo es

son responsables de la calidad del aire, pero no hay un modelo erfecto que pueda ser aplicado para formular una estrategia efectiva de control de calidad del aire. Es

de calidad del aire urbano más que enfocarse en algunos

e objetivos de calidad, diseño de redes y

cotoño y 1849 ± 298 ppm durante el invierno.266 Las variaciones temporales de VOCs fueron consistentes entre las seis ciudades durante el invierno. Los VOCs más abundantes fueron isopentano y n-pentano, los cuales están asociados con emisiones evaporativas de vehículos mb(LPG, liquefied petroleum gas). Metil terciaro-butil éter –un aditivo de ltambién fueron abundantes. Herramientas de Evaluación de Calidad del Aire para Megaciudades El manejo de la calidad del aire en las megaciudades se realiza en 4 etapas.268 La primera fase de la identificación del problema reconoce que la calidad del aire existente es inaceptable y determina la causa de los niveles excesivos. Habiendo determinado el tipo y la severidad del problema, se formula una política para resolverlo. Le sigue la implementación de esa política, en la cual las estrategias para reducir las emisiones son promulgadas y aplicadas. Asumiendo que el problema fue correctamente identificado y que la política apropiada ha sido formulada y exitosamente implementada, se consigue el control de la situación. Aunque el problema inicial puede haber sido resuelto, se requiere de capacidades administrativas para asegurar que el control de la situación persista. Cambios en las emisiones que afectan el área urbana y una definición más precisa del problema puede identificar nuevos asuntos dearequerido para la definición del problema y para mantener el control de la situación. A través de cada ciclo es esencial asegurarse que el público permanezca informado del estado de su calidad del aire. El diseño de controles de emisión requiere información detallada del status de la calidad del aire (provista por las redes de monitoreo) y de las principales fuentes de contaminación y su ubicación, caracterizadas en un inventario. La combinación de información de las emisiones mediante monitoreo y estimados junto con el conocimiento de características de dispersión para la ciudad y las transformaciones químicas de contaminantes, permite que modelos de calidad del aire puedan ser desarrollados. Tales modelos son herramientas poderosas para quienespimportante considerar una visión global contaminantes o problemas aislados. Redes de Monitoreo de Calidad del Aire Monitoreo ambiental en ubicaciones representativas de exposición es llevado a cabo para representar los efectos del agregado de todas las emisiones. El monitoreo es conducido para examinar los niveles excesivos de contaminantes, determinar el apego con los estándares, identificar y cuantificar las contribuciones de las fuentes, determinar exposiciones, evaluar la efectividad de las reducciones de emisiones, y realizar modelados de calidad del aire.269 Datos d

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estructuras de control, ubicaciones de monitoreo, instrumentación, operación y mantenimiento de

uy puntuales en el tiempo que pueden ser usados para entender la evolución y distribución de la

les. Pueden estar cerca de calles principales, en el centro e la ciudad, o en una ubicación de particular preocupación, como una escuela o un hospital. Estaciones

enerada por fuentes interiores, como los procesos de combustión de calentadores y la cocina, otras actividades diarias, como la limpieza. Por lo tanto, una evaluación integral de exposición en

alidad del aire han sido generados, el aseguramiento de calidad y los rocedimientos de control deben ser desarrollados y seguidos para asegurar que las mediciones obtenidas umplan con los niveles especificados de exactitud y precisión, y que aquéllos que no sean removidos

.

antes. Monitores de emisión continua para PM, SO2, y NOx han sido usados para muestreo de randes fuentes estacionarias, pero no son prácticos para los millones de fuentes móviles más pequeñas en

sistemas, aseguramiento de calidad y procedimientos de control, revisión de datos, validación de datos, y uso de datos varían dependiendo de los objetivos de monitoreo. Muchos sistemas de monitoreo están basados en recomendaciones en conformidad con EPA.270 Estos incluyen criterios de contaminantes regulados por Estados Unidos para PM (masa de TSP, PM10, y PM2.5), O3, SO2, NO2, y CO. Datos meteorológicos también deberían ser monitoreados concurrentemente en sitios de monitoreo. En algunas áreas, la visibilidad y deposición ácida también pueden ser importantes. Varios métodos diferentes pueden ser aplicados para estas mediciones que varían en complejidad, confiabilidad, y detalle de datos. Estos pueden ir desde simples técnicas de muestreo a analizadores continuos altamente sofisticados y sensores remotos. Evaluar cuál técnica de medición es la más apropiada depende del objetivo a través del cual las mediciones deben ser conducidas, así como los recursos disponibles para lograr este objetivo. Modernos analizadores continuos y sensores remotos son capaces de proveer datos mcontaminación. Sin embargo, la mayoría de estos instrumentos son costosos para comprar y mantener, y requieren soporte técnico considerable, que las más de las veces no está disponible en países en desarrollo. La selección de ubicaciones de monitoreo también depende de los objetivos de la red. Una razón primordial para monitorear contaminantes del ambiente es proveer información para estimar sus probables efectos, particularmente en la salud humana y ambiental; por lo tanto, las estaciones de monitoreo frecuentemente se localizan en centros poblacionadde monitoreo de fondo o limítrofes también son establecidas para determinar los contaminantes trasportados dentro y fuera de las megaciudades. En muchas áreas urbanas, los individuos pasan gran parte del tiempo en interiores, donde las concentraciones de contaminantes son a veces muy distintas de aquéllas que se experimentan fuera. La contaminación del aire en interiores puede ser generada por la penetración del aire de fuera. Puede también ser gyinteriores y exteriores permitirá que se apliquen los controles más apropiados, efectivos y equitativos a la exposición. Una vez que los datos de cpcmediante validación de datos Inventarios de Emisiones La forma más directa de confirmar que tecnologías específicas de control de emisiones están trabajando de manera efectiva es medir los cambios en el mismo ritmo en que los contaminantes son emitidos de sus fuentes relevguna megaciudad típica. Inventarios temporal y espacialmente promediados son construidos con este propósito. Los inventarios de emisiones tabulan las tasas de emisión de fuentes individuales y categorías de fuentes para los contaminantes de interés. Aunque los inventarios de emisiones son una herramienta esencial para

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manejar y regular la contaminación, grandes incertidumbres en ritmos de emisión, ciclos temporales, distribuciones temporales, e identificación de fuentes frecuentemente desconciertan el desarrollo de estrategias efectivas en costo. Inventarios de emisiones aplican un factor de emisión que representa la masa de emisiones por unidad de actividad (ejemplo, gramos de PM2.5 por kg de combustible consumido) multiplicado por un factor de actividad (ejemplo, kg de combustible vendido sobre un periodo de tiempo).

actores de emisión y niveles de actividad son altamente inciertos para los escapes de vehículos, una de

El rupo de factores de emisión e inventario de la EPA mantiene un inventario nacional que caracteriza las

de arriba abajo tiene un alor más allá de confirmar un inventario de emisiones de abajo para arriba. El modelo de receptor de

nes. Un número limitado de vehículos puede ser probado en el laboratorio, y rara vez los ehículos más pobremente mantenidos se prestan voluntariamente al experimento; vehículos de alta

mar distribución de vehículos altamente emisores en varias flotas de vehículos. Sensores remotos ópticos

Flas categorías de fuentes más grandes en el inventario de una megaciudad. Es esencial reducir estas incertidumbres para manejar la calidad del aire más efectivamente. La EPA publica inventarios nacionales para contaminantes criterio y contaminantes tóxicos del aire. gemisiones por criterio y los contaminantes peligrosos del aire. Aunque éstos contienen datos para megaciudades en los Estados Unidos, productos similares no son fácilmente obtenibles de otros países. Para estimar la precisión del inventario de emisiones es útil hacer un chequeo independiente con un método alternativo que pueda ser basado en estudios de fuente para modelado de receptores.271,272 usando razones de emisión, métodos multivariables, modelado inverso de calidad del aire, y modelos de equilibrio. Modelos de receptores relacionan emisiones particulares a perfiles particulares de fuentes. En tanto que un perfil de fuente no sea único (y muchos no lo son) o alguna especie de emisión pueda ser removida desproporcionalmente a través de una reacción química, deposición, o absorción, el análisis de fuente/receptor tendrá sus incertidumbres. El modelo de receptor de atribución de fuentes muestra directamente la importancia de las fuentes al problema de emisión, inclusive cuando los resultados sean un tanto inciertos. Frecuentemente, análisis de fuente/receptor puede identificar a una fuente que haya sido pasada por alto. El beneficio de un estudio inequívoco y fácilmente comunicadovatribución de fuentes ha encontrado grandes discrepancias entre las mediciones ambientales y los inventarios de emisiones para los escapes de vehículos y polvo del camino.272,273

Emisiones de Fuente Móvil. Modelos de emisión de fuente móvil274,275 incluyen el tiempo y los factores de emisión para vehículos mientras están estacionados e inmóviles, para la frecuencia de arranque en frío o en marcha, y para los vehículos en varias velocidades en lugares congestionados o no congestionados. Los factores de emisión son derivados de mediciones de laboratorio de emisiones evaporativas y de tubos de escape para conducción simulada manejando sobre un dinamómetro. Vehículos seleccionados para las mediciones vienen de muchos tipos de vehículos, tecnologías, y edades. Sin embargo, las emisiones de vehículos carreteros pueden variar por órdenes de magnitud de vehículo a vehículo incluso dentro del mismo tipo, tecnología, y edad debido al deterioro y rotura del sistema de entrega de combustible y de control de emisiovemisión están frecuentemente infra-representados en las muestras de vehículos que han sido analizados en el laboratorio.276

Sensores remotos han sido usados para estimar emisiones de vehículos carreteros, usualmente mientras los vehículos están siendo conducidos a bajo acelere. Una ventaja de esta técnica es la habilidad para medir un gran número de vehículos, aunque las mediciones de emisiones representan menos de 1 segundo de manejo para cada vehículo. La técnica ha sido usada para: 1) verificar la reducción de las emisiones de instalar catalizadores en los vehículos en la Ciudad de México,277 2) evaluar la reducción de emisiones en nuevos vehículos,278 3) servir como la base para estimar inventarios basados en emisiones,279 y 4) esti

280la

32


pueden detectar bajos niveles de emisiones de PM.281 El uso de sensores remotos no puede medir emisiones evaporativas, y emisores altamente evaporativos no han sido identificados con esta técnica. Sistemas de diagnóstico a bordo (OBD, on-board diagnostic) automáticamente monitorean y documentan problemas que llevan a un incremento de emisiones de vehículos individuales en una computadora a bordo. Sistemas OBD alertan al motorista encendiendo el indicador de malfuncionamiento para señalar la necesidad de reparación. La respuesta del motorista a la “indicación de que la luz de malfuncionamiento está encendida” está siendo estudiada, especialmente para vehículos que no están en garantía, en cuyo caso el motorista tendrá que pagar por el diagnóstico y la reparación. Sistemas nuevos de OBDII,282 instalados en vehículos estadounidenses desde 1996, monitorean emisiones evaporativas mejor que pruebas actuales de inspección, y el EPA está recomendando que OBDII sea usado para inspeccionar vehículos. El más nuevo sistema OBDIII conecta diagnósticos a bordo con comunicaciones inalámbricas

e tal forma que los sistemas de emisión puedan ser monitoreados en una planta central. OBDIII está

as de vehículos con mínima terferencia de otras fuentes y transformación atmosférica. Mediciones en túneles han llevado a

rización. Son frecuentemente usados como vehículos persecutores para obtener uestreos de vehículos individuales. Las mediciones hechas en el laboratorio diluyen el humo del escape

rgía de batería y pueden ser puestos en la cajuela o el asiento trasero del vehículo, con uestreo del tubo de escape o del humo diluido más allá del escape. Un programa cooperativo de

ecuentemente emitidas por combustión fósil. La detección de columnas mediante satélite puede

dsiendo evaluado en flotas de vehículos de alto kilometraje, especialmente taxis, en Los Ángeles y el área de la bahía de San Francisco.283,284

En estudios de caminos en túneles,285 monitores de la calidad del aire son desplegados dentro de túneles y a través de las carreteras para caracterizar emisiones integradas de flotinrevisiones de modelos de emisiones,286 determinado el efecto de gasolina reformulada en especies de HC emitido por vehículos,287 y cuantificado las emisiones de carbonilo y PAH. Laboratorios móviles son diseñados para medir los múltiples contaminantes mientras siguen a vehículos en el camino.288,289,289ª Estos sistemas juntan una porción de todo el humo del escape a través de una serie de instrumentos de caractemantes del análisis y el exceso de aire y la demora cambian el tamaño de las partículas dependiendo de las condiciones de muestreo. Sistemas portátiles de medición son usados en vehículos para medir emisiones en tiempo real.290 Estos operan con eneminvestigación está llevándose a cabo para examinar sistemas de medición portátiles comercialmente disponibles.291

Observaciones satelitales y aéreas. Aparte de las mediciones en tierra, observaciones de aviones y satélites son útiles para verificar elementos de inventarios de emisión y la ubicación y alcance de la contaminación del aire. Sensores multi-espectrales avanzados pueden cuantificar vestigios de concentraciones de gas y a veces relacionarlas a las fuentes. El experimento de monitoreo de ozono global (GOME, Global Ozone Monitoring Experiment) a bordo del segundo satélite Europeo de Sensor Remoto por parte de la Agencia Espacial Europea (ERS-2) provee mediciones espectrales continuas del nadir de radiación terrestre dispersa y radiaciones solares en el rango de la longitud de onda UV/visible. Las mediciones de GOME integraron concentraciones de columnas de SO2, NO2, y HCHO que son

292-294frrastrear transporte a grandes distancias de gases y partículas295-298 y ayuda a los investigadores a entender cómo las situaciones meteorológicas influencian la contaminación en escalas local, regional y global.299,300

El espectrómetro por escaneo de imagen para cartografía atmosférica (SCIAMACHY) de la agencia satelital europea Envisat detecta gases troposféricos y partículas de órbita LEO. El punto más pequeño de

33


pixel para SCIAMACHY (30 km X 60 km) es comparable con el tamaño de las megaciudades, ofreciendo la posibilidad de estimar el total de emisiones de estas grandes expansiones urbanas para crear y verificar inventarios. La gran resolución espacial del SCIAMACHY también crea una alta probabilidad de encontrar sitios en la tierra sin nubes. SCIAMATHY extiende el rango de espectrometría hacia el infrarrojo para proveer mediciones de concentraciones-columna para O2, O3, SO2, NO2, N2O, óx

301ido de

romo, H2O, HCHO, CO, CO2, CH4, otros gases, nubes, y PM. Validación de mediciones en aviones y con nuevos algoritmos de interpretación espectral,296 harán de los datos

megaciudades. Estándares ambientales deben también proveer una herramienta de manejo que ueda ser usada para progresivamente mejorar la calidad del aire y que al mismo tiempo sea un objetivo

dares son efectivos sólo cuando la conformidad con ellos es medida y

formación se sa subjetivamente, basándose en experiencia pasada. Modelos empíricos utilizan programas de

proyectarlos en el futuro. Modelos de transporte químico

atmosférica para estimar las concentraciones ambientales. Estos modelos pueden er usados para explicar episodios pasados, evaluar los efectos potenciales de diferentes estrategias de

red iincluye

s. Es capaz de correr los

bcomparaciones de modelos, junto satelitales una herramienta cuantitativa para la investigación de calidad del aire aérea y su manejo. Estándares de Calidad del Aire Los estándares de calidad del aire ambiental definen niveles de contaminantes que no deben ser excedidos si la salud pública debe ser protegida. Estos estándares requieren definición y justificación para niveles aceptables, promediado de tiempos, número permitido de excepciones, frecuencia de muestreo, métodos de medición, y sitios de muestreo. Todos estos componentes para el estándar de calidad del aire afectan el alcance del control de emisiones requerido. La mayoría de los estándares de calidad del aire son establecidos para prevenir efectos adversos en la salud humana para un contaminante en particular. Debido a que la relación de los contaminantes para la salud humana es incierto,302 la forma y nivel de los estándares ambientales varía de país a país, y esta variabilidad afectará los niveles de control aplicados en diferentesprealísticamente alcanzable. Los estánaplicada. Pronóstico de la Calidad del Aire El pronóstico de la calidad del aire303-305 utiliza modelos de fuente y receptor para estimar la severidad de futuros eventos contaminantes. Estos pronósticos son comunicados al público mediante los medios masivos para que puedan hacer decisiones sobre sus actividades diarias. La mayoría de los pronósticos producen estimados de uno a tres días de anterioridad de concentraciones de contaminantes. En pronósticos fenomenológicos, un experto familiarizado con información meteorológica y de calidad del aire pasada reconoce patrones que son conducentes a altos niveles de contaminación. Esta inuinteligencia artificial para reconocer patrones yjunto con detallados pronósticos meteorológicos también son empleados para el pronóstico. Modelos de Simulación de Calidad del Aire Modelos de simulación de calidad del aire306,307 combinan y sistematizan conocimiento de emisiones, meteorología, y químicas

ucc ón de emisiones, o hacer pronósticos de calidad del aire. Modelos de calidad del aire en uso común n los siguientes:

• Modelo de California/Carnegie Institute of Technology (CIT),308 que fue desarrollado y aplicado en la SoCB182 y la ZMVM.309 Este modelo utiliza el mecanismo de transformación fotoquímica SAPRC99310 o el mecanismo atmosférico de CalTech.311

• Modelo MODELS-3/CMAQ,312 es el modelo de la EPA en Estados Unidos, que ha sido adoptado ampliamente dentro de la comunidad modeladora de los Estados Unidomecanismos químicos CB-IV,313 RADM2,314 y SAPRC99.

34


•

• coplado MM5/Modelo Químico/Modelo de pronóstico e investigación del clima (MCCM, WRF-Chem),319 liga el modelo mesoescala meteorológico de quinta generación

ño de partícula. Para aerosoles inorgánicos, el módulo e equilibrio ISORROPIA312 es usado por los modelos CMAQ y CAMx. El modelo CIT incluye el

mico maestro (MCM, master chemical mechanism) está siendo construido usando un uantioso grupo de datos cinéticos y d ductos para los pasos elementales de reacción de los procesos

tre modelos de ronóstico de calidad del aire. Martilli et al.340 propuso una parametrización mejorada para superficies

megaciudades, para tomar en consideración la captura de

en ser plementadas, pero pueden ser clasificadas en 3 categorías principales: 1) regulaciones obligatorias

jor tecnología para modernizar fuentes existentes. Lloyd y Cackette342 notan que mites regulatorios de emisiones frecuentemente estimulan el desarrollo tecnológico, especialmente con

Modelo CAMx,315 basado en el anterior modelo UAM (Urban Airshed Model) que ha sido ampliamente usado en California y más recientemente en Houston, TX. Modelo Multiescala A

NCAR/Penn State Mesoscale (MM5)320 y modelos de química atmosférica. Este trabajo está siendo continuado con el desarrollo de WRF-Chem, que alinea al mecanismo químico RADM2 con el modelo WRF.

Modelos avanzados de calidad del aire contienen módulos para aerosoles orgánicos e inorgánicos usando representaciones modales y seccionales para tamadmodelo SCAPE2322 y el WRF-Chem utiliza el módulo de equilibrio MADE.323 Modelos secundarios para aerosol orgánico también difieren de los modelos CIT311 y CAMx324, mientras que los modelos CMAQ y WRF-Chem usan la formulación de Schell et al.325

Un mecanismo quíc e prode oxidación de los VOC.326,327 El proceso de oxidación de HC aromático está siendo mejor entendido,328-

333 llevando a actualizaciones del MCM que han sido evaluados contra simulaciones de mediciones en cámaras.296,334,335 Los modelos meteorológicos de MM5336,337 y CALMET338 generan campos tridimensionales de vientos a través de física básica y de observaciones. CALMET está mejor hecho para áreas sin terrenos complejos y con densas redes de mediciones meteorológicas. Para flujos complejos, por ejemplo en terreno montañoso o áreas costeras, CALMET puede ser usado como un filtro para combinar los resultados con modelos de pronóstico como el MM5 o RAMS339 con observaciones disponibles o con una interfase enpurbanas, que es especialmente importante enradiación y proyección de sombra junto con efectos de turbulencia basados en geometrías simples de edificios. MM5 está ahora en su más nueva versión y será reemplazado por WRF-Chem.341

Estrategias de Control de Emisiones Molina et al.,3 un suplemento en línea para este estudio, provee un resumen detallado de diferentes medidas de control que pueden ser aplicadas y que están siendo consideradas para las nueve megaciudades que son caso de estudio. Hay una amplia gama de formas en las cuales las mismas estrategias puedimbasadas en tecnología sobre procesos, combustibles y tratamiento de emisiones; 2) instrumentos económicos como incentivos, impuestos por emisión, compra-venta de emisiones; y 3) adaptación de políticas como la planeación del uso de suelo, desarrollo de infraestructura, y manejo de transporte. Controles regulatorios incluyen límites de emisiones impuestos en los vehículos y la industria. Estos usualmente se basan en limitaciones tecnológicas como la tecnología de control máxima disponible para nuevos emisores o melírespecto a las emisiones de vehículos. Instrumentos económicos aplican el poder del mercado para motivar el uso de tecnología y combustibles más limpios, y frecuentemente se basan en el concepto de “el que contamina paga.”

35


La modificación de la infraestructura puede ser aplicada a fuentes móviles y estacionarias. Trabajos de carretera y planeación del uso de la tierra pueden reducir las emisiones de fuentes móviles, como la onstrucción de anillos carreteros alrededor de áreas altamente congestionadas y contaminadas y el

er usados para reducir la exposición a los contaminantes, or ejemplo, al motivar inversión en industrias o su reubicación lejos de áreas residenciales.

cursos financieros, técnicos y humanos. Legislación ermitiendo multas efectivas para desalentar la violación de los límites de emisiones es esencial. Análisis

as han llevado reducciones de emisiones substanciales, muchas plantas “abuelas” siguen siendo grandes fuentes de

combustibles y tecnologías. En muchas megaciudades, reducciones en niveles de emisiones or vehículo han sido contrarrestadas por un incremento en el número de vehículos y mayor uso del

cdesarrollo de transporte público para reducir el uso de vehículos. Grandes fuentes de emisiones estacionarias pueden ser movidas fuera del área urbana, como ha sido hecho en Los Ángeles y la Ciudad de México.11 Instrumentos de política pueden sp Las estrategias más efectivas de manejo de la calidad del aire usan una combinación de estos enfoques junto con programas públicos, y aplicación a través de persuasión e incentivos, para producir una reducción equitativa y apropiada de emisiones. Regulaciones Basadas en Tecnología Marcos de trabajo administrativos y legislativos son necesarios para asegurar la adherencia a controles regulatorios de emisiones. Programas de monitoreo, reporte y auditoría para el control efectivo de fuentes frecuentemente requieren considerables repde costo asegura que las medidas apropiadas sean tomadas para que el costo de establecer, llevar a cabo y aplicar las regulaciones no sea desproporcionado a su beneficio. El análisis de costo también ayuda a escoger entre estrategias de reducción de emisiones alternativas o a determinar cuándo ya no es benéfico incrementar la rigurosidad de una estrategia. Un concejo de investigación nacional en Estados Unidos (NRC, National Research Council)342ª recomendó que las agencias regulatorias se enfoquen en grupos de contaminantes que vienen de las mismas fuentes en lugar que enfocarse en contaminantes individuales. Debido a que los contaminantes del aire son transmitidos de estado a estado a través de fronteras internacionales sin consideración por las fronteras políticas, el estudio recomienda que regulaciones futuras deban cubrir más allá de ciudades individuales, condados y estados. Para las megaciudades, esto se debe aplicar también para las naciones soberanas. El panel NRC notó que las regulaciones para nuevos coches y camiones ligeros han reducido las emisiones vehiculares en gran medida, pero menos progreso ha sido logrado en los Estados Unidos para reducir emisiones de camiones diesel pesados y viejos, vehículos no carreteros y automóviles con fallas. Aunque las regulaciones que gobiernan las nuevas plantas de energía y grandes fábricacontaminación. El estudio recomendó poner más énfasis en resultados medibles que en el proceso de crear planes a implementar. Es necesario un mejor monitoreo de emisiones para evaluar correctamente cuáles poblaciones se encuentran en mayor riesgo de tener problemas de salud debido a la contaminación y también para medir de mejor forma el éxito de las estrategias de control de contaminación. En los últimos 30 años ha habido mejoras radicales en combustibles y tecnologías, lo que ha contribuido a la reducción de la contaminación del aire. Sin embargo, hay limitaciones significativas en lo que respecta a mejoras en pmismo vehículo. Por esta razón, las emisiones de vehículos motores deben constituir un mayor foco de regulación en cada megaciudad. Afortunadamente, la tecnología de transporte está avanzando rápidamente, y las megaciudades en países en desarrollo pueden estar en posición de deshacerse de viejas tecnologías. Vehículos híbridos. California requirió que 2% de las ventas de vehículos tenga que ser de vehículos de cero-emisión para 1998. Se creyó que los vehículos eléctricos de baterías podrían satisfacer la necesidad,

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pero las baterías disponibles limitaron su alcance a apenas 100 km, y los vehículos no se vendieron. Sin embargo, investigación en baterías para vehículos creó la tecnología para usar baterías más pequeñas que podrán ser constantemente recargadas por un generador pequeño de gasolina. Estos vehículos híbridos de gasolina-electricidad han mostrado ser vehículos de casi cero emisiones, eficientes, y populares. A bajas velocidades, donde los motores de combustión interna son menos eficientes y más contaminantes, el híbrido maneja las ruedas con un motor eléctrico. A velocidades más altas, donde un motor eléctrico no tiene el poder suficiente, un pequeño motor de combustión interna provee de ayuda. El motor puede directamente girar las ruedas o hacer correr el generador para proveer electricidad. El Toyota Prius, que usa un motor de gasolina y uno eléctrico como propulsión, promedia 23.2 km por litro (88 millas por galón) —cerca del doble de kilometraje de un coche de gasolina comparable. Dentro de una década, la combinación gas-electricidad puede ser ofrecida en cada categoría de vehículos vendidos por un fabricante, desde subcompactos hasta camiones pickup de alto desempeño.343 Aunque el costo de un

ehículo híbrido es comparablemente más alto que el de un vehículo no-híbrido, el costo adicional es

mercado masivo en 2020. Sin embargo, De-icco et al. creen que las actuales fuerzas regulatorias y de mercado no son suficientes para resultar en

ica. Sin embargo, un análisis de eficiencia e energía de combustible fósil, de la fuente a las ruedas entre generación y entrega, no ve al H2 como una

e, el SCAQMD está

vrecuperado a través del tiempo mediante los ahorros del costo de combustible. Sin embargo, un gasto adicional puede ocurrir, posiblemente cuando el híbrido es adquirido por un segundo o tercer dueño, cuando las baterías necesiten repuesto. Actualmente las baterías están garantizadas para 100,000 millas, y el costo de reemplazo debe ser en el orden de reemplazar una transmisión. Toyota está llevando a cabo campañas de mercado para el gobierno mexicano y está probando el Prius para aprender cómo adaptar su desempeño para las condiciones de manejo de la Ciudad de México.344 El gobierno chino también está imponiendo estándares estrictos de emisión y economía de combustible para motivar a los fabricantes a introducir vehículos híbridos en sus áreas urbanas. Vehículos de Celdas de Combustible. Vehículos de celdas de combustible de hidrógeno (H2) reducen la contaminación del transporte debido a que la combustión de O2 y H2 crea sólo vapor de agua como producto de la emisión. Aunque el H2 pueda ser producido de un combustible fósil, el proceso de conversión del combustible fósil muy probablemente se llevará a cabo en una planta central donde los controles de emisión pueden ser más fácilmente aplicados, y a un menor costo que los controles vehiculares individuales. El H2 también puede ser producido mediante electrólisis de agua con energía de generadores solares o de viento, y esto puede proveer reducciones substanciales de emisiones de CO2 aparte de las emisiones de NOx, VOC, y PM2.5 que afectan ambientes urbanos y regionales. Uno de cada 14 vehículos en Japón puede usar celdas de combustible para 2020. En los Estados Unidos, la iniciativa presidencial de combustible de hidrógeno entrará en el 345

346Cla suplantación de los vehículos convencionales por celdas de combustible en los Estados Unidos, y que otras tecnologías serán necesarias para atacar los problemas de contaminación y de energía para el transporte durante las siguientes dos décadas. Aparte del desarrollo del vehículo mismo, los vehículos de H2 requerirán una nueva infraestructura de combustible. Una celda de combustible puede convertir H2 en energía eléctrica mucho más eficientemente que motores de combustión interna convirtiendo gasolina en energía mecándforma de reducir las emisiones de CO2 en los siguientes 20 años, especialmente comparado con las opciones tecnológicamente demostradas. Mejorar los motores a gasolina y diesel comunes y corrientes y las transmisiones, y expandir el uso de híbridos, reducirá mejor las emisiones de CO2 hasta que nuevos medios no-fósiles de generación de H2 sean costo-eficientes.347

Vehículos de motor de combustión interna propulsados con hidrógeno y vehículos híbridos. Mientras que los fabricantes de autos están avanzando en tecnologías de celdas de combustibl

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desarrollando tecnologías de rellenado de combustible de H2. Esto se ve como una tecnología intermedia,

nuclear, ninguna misión de CO2 sería creada. Si la electricidad fuera generada de fuentes renovables, por ejemplo, solar y

pas de Ox. Mayores beneficios y efectividad de costos son alcanzados por una reducción grande en el

gas natural muestra que autobuses Euro III sando combustible bajo en azufre con trampas de partículas de regeneración continua particuladasemiten

ás barato. Esto fue n factor en el reemplazo de autobuses de diesel con CNG en Delhi, debido a que el combustible diesel

on el mucho más barato y contaminante queroseno que se vende para

micos as regulaciones toman un enfoque de “comando-y-control” para las reducciones de emisiones.

que proveerá un incentivo para desarrollar tecnologías de almacenado y llenado de combustible de H2. El proyecto de motor de combustión interna de H2 convertirá 35 híbridos Toyota Prius para correr con H2 en lugar de gasolina, así como comparar las diferentes estrategias de llenado y métodos de producción de H2. El SCAQMD está compartiendo el costo del proyecto con un número de industrias. El Toyota Prius fue seleccionado para este proyecto como demostración debido a su avanzada tecnología híbrida. El H2 será provisto para estos vehículos a través de una variedad de métodos, pero principalmente a través de electrólisis, que utiliza electricidad y agua. Si la electricidad fuera de energíaeeólica, entonces no habría emisiones contaminantes. No se sabe si esto puede lograrse de manera costo-eficiente. Aunque el uso de fuentes renovables de energía es una estrategia costosa, el SCAQMD tiene la intención de demostrar varios procesos de electrólisis para avanzar la tecnología, mejorar la competencia, adquirir experiencia, y, entonces, reducir los costos para acelerar la comercialización.162

Combustibles de contenido ultra-bajo de azufre. Combustibles de contenido ultra-bajo de azufre (S < 10-15 ppmw) permiten mucha mejor tecnología de control de emisiones y resultan en menos contaminación de vehículos existentes. Este combustible permite el uso de filtros de partículas de diesel y tram

342,349Ncontenido de azufre que los obtenidos por reducciones incrementales en un periodo de años.350 Los beneficios en la salud humana y ambientales resultado de la reducción de azufre exceden los costos por un factor de 10.351 Sin embargo, la tendencia natural de los gobiernos consiste en proceder por varios pasos debido a que el financiamiento requerido para las mejoras a las refinerías de petróleo es costoso. Combustibles alternativos. LPG (una mezcla de propano y butano) y CNG (metano) están reemplazando a la gasolina y al diesel como combustibles en algunas megaciudades. Hong Kong convirtió toda su flota de taxis de diesel a CNG. São Paulo, Brasil, usa etanol que tiene un contenido más alto de O2 que la gasolina. LPG y CNG reducen emisiones cuando reemplazan combustibles líquidos de bajo grado en vehículos no sofisticados. La asociación internacional de vehículos de ubajo PM, pero las emisiones son todavía más altas que aquéllas provenientes de autobuses con combustible CNG, incluso cuando los autobuses CNG tienen catalizadores de oxidación o de tres vías. Emisiones de aldehídos y mutagenicidad fueron menores para los autobuses usando CNG. PAHs carcinógenos en emisiones de CNG no fueron detectadas.352

El uso de CNG como combustible también evita la adulteración con un combustible musolía frecuentemente mezclarse ccocinar. Brasil usa más etanol como combustible automotor que otros países debido a un subsidio para el etanol producido de la caña de azúcar. Aunque el etanol no tiene azufre y tiene bajas emisiones de PM y PAH, resulta en mayores concentraciones ambientales que el alcohol y los aldehídos.353

Instrumentos EconóLProgramas basados en el mercado son una alternativa para las regulaciones de comando-y-control354,355 ofreciendo una amplia gama de opciones para la reducción de emisiones que pueden ser ejecutadas entre un grupo de emisores. Éstos incluyen la compra-venta de emisiones y los costos asociados al congestionamiento vial.

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Compra-venta de emisiones. La compra-venta de emisiones ha sido aplicada ampliamente para reducir la utilidad de las emisiones de SO2 en Estados Unidos y está ganando puntos para el comercio global de CO2. Un grupo de fuentes emitiendo hacia una cuenca atmosférica puede ser capaz de reducir la cantidad de emisiones de manera más costo-efectiva al aplicar controles más rigurosos a algunas plantas y menos rigurosos a otras. La mejor manera de lograr esto es poniendo un tope en las emisiones para una región y destinando concesiones para las fuentes en esa región. Las concesiones pueden ser vendidas por fuentes que emiten por debajo de sus cuotas a aquéllas que emiten más. El precio de cada concesión dependerá del costo del control y del tope de todas las emisiones. Una fuente que instale controles de contaminación altamente eficientes tendrá exceso de créditos que podrá vender lo cual puede retribuir el costo del control. En algunos casos, los objetivos para la reducción de emisiones pueden cumplirse mejor cambiando el

roceso o intercambiando el combustible. La compra-venta exitosa de emisiones incluye los siguientes

isiones GHG. En un ercado “formal” de emisiones, un acuerdo internacional pone un límite de emisiones agregadas por un

informal,” un acuerdo internacional pone límites agregados y nacionales en las emisiones ero no asigna concesiones formalmente. Cada país debe alcanzar su cuota mediante contratos para

l Clean Air Incentives Market), que reemplaza ciertas regulaciones de omando-y-control con incentivos de mercado para plantas que cumplan con el criterio de inclusión.

se requiere que las emisiones tercambiadas sean mayores que el crédito recibido. Esto todavía reduce más las emisiones con cada

prequerimientos: 1) que las emisiones no sean un riesgo local de salud, 2) que las emisiones intercambiables estén medidas con precisión y las mediciones puedan ser sometidas a una auditoría, y 3) que los costos administrativos de operación del programa de compra-venta no sean excesivos (en comparación con el costo de administrar un programa de comando-y-control). Hay básicamente dos tipos de mercados internacionales para el comercio de emmperiodo de tiempo y asigna emisiones GHG entre los países participantes para ese periodo. Los gobiernos nacionales entonces asignan esas concesiones para los negocios dentro de sus países. Los emisores deben tener concesiones para cubrir cada unidad que emiten; pueden controlar emisiones, comprar concesiones adicionales si sus costos de reducción son altos, o venderlas si sus costos son bajos. En un mercado “p“servicios de reducción,” obtenidos ambos dentro y fuera de su territorio. Los emisores buscando invertir en servicios de reducción pueden hacerlo en su país de origen, y pueden también comprar “créditos” para reducir emisiones generadas en otros países, incluyendo aquéllos no sujetos a un programa de reducción.356 La SoCAB ha establecido créditos para SO2 y NOx bajo su programa Mercado Regional de Incentivos de Aire Limpio (RECLAIM, RegionacRECLAIM incluyó 335 plantas al final del año 2000. Más de (U.S.)$650 millones en créditos RECLAIM (RTC) han sido intercambiados desde la adopción del RECLAIM, de los cuales más de $48 millones ocurrieron en 2002. El promedio anual de precios para créditos de SO2 y NOx durante 2002 estuvieron debajo de $15,000 por tonelada.348

Créditos de reducción de emisiones pueden fijarse a menos de uno a uno;incompra-venta. Los topes de emisiones pueden decrecer con el tiempo para tomar ventaja de (o incluso forzar) mejoras en las tecnologías de reducción de emisiones. Las concesiones pueden ser también compradas con abogados ambientales y aquéllos permanentemente retirados, limitando por tanto de manera efectiva el límite superior del total de emisiones. Costo de las congestiones. Desde febrero de 2003, Londres implementó un programa que cobra a los conductores por cada vez que entran a la zona centro de la ciudad, similar a la cuota cobrada en los principales cruces por puente. Un área de 22 km2, 1.2% del área mayor de Londres, está sujeta al cobro. Esta zona de congestión siempre estuvo atestada con tráfico y también está rodeada con caminos en su

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perímetro que sirven como límite. El cobro por registro individual de vehículo puede ser hecho semanalmente, mensualmente, o anualmente. El cargo es aplicado a través de cámaras fijas y móviles que están conectadas a tecnología de reconocimiento de placas. Si no hay evidencia del pago de cinco libras a

medianoche, una multa de 80 libras se cobra al propietario del vehículo. Evasores recurrentes son

urante los primeros seis meses, el tráfico de vehículos de pasajeros decreció en 20% mientras que el uso

el uso de calles para evitar la congestión sea exitoso, el público tiene que apoyar el rograma. Estudios realizados y comunicaciones entre funcionarios de la ciudad y ciudadanos fueron

contratiempos. Se stima que los conductores gastaron 21.6 billones de litros de combustible, o ~60 litros por persona cada ño, en las 75 áreas estudiadas por el Instituto del Transporte de Texas.358 Anualmente, 3.5 billones de

estiones de tráfico. El costo total de congestión ha subido a casi

ria para ejorar la calidad del aire en una megaciudad al motivar a la gente a vivir más cerca de donde trabajan,

esarrollar redes de tránsito masivas convenientes y costo-efectivas, crear actividades económicas fuera de s industrias de manera estratégica.

d regional para los asuntos de ontaminación y transporte. En algunos países, debido al poco peso político dado a las cuestiones

ladesalojados o removidos. Excepciones y descuentos (promediando 6000 por día) son otorgados para vehículos militares, servicios de emergencia, taxis, y taxis con licencia, personas discapacitadas, autobuses, algunos vehículos con combustible alternativo, y algunos trabajadores de la salud. También hay un descuento de 90% para residentes de la zona de congestión. Dde autobuses se incrementó en 14% durante las horas pico. Los retrasos del autobús debidos a la congestión del tráfico decrecieron y las velocidades del autobús aumentaron, así como la confiabilidad del autobús en el tiempo de espera. Hay una preocupación acerca de un impacto financiero negativo en el sector de ventas local y en la actividad económica.357

Para que el cobro porphechos para lograr esto en Londres. Los ingresos son usados solamente para reducir la congestión y mejorar los caminos públicos y el transporte. Los pagos pueden ser ajustados si los niveles de congestión cambian, ya que el propósito del cobro de congestión es lograr una respuesta conductual del público siendo monitoreado. El costo de la congestión se estima como el costo del combustible desperdiciado al conducir a una velocidad menos eficiente, y por el tiempo perdido, comparado con un tráfico sin eahoras extra son causadas por cong(U.S.)$70 billones al año. Santos359 provee un enfoque diferente que ofrece estimados más bajos de los costos marginales de congestiones para diferentes tipos de caminos en el Reino Unido. Implementación de Políticas La creación de políticas urbanas es un proceso complicado que está más influenciado por factores políticos y sociológicos que por conocimiento científico. Buena planeación urbana es necesamdlas megaciudades para reducir los incentivos de migración, y situar a laDebido a los periodos limitados de gestión de muchos políticos y la falta de conciencia pública sobre los beneficios, mucho de esta política está siendo dejada al azar más que a una planeación cuidadosa. BARRERAS PARA EL MANEJO DE LA CALIDAD DEL AIRE Los 9 casos de estudio de manejo de calidad del aire en Molina et al.3 muestran que la capacidad institucional para controlar la contaminación está íntimamente ligada a la capacidad financiera. Las agencias de planeación ambiental se encuentran con presupuestos inadecuados para acometer los mandatos estatutarios. Hay conflicto de intereses entre diferentes instituciones del gobierno; este tipo de conflictos requieren en su mayoría ser resueltos a través de medios políticos. Las megaciudades usualmente tienen múltiples gobiernos municipales con ninguna autoridac

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ambientales, es difícil acometer la contaminación del aire cuando hay otras necesidades más urgentes. Cuando las políticas económicas y ambientales entran en conflicto, el desarrollo económico tiene más influencia. Instituciones metropolitanas con presupuestos independientes son esenciales para implementar políticas efectivas, a veces impopulares, para controlar la calidad del aire. Sin embargo, al incrementarse el bienestar económico de los habitantes de una megaciudad, también lo hace su preocupación acerca de su ambiente, incluyendo el aire que respiran y que frecuentemente ven. En los Estados Unidos, especialmente en California, los ciudadanos han expresado su deseo de aire limpio. El gobierno de Hong Kong ha respondido prontamente a las preocupaciones de sus ciudadanos cuando la calidad del aire ha sido vista como inaceptable. En Bogotá y Santiago, la participación de los interesados proveyó soporte a las medidas adoptadas en el interés público. En la Ciudad de México, sin embargo, los ciudadanos han mostrado una actitud fatalista hacia el problema de la contaminación y han sido reacios a presionar al gobierno para que actúe, excepto a principios de los 1990s, cuando la calidad del aire estuvo en su peor momento. Mientras que el sector de transporte y otros grupos de presión tienen fuertes

tereses, los consumidores no se han organizado para demandar un servicio de transporte eficiente,

tándares de emisiones, inventarios de emisiones, y redes de monitoreo. Las capacidades de onitoreo y modelado son débiles y hay una falta de investigación en los efectos sobre la salud. Aunque uchas organizaciones internacionales pueden proveer asistencia técnica, es mejor si grupos locales

problema de contaminación ambiental. En el largo plazo, el

n áreas urbanas contiguas que son imanes para el crecimiento debido a la oncentración de actividad económica, servicios, y oportunidades. Las áreas urbanas están creciendo más

pueden dañar los ecosistemas de bosques, lagos, y ríos, y también han ido culpados por dañar edificios y estatuas en ciudades. SO2 y NOx pueden ser generados cientos de

inseguro, y limpio. En El Cairo, como en muchas megaciudades de bajo ingreso, la mayoría de la población está luchando para sobrevivir y la contaminación del aire no es una prioridad de orden mayor. Aunque la gente más rica en estas ciudades está consciente y preocupada por la contaminación del aire, también está preocupada de que la infraestructura no sea capaz de lidiar con este problema. Muchos países han tenido ideas para controlar el problema de contaminación del aire, pero no tienen el entrenamiento técnico para definir e implementar estas ideas. No tienen suficiente información para establecer esmmconvencen a sus gobiernos de que hay un desarrollo de capacidades será más efectivo para remover las barreras que la ayuda técnica de fuereños al corto plazo. RESUMEN Y PRONÓSTICO FUTURO Aunque las megaciudades se definen como aquéllas con más de 10 millones de habitantes, hay más de 100 ciudades a nivel mundial que tienen el mismo tipo de problemas, y podrían incluso ser clasificadas como megaciudades. Éstas socrápido que las áreas no urbanas, y altos niveles de contaminación acompañan a este crecimiento. Sin embargo, debido a lo denso de las poblaciones, incremento de riqueza, y gobiernos centrales, las megaciudades pueden implementar políticas para minimizar la degradación ambiental, incluyendo la contaminación del aire. La contaminación del aire afecta adversamente la salud humana a través de los sistemas respiratorio y cardiovascular. Estudios de la salud a través del mundo han alcanzado conclusiones similares: PM, O3, y otros contaminantes del aire atacan los sistemas respiratorio y cardiovascular y están asociados con mortalidad prematura así como con enfermedades. SO2 y NOx son los precursores principales de la contaminación por lluvia ácida yskilómetros más allá de las áreas afectadas por lluvia ácida. Prácticas agrícolas como “corta y quema” generan humo y son precursores de smog fotoquímico. Estas emisiones añadidas a las emisiones de

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centros urbanos ha llevado a la degradación de la calidad del aire en escalas regionales y también a potencialmente afectar el clima. Reducir el azufre en combustibles y tratamientos post-combustión en escapes son estrategias que han minimizado el azufre en el aire en prácticamente todas las ciudades del mundo desarrollado, así como en muchos centros urbanos del mundo en desarrollo. Mucho ha sido aprendido acerca de reducir las emisiones de precursores de smog fotoquímico—NOx y VOCs—de vehículos motores y actividades industriales. Tecnologías limpias y eficientes han llevado a emisiones de precursores de smog 50-100 veces más pequeñas comparadas con coches viejos sin controles de emisión. Sin embargo, el mantenimiento apropiado de vehículos con controles de emisión, incluso los coches más nuevos, es un asunto importante porque cuando el control falla las emisiones se incrementan. El mantenimiento de los vehículos es costoso y establecer regulaciones y aplicarlas para un gran número de vehículos es difícil, particularmente en lugares donde la población tiene recursos económicos limitados. Materia particulada fina y VOCs tóxicos son emitidos de vehículos diesel, especialmente aquéllos que son viejos y no están ien mantenidos. Nuevas tecnologías de control de emisiones recientemente han sido desarrolladas para

ntaminantes del aire. Una manera de ducir la congestión es limitando la circulación de vehículos. Londres ha empezado a hacer esto al cobrar

ehículos sólo durante horas ico, está siendo implementada en Bogotá, Santiago, y São Paulo.

as bases científicas de la contaminación del aire han progresado a un ritmo constante en las décadas

así como la composición y tamaño de partículas suspendidas. Tales datos n precisos en tiempo, permiten una correlación cercana de precursores fotoquímicos, intermedios y

breducir la materia particulada de vehículos diesel, aunque estás tecnologías requieren de combustible de azufre ultra-bajo, que es más caro producir. Nuevos autobuses urbanos diseñados para usar gas natural tienen bajas emisiones de PM, pero pueden emitir altos niveles de combustible no quemado o parcialmente quemado. Conversiones de vehículos existentes para usar gas natural o LP deben ser hechas correctamente para lograr las bajas emisiones. Una variedad de medidas han sido aplicadas para reducir las emisiones de los vehículos además de la mejora de motores y controles de escape. Algunas de estas medidas también son dirigidas a reducir la congestión de tráfico, que también exacerba las emisiones. Además, gente usando o viviendo cerca de caminos congestionados ha incrementado su exposición a los corepeaje a los vehículos entrando a ciertas partes de la ciudad. Otro ejemplo es el programa “hoy no circula,” que puede tener consecuencias no intencionadas si no se diseña apropiadamente. En el área de la Ciudad de México, parece que ha provocado la compra de un segundo vehículo, frecuentemente más viejo y más contaminante. Una estrategia más efectiva, restringiendo la circulación de vp Dado el crecimiento esperado de población urbana en las siguientes décadas, el crecimiento continuo en el número de vehículos pondrá un reto enorme en la administración de las megaciudades, especialmente en las naciones en desarrollo. Estrategias efectivas en el control del crecimiento vehicular e intensidad del tráfico en algunas ciudades puede ser adoptado por otras con retos similares. Conocimiento Científico Lpasadas debido a mejoras en la capacidad de medir contaminantes, precursores, y reactivos intermedios. Esta información ha facilitado el desarrollo de mejores modelos computarizados de los complejos procesos fotoquímicos que causan la formación de ozono, otros oxidantes y materia particulada secundaria. Estos avances científicos motivan mayor investigación para obtener un mejor entendimiento de cómo la contaminación del aire se forma en las megaciudades y cómo mejor controlarla. La campaña del 2003 de la ZMVM demostró que es ahora posible medir en tiempo real, esto es, en una escala de tiempo de segundos, las concentraciones en fase gaseosa de varios intermedios clave en la formación de smog fotoquímico,ta

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productos y proveerá un mejor entendimiento de procesos fotoquímicos íntimamente ligados. Por otro

AHs absorbidos en el hollín, así como algunos etales pesados contenidos en partículas finas, son posibles culpables, aunque es probable que una

in embargo, debemos hacer notar que lo suficiente se sabe ahora para ampliamente justificar las medidas

zar la calidad del aire n una escala global. Tales mediciones constituyen un reto: la residencia atmosférica relativamente corta

les (de días a meses) requiere frecuentes mediciones y buena

l traer expertos nacionales e internacionales de clase mundial en ciencias, ingeniería, economía, y otras ciencias

líticos, científicos, cnicos, sociales y económicos. Las barreras sociales, económicas y políticas que caracterizan al roblema de las megaciudades tendrán que ser reconocidas y analizadas. Una estrategia para vencer esas

lado, todavía existe mucho por aprender acerca de los complejos procesos químicos que caracterizan la oxidación atmosférica de todos salvo el más simple de los hidrocarburos. Investigación de laboratorio y cálculos químico-cuánticos deben ser conducidos para elucidar estos mecanismos en fase gaseosa de oxidación a un nivel molecular. Además, se requiere elucidar mejor los procesos que llevan a la formación, evolución química, crecimiento y remoción de partículas atmosféricas—en particular aquéllas que contienen especies orgánicas debido a su importancia para la salud humana y el cambio climático. Aunque está bien establecido que la materia particulada atmosférica—PM10 y PM2.5—tienen fuerte impacto en la salud humana, un vacío importante existe en nuestro conocimiento de la identidad química de las partículas que de hecho producen el daño. Químicos orgánicos como los Pmvariedad de compuestos sean dañinos. Mayores desarrollos en laboratorio e instrumentos de campo para caracterización en tiempo-real de partículas darán grandes dividendos científicos. Tampoco se sabe qué rol juegan parámetros físicos, incluyendo tamaño de partícula, área de superficie, o masa de partícula en la degradación de la salud humana. Avances en estudios de la salud requerirán una colaboración cercana entre epidemiólogos, fisiólogos y científicos atmosféricos. Sde control de emisiones para reducir los niveles ambientales de contaminantes del aire que exceden los estándares actuales. En muchas ciudades del mundo en desarrollo, las concentraciones de muchos contaminantes no son rutinariamente medidas, incluso cuando las concentraciones se sabe que son, o se sospecha que son, altas. De tal forma, hay una necesidad apremiante para empezar a monitorear los niveles de contaminación del aire en estas ciudades. Campañas de mediciones de campo enfocadas en la caracterización de la salida de contaminantes del aire de megaciudades tienen que ser llevadas a cabo para evaluar su impacto regional y global. También hay una clara necesidad de establecer programas de medición a largo plazo para caracteriede especies como el ozono, NOx y aerosocobertura espacial, en contraste con especies de larga vida, como el CO2 y los clorofluorocarbonos, cuya concentración global puede ser caracterizada con menos de una docena de estaciones propiamente localizadas. Un mejor entendimiento de los efectos potenciales de las partículas atmosféricas, particularmente aquéllas que contienen carbón negro u hollín, también es requerido. Investigación Interdisciplinaria Para acometer los apremiantes problemas ambientales que confrontan las megaciudades, es esenciaasociales y políticas para lograr una investigación colaborativa que lleve a ambas evaluaciones holísticas de los complejos problemas ambientales y el desarrollo de soluciones prácticas. Esto necesariamente involucrará interacciones cara a cara entre todos los interesados relevantes, incluyendo a los líderes cívicos responsables de la protección de la salud de la población de una megaciudad. Soluciones costo-efectivas a tales problemas solamente pueden ser desarrolladas a través del desarrollo de consensos. La metodología adoptada debe ser multidisciplinaria, tomando en cuenta aspectos potép

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barreras—que podría incluir apoyo, presión pública, educación, etc.—tendrá que ser desarrollada

a omunicación con el público. Ejemplos exitosos de este método se encuentran en Los Ángeles y Bogotá.

onales, asegurando que el financiamiento se encuentre isponible y sea apropiadamente asignado, así como incrementar la coordinación local, estatal y federal.

de las megaciudades, particularmente donde el cambio conómico y social es rápido. Liderazgo político es necesario para atravesar jurisdicciones en conflicto o

periencias en algunas ciudades (como Bogotá y Santiago)

n con éxito. Muchas olíticas no funcionaran a menos que los interesados tengan propiedad y compartan la responsabilidad

ticipación de las partes interesadas también puede proveer apoyo para

conjuntamente con los interesados relevantes. Además, varias actividades de investigación, análisis financiero, interesados, y expertos en los sectores académico e industrial, tendrán que ser requeridos para exitosamente desarrollar e implementar planes de mejoramiento de la calidad del aire. Mejoras Institucionales La mayoría de los problemas ambientales sólo puede ser exitosamente resuelta estableciendo una fuerte autoridad comprometida a reducir la contaminación. Además, progreso substancial requiere buencDeficiencias en el manejo de la calidad del aire también son exacerbadas por un lapso de integración de relevantes políticas metropolitanas para transporte, uso de tierra y calidad del aire, y falta de conexión con la población afectada, fuentes de energía, y otros factores urbanos clave. Una fuerte voluntad política será esencial para desarrollar las mejoras institucid La contaminación del aire es transportada de estado a estado y a través de fronteras internacionales. Por eso, agencias de control de la calidad del aire deben ser dotadas de mayor responsabilidad estatutaria y autoridad para lidiar con esos problemas en un contexto regional, y la coordinación y colaboración internacional deben ser fuertemente motivadas. Regulación y Aplicación Un resultado importante de las megaciudades que son casos de estudio es la importancia de la aplicación de las estrategias de control de emisiones. La legislación es importante, pero la aplicación también es necesaria. Si reducir la contaminación del aire no es una prioridad para una megaciudad, muy seguramente se volverá un problema que empeorará. Muchos países en desarrollo tienen regulaciones extensivas en contaminación, que frecuentemente no son aplicadas efectivamente debido a la falta de instituciones apropiadas, sistemas legales, voluntad política, y gobierno competente. Desafortunadamente, las instituciones políticas y administrativas establecidas son usualmente obsoletas para lidiar con estos problemas que ocurren con la expansión eredundantes, y horizontes reducidos. Exmuestran que paquetes de medidas de transporte radicales e integrados, basados en el manejo del espacio carretero y en la atribución de un rol realzado para sistemas de autobuses de alta calidad y de transporte rápido pueden traer eficiencia y equidad y ser económica, ambiental, y socialmente sustentables. Pero esto no es posible sin un fuerte liderazgo político. Involucramiento de Partes Interesadas En décadas pasadas, ha habido significativos cambios políticos con profundas implicaciones para las áreas urbanas y el ambiente global. Existe una creciente presión por parte de los ciudadanos por participación, rendición de cuentas, y transparencia en el gobierno. Esfuerzos para mejorar el gobierno urbano involucran actividades como el promover procesos de participación y desarrollar alianzas efectivas con todos los interesados de la sociedad civil, particularmente de los sectores comunitarios y privados. La participación pública añade legitimidad a estas políticas y ayuda a que se cumplappara su implementación. La parmedidas impopulares pero costo-eficientes adoptadas en aras del interés público, especialmente si estas medidas son transparentes para el público. De esta forma, la rendición de cuentas de los funcionarios

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públicos e instituciones puede ser considerablemente mejorada y facilitarse la continuidad en el largo plazo, a pesar de los cambios frecuentes en el personal de las agencias del gobierno. Construcción de Capacidades

s más comunes en el manejo de la calidad del aire de muchas megaciudades,

e calidad del aire en muchos de los grandes centros urbanos, la tendencia de las megaciudades del mundo en desarrollo ha sido que estas emisiones llegan a constituir

l reto es entonces mejorar la calidad del aire y al mismo tiempo asegurar la movilidad de personas y de

ransporte rápido, como el que se desarrolló en Bogotá, donde espacios rincipales de las calles fueron dedicados a los autobuses de baja emisión, lo que resultó en una reducción

d del aire, y en un incremento en el espacio peatonal y

Algunos de los obstáculoespecialmente del mundo en desarrollo, incluyen el insuficiente entendimiento de la conexión entre los asuntos científicos, económicos, y sociales subyacentes, y la dificultad de atacar de manera comprehensiva el problema con personal, recursos, e infraestructura limitados. Hay una clara necesidad de incrementar el número de profesionales—en el gobierno, la industria, las instituciones académicas—con un entendimiento básico de los diferentes aspectos de los problemas ambientales. Transporte sustentable Hay una conexión muy fuerte entre calidad del aire y el sector de transporte. Primero, las emisiones de transporte son la mayor causa de problemas dyla fuente dominante de contaminaciones del aire. Segundo, el crecimiento económico está íntimamente ligado al transporte de personas y de carga y a la movilidad eficiente, así que las restricciones para las actividades de transporte, mientras que mejoran la calidad del aire, podrían entorpecer el crecimiento económico. Por otro lado, sin ningún control de tráfico o mejora en la infraestructura el incremento en el número de vehículos causaría una congestión que resultando en ambos una pobre calidad del aire y en el entorpecimiento del crecimiento económico. Ecarga. Está claro que no hay una simple estrategia que sea suficiente para cumplir esta difícil meta. Más bien, se requiere una serie de opciones integrales estratégicas que involucren combustibles más limpios, tecnologías avanzadas de vehículos, cambios institucionales, inversión en infraestructura, mejoras en las operaciones, y participación activa de las partes interesadas. Análisis cuantitativos de estrategias de transporte involucrando redes multi- e inter-modales deben ser llevados a cabo, tomando en cuenta ambos, movilidad personal y necesidades de transporte de cargo. La reducción en niveles de emisión por vehículo resultantes de tecnologías nuevas y limpias, es en gran parte contrarrestada por incrementos en el número de vehículos en muchos de los grandes centros urbanos. Asimismo, este crecimiento en el tamaño de la flota vehícular ha generado serios problemas de congestión y de calidad del aire. El incremento en la posesión de vehículos tiene que desacoplarse del uso diario de vehículos, un enfoque que requiere la disponibilidad de un sistema público de transporte muy eficiente. Históricamente, los sistemas de transporte rápido fueron construidos en niveles subterráneos o en vías dedicadas al ferrocarril. Una estrategia mucho menos cara es el uso de calles en la superficie y los sistemas de autobuses de tpen la duración de los viajes, una mejora de la calidade bicicletas, mientras que decreció el uso privado de vehículos. Santiago de Chile también ha iniciado un sistema de autobuses de transporte rápido (BRT) y un sistema integrado de autobús de metro, direcciones reversibles de calles, y la planeación del uso de suelo para significativamente reducir la duración del viaje. Un sistema BRT también está en desarrollo en la Zona Metropolitana del Valle de México, que ya tiene un sistema extensivo de metro. Vehículo Limpio y Tecnología de Combustibles En términos de fuentes móviles de emisiones, nuevas tecnologías de vehículos han sido responsables por mejoras enormes en el desempeño de las nuevas emisiones vehiculares. En California, 40 años de tales

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mejoras han resultado en una lenta, pero consistente, reducción en la contaminación del aire a pesar de un incremento gigantesco en el número de vehículos y las millas viajadas por vehículo. El uso de tecnologías limpias en países en desarrollo está ocurriendo debido a los controles de emisiones vehiculares que están iendo aplicados en todo el mundo, como el que la calidad de la gasolina haya sido mejorada con la

ogía de control de emisiones para vehículos de

entes en la salud pública no están siendo tomados en cuenta. De hecho, stos países frecuentemente usan vehículos que países en desarrollo han desechado, debido en su mayor

ulada ara motores diesel. En Hong Kong, por ejemplo, 40,000 vehículos diesel fueron exitosamente mejorados on catalizadores de oxidación.

piado y un buen programa de inspección y mantenimiento puede ser difícil de

rios de gobierno pueden ser capaces de vencer los problemas que parecen posibles. No hay una estrategia única para atacar los problemas de contaminación del aire en

egaciudades. Una mezcla de medidas políticas mejor diseñada para los retos de una ciudad y sus para mejorar la calidad del aire. Una lección importante que ha sido aprendida a

ersity of Waterloo; . Anderson, Boston University; X.Y. Tang, M. Shao, T. Zhu, Y.H. Zhang, y M. Hu, Peking University;

sextracción del plomo. La siguiente generación de tecnolgasolina dependerá de la reducción de azufre a niveles muy bajos. Emisiones de camiones diesel, motocicletas, y motores a dos tiempos no han progresado tan rápidamente. Asuntos como la contaminación del combustible y recursos financieros limitados hacen que lidiar con la contaminación de estos vehículos sea difícil. Se está logrando progreso en algunos países cambiando el combustible a CNG y removiendo los motores de dos tiempos. Mejoras al Programa de Inspección y Mantenimiento Mejorar vehículos con tecnologías avanzadas de control de emisiones no es suficiente; mantenimiento apropiado es esencial. Además, vehículos viejos permanecen en la flota debido a que el costo de reemplazo frecuentemente es percibido como muy alto para poblaciones en el mundo en desarrollo, debido a que los costos consecueparte a lo mucho que contaminaban. Este problema es particularmente difícil de solucionar con vehículos pesados, porque la flota existente es probable que permanezca funcional por décadas, y el problema no puede ser ignorado. Estándares de emisiones para vehículos pesados están siendo desarrollados, y una de las tecnologías de interés es la adición de catalizadores de oxidación con trampas para materia particpc Mantenimiento aproimplementar, y aún así la alternativa es más costosa. Hay muchos requerimientos para un programa de inspección exitoso: aplicación muy estricta, conciencia pública, buen entrenamiento de los inspectores, separación de prueba y reparación. Aplicación gubernamental y auditorías también son importantes. CONCLUSIONES Mucho progreso ha sido logrado en combatir los problemas de contaminación del aire en las megaciudades del mundo desarrollado y algunas del mundo en desarrollo. Sin embargo, todavía hay muchas áreas donde soluciones comprehensivas parecen ser elusivas. Al aprender de las experiencias en otras regiones, los funcionaimmcostumbres será necesaria través del mundo es que atacar los problemas de calidad del aire requiere un enfoque holístico: uno que tome en cuenta factores científicos, técnicos, infraestructura existente, económicos, sociales, y políticos. Un resultado exitoso será llegar a estrategias de control integrales que sean efectivamente implementadas y adoptadas por el público. RECONOCIMIENTOS Los autores agradecen la contribución de R. Slott, Massachusetts Institute of Technology; C.E. Kolb, Aerodyne Research, Inc.; P.K. Gbor, F. Meng, R. Singh, O. Galvez, y J.J. Sloan, UnivW

46


B.R. Gurjar, Max Planck Institute for Chemistry; P. Artaxo, Institute of Physics, University of São Paulo; ; E. Gramsch, Universidad de Santiago; D. Hidalgo, S.A. Akiris, Bogotá; y A. Gertler,

esert Research Institute, que proveyeron comentarios valiosos, datos no publicados, texto y figuras para . Zava

hn Watson deC cuidado

ospects:

p2003/2003WUPHighlights.pdf. .E.; Frank,

; ez, O.; Sloan, J.J.; Anderson, W.; Tang, X.Y.; Shao, M.;

s of Tomorrow!

rschoolbus/habitat/projdesc.asp.

Century Fund: New York, 1961.

g04.htm.

at):

-

. Am. Econ. Rev.

e Commons; Helix

s.; Kluwer Aca-

m- -

y, J.E.; Mitlin, D.; Satterthwaite, D. Environmental Problems in

ahan, G. Household Environmental Problems in Low-In- e-

nvironmental Health Really a Part of Economic 99,

for Economic Cooperation and Development. Shaping

ckernagel, M. Our Ecological Footprint: Reducing

nada, 1995.

ww.panda.org/news_facts/publications/general/livingplanet/.cfm.

1. Available at: http://www.unfpa.org/swp/2001/english.

in d; Earthscan: London, 2001.

ir Pollution in Megacities of the World; Blackwell Publisher:

ality Management and Assessment Capabilities in 20 ,

rgy and viron.

Y.; , P.;

.; Harjanto, H.; Jose,

ements a, and

tmos. Environ. 2003, 37(9–10),

, 2896.

,

s in Mexico. Enivron.

atic

y,

of U. S. Adults. Am. J. Respir. Crit.

ants Related to Mortality in Nonsmokers. Am. J.

iology te:

and Ambient Fine Particles in Southwest Mexico

; McDonnell, W.; Borja-Aburto,

.; Gold, D.R.; Loo- hal.

P. Oyola, SantiagoDeste estudio. También apreciamos la ayuda de M la, B. de Foy, R. Volkamer, y C. Pastor. Finalmente le agradecemos a Judith C. Chow y Jo l Desert Research Institute of the University and

ommunity College System of Nevada por sus sos comentarios y revisiones. REFERENCIAS 1. United Nations Population Division. World Urbanization Pr The 2003 Revision; 2004. Available at: http://www.un.org/esa/population/publications/wu2. Chow, J.C.; Engelbrecht, J.P.; Watson, J.G.; Wilson, W

N.H.; Zhu, T. Designing Monitoring Networks to Represent Outdoor Human Exposure. Chemosphere 2002, 49(9), 961-978. 3. Molina, L.T.; Molina, M.J.; Slott, R.; Kolb, C.E.; Gbor, P.K.; Meng, F. Singh, R.; Galv Zhu, T.; Zhang, Y.H.; Hu, M.; Gurjar, B.R.; Artaxo, P.; Oyola, P.; Gramsch, E.; Hidalgo, D.; Gertler, A. 2004 Critical Review

Supplement: Air Quality in Selected Megacities; J. Air & Waste (online only). Available at: http://www.awma.org/journal.

Manage. Assoc. 2004

4. United Nations CyberSchoolBus. Cities of Today, Citie 2004. Available at: http://un.org/cybe5. Gottmann, J. Megalopolis: The Urbanized Northeastern Seaboard of the United States; The Twentieth 6. Birdsall, S.S.; Florin, J. An Outline of American Geography; 1998. Available at: http://usinfo.state.gov/products/pubs/geography/geo7. United Nations Centre for Human Settlements. State of the World’s

Cities 2001; United Nations Centre for Human Settlements (Habit Nairobi, 2001.

8. United Nations Environmental Program. Global Environmental Out look 3; Earthscan Publications, Ltd.: London, 2003. 9. Kuznets, S. Economic Growth and Income Inequality 1955, 45(1), 1-28. 10. Levin, S. Fragile Dominion, Complexity and th Books, Perseus Publishing, 1999. 11. Molina, L.T.; Molina, M.J. Air Quality in the Mexico Megacity: An Integrated Assessment; Molina, L.T., Molina, M.J., Ed demic Publishers: Dordrecht, The Netherlands, 2002. 12. National Research Council. Global Air Quality: An Imperative for Long Term Observational Strategies; National Academy Press: Washington, DC, 2001. 13. Thundiyil, K. Rising Temperatures and Expanding Magacities: I proving Air Quality in Mexico City through Urban Heat Island Mit igation; Master Thesis, MIT, Cambridge, MA, 2003. 14. Hardo Third World Cities; Earthscan: London, 1992. 15. Hardoy, J.E.; Cairncross, S.; Satterthwaite, D. The Poor Die Young: Housing and Health in Third World Cities; Hardoy, J.E., Cairncross, S., Satterthwaite, D., Eds.; Earthscan: London, 1990. 16. McGran come Cities: An Overview of Problems and Prospects for Improv ment. Habitat International 1993, 17(2), 105-121. 17. Satterthwaite, D. Sustainable Cities or Cities that Contribute to Sus- tainable Development? Urban Studies 1997, 34(10), 1667-1691. 18. Listorti, J.A. Is E Development—or only an Afterthought? Environ. Urbanization 19 11, 1. 19. Organization the Urban Environment in the 21st Century: From Understanding to Action. A DAC Reference Manual on Urban Environmental Policy; Organization for Economic Cooperation and Development: Paris, 2000. 20. Butler, B.E. Consultation with National Experts: Managing Contaminated Land. UNEP Industry and Environment 1996, 19, 2. 21. Rees, W.E.; Wa Human Impact on the Earth; New Society Publishers: Gabriola, BC, Ca22. World Wildlife Fund. Living Planet Report; 2002. Available at: http://w ind- ex23. United Nations Population Fund. The State of the World Population; 200

24. Hardoy, J.E.; Mitlin, D.; Satterthwaite, D. Environmental Problems an Urbanizing Worl25. United Nations Environmental Program/World Health Organization. Urban A Oxford, 1992. 26. GEMS/AIR. Air Qu Major Cities; The Monitoring and Assessment Research Center: London 1996. 27. Decker, E.H.; Elliot, S.; Smith, F.A.; Blake, D.R.; Rowland, F.S. Ene Material Flow Through the Urban Environment. Ann. Rev. Energy En 2000, 25, 685-740. 27a. Carmichael, G.R.; Ferm, M.; Thongboonchoo, N.; Woo, J.H.; Chan, L. Murano, K.; Viet, P.H.; Mossberg, C.; Bala, R.; Boonjawat, J.; Upatum Mohan, M.; Adhikary, S.P.; Shrestha, A.B.; Pienaar, J.J.; Brunke, E.B.; Chen, T.; Jie, T.; Guoan, D.; Peng, L.C.; Dhiharto, S A.M.; Kimani, W.; Kirouane, A.; Lacaux, J.; Richard, S.; Barturen, O.; Cerda, J.C.; Athayde, A.; Tavares, T.; Cotrina, J.S.; Bilici, E. Measur of Sulfur Dioxide, Ozone and Ammonia Concentrations in Asia, Afric South America Using Passive Samplers. A 1293-1308. 28. Mayer, M.; Wang, C.; Webster, M.; Prinn, R.G. Linking Local Air Pollution to Global Chemistry and Climate. J. Geophys. Res. 2000 105, 22869-229. World Bank. World Development Indicators; World Bank: New York 2003. 30. World Bank World Development Indicators; World Bank: New York, 2002; pp 174-175. 31. Beaton, S.P.; Bishop, G.A.; Stedman, D.H. Emission Characteristics of Mexico City Vehicles. JAWMA 1992, 42(11), 1424-1429. 32. Bishop, G.A.; Stedman, D.H.; de la Garza Castro, J.; Dávalos, F.J. On-Road Remote Sensing of Vehicle Emission Sci. Technol. 1997, 31(12), 3505-3510. 33. Comisión Ambiental Metropolitana/Instituto Mexicano del Petróleo. Auditorıá Integral al Programa de Verificación Vehicular; Report published by Comisión Ambiental Metropolitana and Instituto Mexi- cano del Petróleo: Mexico City, November 2000. 34. Marr, L.C.; Grogan, L.A.; Wöhrnschimmel, H.; Molina, L.T.; Molina, M.J. Vehicle Traffic as a Source of Particulate Polycyclic Arom Hydrocarbon Exposure in the Mexico City Metropolitan Area. Envi- ron. Sci. Technol. 2004, 38, 2584-2592. 35. Dockery, D.W.; Pope, C.A., III; Xu, X.; Spengler, J.D.; Ware, J.H.; Fa M E.; Ferris, B.G.; Speizer, F.E. An Association Between Air Pollution and Mortality in Six U. S. Cities. N. Engl. J. Med. 1993, 329(24), 1753-1759. 36. Pope, C.A.; Thun, M.J.; Namboodiri, M.M.; Dockery, D.W.; Evans, J.S.; Speizer, F.E.; Heath, C.W. Particulate Air Pollution as a Predictor of Mortality in a Prospective Study Care Med. 1995, 151(3.1), 669-674. 37. Abbey, D.E.; Nishino, N.; McDonnell, W.F.; Burchette, R.J.; Knutsen, S.F.; Beeson, W.L.; Yang, J.X. Long-Term Inhalable Particles and Other Air Pollut Respir. Crit Care Med. 1999, 159, 373-382. 38. Krewski, D.; Burnett, R.T.; Goldberg, M.S.; Hoover, K.; Siemiatycki, J.; Jarrett, M.; Abrahamowicz, M.; White, W.H. Particle Epidem Reanalysis Project Part II: Sensitivity Analysis; Health Effects Institu Cambridge, MA, 2000. 39. Borja-Aburto, V.H.; Loomis, D.P.; Bangdiwala, S.I.; Shy, C.M.; Ras- con-Pacheco, R.A. Ozone, Suspended Particulates, and Daily Mortal- ity in Mexico City. Am. J. Epidemiol. 1997, 145(3), 258-268. 40. Borja-Aburto, V.H.; Castillejos, M.; Gold, D.R.; Bierzwinski, S.; Loo- mis, D.P. Mortality City, 1993–1995. Environ. Health Perspect. 1998, 106(12), 849-855. 41. Loomis, D.; Castillejos, M.; Gold, D.R. V.H. Air Pollution and Infant Mortality in Mexico City. Epidemiology 1999, 10(2), 118-123. 42. Castillejos, M.; Borja-Aburto, V.H.; Dockery, D.W mis, D. Airborne Coarse Particles and Mortality in Mexico City. In

47

Megaciudades y Contaminación Atmosférica Toxicol. 2000, 12(Suppl 1), 61-72. 43. Téllez-Rojo, M.M.; Romieu, I.; Ruız S.; Lezana, M.A.; Hernández-Avila, M. Daily Respiratory Mortality and Air Pollution in

m-

mitt, J.; Santos-Burgoa, C.; Castillejos, M.; ro-Ramirez, M.; Hernandez-Avila, M.; Riojas-Rodriguez, H.;

ishers: Dordrecht, The Netherlands, 2002; pp

bi-

89(3), 152-156.

am, B.; Cole, D.; Muller, P.;

rsity: Hamilton, 1997.

Environment Health, McMaster

N.; Biswas, D.; Pandey, R.M.; Ahluwalia, G.; er-

th

h

ckery, D.W.; Christiani, D.C.; Li, B.; Huang, H. Association

.; Xu, X.; Chen, Y.; Dorkery, D.W.; Jiang, J. Research on the

), 75-78.

J.

X. Study on the Association Between

Expiratory Flow (PEF). J. Environ. Health 1994, 11(6),

Environ. Health 1995, 12(5), 206

t Study. Arch. Environ. Health 1995, 50, 407-415.

242. Lave, L.B. Effect of the Fine

.; Marileo, M.I.; Morita,

ration and Mutagenicity of Airborne Particles in Urban Air: Com-

ci. 2003, 72(1), 1909.

154-PM163.

; Bohm,

o Paulo, Brazil: A Preliminary Report.

ple: A Time-Series Study in Saõ Paulo, Brazil.

ei-

nts ulmonology 2001, 31, 106-113.

),

sols under Dust and

s in Beijing.

late at: http://www.hc.sc.gc.ca/

ry/

; Lissi, E.; Cisternas, R. Indoor House Pollution:

M. Size Composition of Particles in

on th

Air, Buenos Aires, Argentina, 1982.

rticulate Matter in

- II.

n (5), 991-996.

00, 39(27), 4895-4901.

l Carbon Mass. Rev. Mex. Fis.

bune, 2002. Available at: http://www.bradenton.

e at: http://

loud’ Sparks Debate. Business /

lack. Cairo Time 2002, 6(38 (Nov. 28–Dec 11,

ram. 1990 Integrated As-

genic Mobilization of Sulphur and Nitrogen:

Mexico City: Importance of Considering Place of Death. Eur. Respir. J. 2000, 16, 391-396. 44. Levy, J.I.; Hammitt, J.K.; Spengler, J.D. Estimating the Mortality I pacts of Particulate Matter: What can be Learned from Between-Study Variability? Environ. Health Perspect. 2000, 108, 109-117. 45. Evans, J.; Levy, J.; Ham Caballe Rojas-Bracho, L.; Serrano-Trespalacios, P.; Spengler, J.D.; Suh, H. Health Benefits of Air Pollution Control. In Air Quality in the Mexico Megacity: An Integrated Assessment; Molina, L.T., Molina, M.J., Eds.; Kluwer Academic Publ 105-136. 46. Ontario Medical Association. The Illness Cost of Air Pollution in On- tario: A Summary of Findings; 2000. 47. Burnett, R.T.; Cakmak, S.; Brook, J.R. The Effect of the Urban Am ent Air Pollution Mix on Daily Mortality Rates in 11 Canadian Cities. Canadian J. Public Health 1998,48. Toronto Public Health. Toronto Air Quality Index: Health Link Analysis; Toronto, 2001. 49. Pengley, D.; Szakolcai, A.; Birmingh Bailey, S.; Bell, R.; Socha, A. Human Health Risk Assessment for Priority Air Pollutants; McMaster Institute of Environment Health, McMaster Unive50. Sahsuvaroglu, T.; Jerret, M.A. A Public Health Assessment of Mortality and Hospital Admissions Attributed to Air Pollution in Hamilton; McMaster Institute of University: Hamilton, 2003. 51. Pande, J.N.; Bhatta, Siddaramaiah, N.H.; Khilnani, G.C. Outdoor Air Pollution and Em gency Room Visits at a Hospital in Delhi. Ind J Chest Diseases & Allied Sci 2002, 44(1), 13-19. 52. Cropper, M.L.; Simon, N.B.; Alberini, A.; Sharma, P.K. The Heal Effects of Air Pollution in Delhi, India; PRD Working Paper #1860; Policy research working paper by The World Bank, 1997. 53. Xu, X.; Gao, J.; Dockery, D.W.; Chen, Y. Air Pollution and Daily Mortality in Residential Areas of Beijing, China. Arch. Environ. Healt 1994, 49(4), 216-222. 54. Xu, X.; Do of Air Pollution with Hospital Outpatient Visits in Beijing. Arch. Environ. Health 1995, 50, 214-220. 55. Dong, J Relationship Between Air pollution and Daily Mortality in Beijing Urban Resident in 1990–1991. J. Hygiene Research 1995, 24(4), 212- 214. 56. Zhang, J.; Song, H.; Tong, S.; Li, L.; Liu, B.; Wang, L. Ambient Sulfate Concentration and Chronic Disease Mortality in Beijing. Sci. Total Environ. 2000, 262(1–2), 63-71. 57. Zhang, J.; Zhou, Q.; Xie, S.; Xie, X. Study on the Association Between Ambient Air Quality and Daily Death in Beijing. J. Environ. Health 2003, 20(258. Chang, G.; Pan, X.; Xie, X.; Gao, Y. Time Series Analysis on the Relationship Between Air Pollution and Daily Mortality in Beijing. Hygiene Research 2003, 32(6), 565-568. 59. Chang, G.; Wang, L.; Pan, Ambient Air Pollutant and Hospital Outpatient Visit or Emergency Room Visit in Beijing. China J. of School Doctor 2003, 17(4), 295-297. 60. Wang, L.; Xu, X.; Zhou, Y.; Zhang, J.; Zeng, B.; Du, Z.; Chen, A.; Huang, X. Relationship Between Air Pollution and Changes in Chil- dren’s Peak 243-246. 61. Zhang, J.; Wang, L.; Pan, X. The Effects of Air Pollution on Pupil’s Pulmonary Function in Beijing. J. 209. 62. Xu, X.; Wang, L. Synergistic Effects of Air Pollution and Personal Smoking on Adult Pulmonary Function. Arch. Environ. Health 1998, 53, 44-53. 63. Xu, X.; Ding, H.; Wang, X. Acute Effects of Total Suspended Particles and Sulfur Dioxides on Preterm Delivery: A Community-Based Co- hor64. Sanhueza, P.; Vargas, C.; Jiménez, J. Daily Mortality in Santiago and its Relationship with Air Pollution. Rev. Medica de Chile 1999, 127(2), 235-65. Cifuentes, L.A.; Vega, J.; Köpfer, K.; Fraction of Particulate Matter Versus the Course Mass and Other Pollutants on Daily Mortality in Santiago, Chile. JAWMA 2000, 50(8), 1287-1298. 66. Koyano, M.; Endo, O.; Katoh, M.; Valdivia, R K.; Goto, S.; Matsushita, H. Polynuclear Aromatic Hydrocarbon Con- cent parison of Tokyo Area and Santiago. J. of Health Sci. 2002, 48(3),

256-262. 67. Ochoa-Acunã, H.; Roberts, S.M. An Estimation of Cancer Risks Posed by Exposure to Particulate Matter in Air in Santiago, Chile. Toxicol. S68. Ilabaca, M.; Olaeta, I.; Campos, E.; Villaire, J.; Tellez-Rojo, M.M.; Romieu, I. Association Between Levels of Fine Particulate and Emer- gency Visits for Pneumonia and Other Respiratory Illnesses among Children in Santiago, Chile. JAWMA 1999, 49(PM), PM69. Saldiva, P.H.N.; Lichtenfels, A.J.F.C.; Paiva, P.S.O.; Barone, I.A.; Mar- tins, M.A.; Massad, E.; Pereira, J.C.R.; Xavier, V.P.; Singer, J.M. G.M. Association Between Air Pollution and Mortality Due to Respi- ratory Diseases in Children in Sa˜ Environ. Res. 1994, 65(2), 218-225. 70. Saldiva, P.H.N.; Pope, C.A., III; Schwartz, J.; Dockery, D.W.; Lichten- fels, A.J.F.C.; Salge, J.M.; Barone, I.; Bohm, G.M. Air Pollution and Mortality in Elderly Peo Arch. Environ. Health 1995, 50(2), 159-163. 71. Braga, A.L.F.; Saldiva, P.H.N.; Pereira, L.A.A.; Menezes, J.J.C.; Conc caõ, G.M.S.; Lin, C.A.; Zanobett, A.; Schwartz, J.; Dockery, D.W. Health Effects of Air Pollution Exposure on Children and Adolesce in Saõ Paulo, Brazil. Pediatric P72. Watson, J.G. Visibility: Science and Regulation. JAWMA 2002, 52(6 628-713. 73. Bergin, M.H.; Cass, G.R.; Xu, J.; Fang, C.; Zeng, L.M.; Yu, T.; Salmon, L.G.; Kiang, C.S.; Tang, X.Y.; Zhang, Y.H.; Chameides, W.L. Aerosol Radiative, Physical, and Chemical Properties in Beijing during June 1999. J. Geophys. Res. 2001, 106(D16), 17969-17980. 74. Yang, D.; Yan, P.; Xu, X. Characteristics of Aero Sand Weather in Beijing. J. Appl. Meteorol. 2002, 13, 185-194. 75. Song, Y.; Tang, X. Source Apportionment on Fine Particle Environ. Sci. 2002, 23(6), 11-16. 76. Health Canada. National Ambient Air Quality Objectives for Particu Matter: Aesthetic Effects; 2003. Available hecs-sesc/air_quality/publications/particulate_matter_exec_summa aesthetic_effects.htm. 77. Cáceres, T.; Rubio, M.A.; Lissi, E. Rain Water Composition in San- tiago de Chile. Contribuciones Cientı´ficas y Tecn. 1980, 48(XVII). 78. Cáceres, T.; Soto, H. Appliance Emissions and Indoor Ambient Concentrations. Atmos. Environ. 1983, 17(5), 1009-1013. 79. Ortiz, J.; Solezzi, S.; Préndez, M. the Atmosphere of Santiago. Bol. Soc. Chil. Quim. 1982, 27(1), 286-289. 80. Sanhueza, E.; Lisi, E.; Rubio, M.A. Comparative Study of the Emissi Levels in Two Latin American Capitals: Caracas and Santiago. In 5 International Congress on Pure81. Trier, A. Observations on Inhalable Atmospheric Particulates in San- tiago, Chile. J. Aerosol Sci. 1984, 15, 419-421. 82. Trier, A.; Silva, C. Inhalable Urban Atmospheric Pa a Semi-Arid Climate. Atmos. Environ. 1987, 21, 977-983. 83. Trier, A.; Horvath, H. A Study of the Aerosol of Santiago de Chile Mass Extinction, Coefficients, Visibilities and Angström Exponents. Atmos. Environ. 1993, 27A(3), 385-395. 84. Trier, A.; Firinguetti, L. A Time Series Investigation of Visibility in a Urban Atmosphere. Atmos. Environ. 1994, 2885. Horvath, H.; Catalan, L.; Trier, A. A Study of Aerosol of Santiago de Chile III: Light Absorption Measurements. Atmos. Environ. 1997, 31(22), 3737-3744. 86. Gramsch, E.; Catalán, L.; Ormenõ, I.; Palma, G. Traffic and Seasonal Dependence of the Absorption Coefficient in Santiago de Chile. Appl. Opt. 2087. Gramsch, E.; Catalán, L.; Ormenõ, I.; Palma, G.; Oyola, P. Monitoring of the Light Absorption Coefficient in Santiago de Chile and Com- parison with Aerosol and Elementa 2002, 48(3), 128-130. 88. Torriero, E.A. As Egyptians Burn Hay, Black Clouds Smell like City is on Fire. Chicago Tri com/mld/bradenton/news/world/4840088.htm. 89. Tabbara, A. Cairo’s Mysterious ‘Black Cloud’; 2003. Availabl middle-east-online.com/english/?id 7600 7600&format 0. 90. El-Shahawy, M.A.; Hanna, A.F. Meteorological Conditions Leading to Air Pollution Episodes in Greater Cairo City (Egypt). Geophys. Res. Abstracts 2003, 5(00103). Available at: http://www.cosis.net/abstracts/EAE03/00103/EAE03-J-00103.pdf. 91. Agence France Presse. Cairo’s ‘Black C Day 2004. Available at: http://www.bday.co.za/bday/content/direct 1,3523,1471013–6078-0,00.html. 92. Sirri, O. Black and Still B 2002)). Available at: http://www.cairotimes.com/news/pollution0638. html. 93. National Acid Precipitation Assessment Prog sessment Report, 24 Volumes; National Acid Precipitation Assessment Program: Washington, DC, 1990. 94. Galloway, J.N. Anthropo Immediate and Delayed Consequences. Annu. Rev. Energy Environ. 1996, 21, 261-292.

48

Megaciudades y Contaminación Atmosférica 95. Paerl, H.W. Enhancement of Marine Primary Productivity by

c

9.

spheric Nitrogen to the Sargasso Sea: Con-

on the Species Richness of Grasslands. Science

S.K.; Carmichael, G.R.; Calori, G.; Eck, C.; Woo, J.H. The

in, M.; Zhou, X.; Mearns, L.;

rtunity to Enhance Crop

, C.S.;

ree

uer, L.I.; Hernandez-Tejeda, T. Urban Air Pollution s.;

rosol Light Scattering and Absorption on

ver

. Influ-

3608.

2001.

a. Geophys. Res. Lett. 2000,

90), eprint/

eduction of Tropical Cloudiness by Soot.

116. 1999, 26, 2171-2174.

9, 26,

Ozone Maxima of Stratospheric and

J.; Galanter, M.; Holloway, T.A.; Phadnis, M.J.;

. J. Geophys. Res. 2000, 105, 26931-26945. ;

ric

Precipitation Assessment Program. Acid Deposition:

eric d Precipitation Assessment

sibility in National

ne, ; Johnson, M.; Law, K.S.; Mickley,

s. Res. 2003, 108(D9), 4292-4312.

.,

ge, 2001.

ess.

for Substantial Varia-

.; as a

tmospheric Chemistry (IGAC) Project’s First Aero-

tochem-

try

.A.; Cantrell, C.A. The Tropospheric Ozone Pro-

, K.; kajima, T. An Overview of ACE-Asia: Strategies for

J.W. Pacific Exploratory Mis-

s.

Mission in the Tropical Pacific. J. Geophys. Res. 1999,

ng

9. J.

.; le, J.; Emmons, L.; Heald, J.C. Transport

M-West

ions. J. Geophys. Res. 2003, 108, 8823.

.; Kley, D.; de Laat, A.T.J.;

1(5506), 1031-1036.

Nitrogen-Enhanced Acid Rain. Nature 1985, 316, 747-749. 96. Owens, N.J.P.; Galloway, J.N.; Duce, R.A. Episodic AtmospheriNitro- gen Deposition to Oligotrophic Oceans. Nature 1992, 357, 397-3997. Michaels, A.F.; Siegel, D.A.; Johnson, R.J.; Knap, A.H.; Galloway, J.N. Episodic Inputs of Atmo tributions to New Production and Phytoplankton Blooms. Global Biogeochem. Cycles 1993, 7, 339-351. 98. Stevens, C.J.; Dise, N.B.; Mountford, J.O.; Gowling, D.J. Impact of Nitrogen Deposition 2004, 303, 1876-1879. 99. Guttikunda, Contribution of Megacities to Regional Sulfur Pollution in Asia. At- mos. Environ. 2003, 37(1), 11-22. 100. U.S. Nuclear Regulatory Commission. Rethinking the Ozone Problem

in Urban and Regional Air Pollution; National Academy Press: Washington, DC, 1991.

101. Chameides, W.L.; Kasibhatla, P.S.; Yienger, J.; Levy, H., II. Growth of Continental-Scale Metro-Agro-Plexes, Regional Ozone Pollution and World Food Production. Science 1994, 264, 74-77. 102. Chameides, W.L.; Hu, H.; Liu, S.C.; Berg Wang, G.; Kiang, C.S.; Saylor, R.D.; Luo, C.; Huang, Y.; Steiner, A.; Giorgi, F. Case Study of the Effects of Atmospheric Aerosols and Regional Haze on Agriculture: An Oppo Yields in China through Emission Controls? Proceed. Nat. Acad. Sci. 1999, 26, 3626-3633. 103. Chameides, W.L.; L, X.S.; Tang, X.Y.; Zhou, X.J.; Luo, C.; Kiang St. John, J.; Saylor, R.D.; Liu, S.; Lam, K.S.; Wang, T.; Giorgi, F. Is Ozone Pollution Affecting Crop Yields in China? Geophys. Res. Lett. 1999, 26, 867-870. 104. Akimoto, H. Global Air Quality and Pollution. Science 2003, 302, 1716-1719. 105. Gregg, J.W.; Jones, C.G.; Dawson, T.E. Urbanization Effects on T Growth in the Vicinity of New York City. Nature 2003, 424, 183-187. 106. Fenn, M.E.; Ba

and Forests; Fenn, M.E., Bauer, L.I., Hernandez-Tejeda, T., EdSpringer: New York, 2002.

107. Cohan, D.S.; Xu, J.; Greenwald, R.; Bergin, M.H.; Chameides, W.L. Impact of Atmospheric Ae Terrestrial Net Primary Productivity. Global Biogeochem. Cycles 2002, 16, doi:10.1029/2001GB001441. 108. Kaiser, D.P.; Quian, Y. Decreasing Trends in Sunshine Duration o China for 1954–1998: Indication of Increased Haze Pollution? Geo- phys. Res. Lett. 2002, 29, 2042-2045. 109. Bergin, M.H.; Greenwald, R.; Xu, J.; Berta, Y.; Chameides, W.L ence of Aerosol Dry Deposition on Photosynthetically Active Available Radiation to Plants. Geophys. Res. Lett. 2001, 28, 3605-110. Intergovernmental Panel on Climate Change. Climate Change 2001: The Scientific Basis, Houghton, J.T., Ed.; Cambridge University Press: Cambridge,111. Krüger, O.; Grassel, H. Albedo reduction by absorbing aerosols over China. Geophys. Res. Lett. 2004, 31, doi:10.1029/2003GL019111. 112. Quian, Y.; Giorgi, F. Regional Climatic Effects of Anthropogenic Aerosols? The Case of Southwestern Chin 27, 3521-3524. 113. Menon, S.; Hansen, J.E.; Nazarenko, L.; Luo, Y. Climate Effects of Black Carbon Aerosols in China and India. Science 2002, 297(55 2250-2252. Available at: http://www.sciencemag.org/cgi/r 297/5590/2250.pdf. 114. Rosenfeld, D. Suppression of Rrain and Snow by Urban and Industrial Air Pollution. Science 2000, 287, 1793-1796. 115. Ackerman, A.S.; Toon, O.B.; Stevens, D.E.; Heymsfield, A.J.; Ra- manathan, V.; Welton, E.J. R Science 2000, 288(5468), 1042-1047.

Berntsen, T.K.; Karlsdottir, S.; Jaffe, D.A. Influence of Asian Emissions on the Composition of Air Reaching the Northwestern United States. Geophys. Res. Lett.

117. Jacob, D.J.; Logan, J.A.; Murti, P.P. Effect of Rising Asian Emissions on Surface Ozone in the United States. Geophys. Res. Lett. 199 2175-2178. 118. Stohl, A.; Trickl, T. A Textbook Example of Long Range Transport: Simultaneous Observations of North American Origin in the Free Troposphere over Europe. J. Geophys. Res. 1999, 104, 30445-30462. 119. Yienger, J. Guttikunda, S.K.; Carmichael, G.R.; Moxim, W.J.; Levy, H. The Episodic Nature of Air Pollution Transport from Asia to North America120. Edwards, D.P.; Lamarque, J.F.; Attie, J.L.; Emmons, L.K.; Richter, A. Cammas, J.P.; Gille, J.C.; Francis, G.L.; Deeter, M.N.; Warner, J.; Ziskin, D.C.; Lyjak, L.V.; Drummond, J.R.; Burrows, J.P. Troposphe Ozone over the Tropical Atlantic: A Satellite Perspective. J. Geophys. Res. 2003, 108, 4237-4258. 121. National Acid

State of Science and Technology, Volume I-Emissions, AtmosphProcesses, and Deposition; National AciProgram: Washington, DC, 1991.

122. U.S. Nuclear Regulatory Commission. Protecting Vi Parks and Wilderness Areas; National Academy Press, 1993. 123. Kiehl, J.T.; Schneider, T.L.; Portmann, R.W.; Solomon, S. Climate Forcing Due to Tropospheric and Stratospheric Ozone. J. Geophys. Res. 1999, 104, 31239-31254. 124. Gauss, M.; Myhre, G.; Pitari, G.; Prather, M.J.; Isaksen, I.S.A.; Bernt- sen, T.K.; Brasseur, G.P.; Dentener, F.J.; Derwent, R.G.; Hauglustai D.A.; Horowitz, L.W.; Jacob, D.J. L.J.; Müller, J.F.; Plantevin, P.H.; Pyle, J.A.; Rogers, H.L.; Stevenson, D.S.; Sundet, J.K.; van Weele, M.; Wild, O. Radiative Forcing in the 21st Century Due to Ozone Changes in the Troposphere and the Lower Stratosphere. J. Geophy125. Intergovernmental Panel on Climate Change. Climate Change 2001: The Scientific Basis, Houghton, J.T., Ding, Y., Griggs, D.J., Noguer, M van der Linden, P.J., Dai, X., Maskell, K., Johnson, C.A., Eds.; Cam- bridge University Press: Cambrid126. Ramanathan, V.; Crutzen, P.J. New Directions: Atmospheric Brown Clouds. Atmos. Environ. 2003, 37, 4033-4035. 127. Crutzen, P.J. The Growing Urban Heat and Pollution Island Effect: Impact on Chemistry and Climate. Atmos. Environ. 2004, in pr128. Prinn, R.G.; Huang, J.; Weiss, R.F.; Cunnold, D.M.; Fraser, P.J.; Sim- monds, P.G.; McCulloch, A.; Harth, C.; Salameh, P.; O’Doherty, S.; Wang, R.H.J.; Porter, L.; Miller, B.R. Evidence tions of Atmospheric Hydroxyl Radicals in the Past Two Decades. Science 2001, 282, 1882-1998. 129. Dentener, F.; Peters, W.; Krol, M.; van Weele, M.; Bergamaschi, P Lelieveld, J. Interannual Variability and Trend of CH4 Lifetime Measure for OH Changes in the 1979–1993 Time Period. J. Geophys. Res. 2003, 108, 4442-4453. 130. Bates, T.S.; Huebert, B.J.; Gras, J.L.; Griffiths, F.B.; Durkee, P.A. Inter- national Global A sol Characterization Experiment (ACE 1): Overview. J. Geophys. Res. 1998, 103(D13), 16297-16318. 131. Ridley, B.A.; Robinson, E. The Mauna Loa Observatory Pho istry Experiment. J. Geophys. Res. 1992, 97, 10285. 132. Atlas, E.A.; Ridley, B.A. The Mauna Loa Observatory Photochemis Experiment: Introduction. J. Geophys. Res. 1996, 101, 10285. 133. Atlas, E.L.; Ridley, B duction about the Spring Equinox (TOPSE) Experiment: Introduc- tion. J. Geophys. Res. 2003, 108, 8353-8362. 134. Huebert, B.J.; Bates, T.; Russell, P.B.; Shi, G.; Kim, Y.J.; Kawamura Carmichael, G.; Na Quantifying the Relationships Between Asian Aerosols and Their Climatic Impacts. J. Geophys. Res. 2003, 108, 8633-8652. 135. Hoell, J.M.; Davis, D.D.; Liu, S.C.; Newell, R.; Shipham, M.; Akimoto, H.; McNeal, R.J.; Bendura, R.J.; Drewry, sion-West A (PEM-West A): September-October 1991. J. Geophys. Re 1996, 101, 1641. 136. Hoell, J.M.; Davis, D.D.; Liu, S.C.; Newell, R.; Akimoto, H.; McNeal, R.J.; Bendura, R.J. The Pacific Exploratory Mission-West Phase B: February-March 1994. J. Geophys. Res. 1997, 102, 28223. 137. Hoell, J.M.; Davis, D.D.; Jacob, D.J.; Rodgers, M.O.; Newell, R.E.; Fuelberg, H.E.; McNeal, R.J.; Raper, J.L.; Bendura, R.J. Pacific Exploratory 104, 5567-5583. 138. Talbot, R.W. Chemical Characteristics of Continental Outflow from Asia to the Troposphere over the Western Pacific Ocean Duri February-March 1994: Results from PEM-West B. J. Geophys. Res. 1997, 102, 28255. 139. Raper, J.L.; Kleb, M.M.; Jacob, D.J.; Davis, D.D.; Newell, R.E.; Fuel- berg, H.E.; Bendura, R.J.; Hoell, J.M.; McNeal, R.J. Pacific Exploratory Mission in the Tropical Pacific: PEM-Tropics B, March-April 199 Geophys. Res. 2001, 106, 32401-32426. 140. Jacob, D.J.; Crawford, J.; Kleb, M.M.; Connors, V.S.; Bendura, R.J Raper, J.L.; Sachse, G.W.; Gil and Chemical Evolution over the Pacific (TRACE-P) Mission: Design, Execution, and First Results. J. Geophys. Res. 2003, 108, 9000. 141. Davis, D.D. An Assessment of Western North Pacific Ozone Photo- chemistry Based on Springtime Observations from NASA’s PE B (1994) and TRACE-P (2001) Field Studies. J. Geophys. Res. 2003, 108, 8829. 142. Carmichael, G.R. Regional-Scale Chemical Transport Modeling in Support of Intensive Field Experiments: Overview and Analysis of the TRACE-P Observat143. Lelieveld, J.; Crutzen, P.J.; Ramanathan, V.; Andreae, M.O.; Bren- ninkmeijer, C.A.M.; Campos, T.; Cass, G.R.; Dickerson, R.R.; Fischer, H.; de Gouw, J.A.; Hansel, A.; Jefferson, A Lal, S.; Lawrence, M.G.; Lobert, J.M.; Mayol-Bracero, O.L.; Mitra, A.P.; Novakov, T.; Oltmans, S.J.; Prather, K.A.; Reiner, T.; Rodhe, H.; Scheeren, H.A.; Sikka, D.; Williams, J. The Indian Ocean Experiment: Widespread Air Pollution from South and Southeast Asia. Science 2001, 29

49

Megaciudades y Contaminación Atmosférica 144. Russell, P.B.; Hobbs, P.V.; Stowe, L.L. Aerosol Properties and Radia-

sol Radiative Forcing Observational Experi-

th Atlantic Ocean During the 1996 Atmosphere/ es.

rization Experiment (ACE-2): General Overview and s B 2000, 52, 111-125.

r l

3, 13353.

rez, R.; Daum, P.; Dennis, R.; Gillani, N.; Kleinman,

tudy. J. Geo-

NARSTO). Atmos. Environ. 2003, 37(Suppl.

an, P.D.; Holloway, J.S.;

a,

Geophys. Res. 2003, 108(D8), ACH

P. Micro-

althoff, N. Precursor Experiment

53-1562. troduc-

, A.S.H.; Furger, M.; Stutz, J.; Vogel, B.; the Milan Basin:

lts from a EUROTRAC-2 Limitation of Oxidant

. Northeast Asian dust and

ng the Dust ijing Normal University (Natural

lic Health 2003, 19, 471-472.

ngeles Times on March 28,

d Summary Statistics for 2002, Vol. 15, Issue 12, 2003. Available at:

ources Board. The 2003 California Almanac of

La ciudad de México en el sistema urbano nacio-

tados preliminares del

,

l cle Emissions Adjustment and Repair; 1998.

Appl. Meteorol. 1997, 36, 119-140.

z, J.L.; Mercado, G.; Mora, V.; Mulhearn, n,

X.; Fast, J.D.; Doran, J.C. Boundary

est, J.; Sosa, G.; Sheinbaum-Pardo, C.;

y

s, C.; Howitt, A.;

ir ina, L.T.,

: Dordrecht, The

ational l Distrito

ty of n Agency in

on-

PICCA); Departa-

y and Ambient Con-

264-276.

rn California Air Quality Study.

cRae, G.J.; Cass, G.R.; Seinfeld, J.H.

l. 1993, 27(2), 378-388. . A. R. N.y. P.a.

IRE); Mexico City, 1996.

d del

Ambiental Metro-

litana. Inventario de Emisiones 1998 de la ed in

tive Effects in the United States East Coast Haze Plume: An Overview of the Troposphere Aero ment (TARFOX). J. Geophys. Res. 1999, 104(D2), 2213-2222. 145. Prados, A.I.; Dickerson, R.R.; Doddridge, B.G.; Milne, P.A.; Moody, J.L.; Merrill, J.T. Transport of Ozone and Pollutants from North America to the Nor Ocean Chemistry Experiment (AEROCE) Intensive. J. Geophys. R 1999, 104, 26219. 146. Raes, F.; Bates, T.; McGovern, F.; Van Liedekerke, M. The 2nd Aerosol Characte Main Results. Tellu147. Fehsenfeld, F.C.; Daum, P.; Leaitch, W.R.; Trainer, M.; Parrish, D.D.; Hubler, G. Transport and Processing of O3 and O3 Precursors ove the North Atlantic: An Overview of the 1993 North Atlantic Regiona Experiment (NARE) Summer Intensive. J. Geophys. Res. 1996, 101, 28877. 148. Penkett, S.A.; Volz-Thomas, A.; Fehsenfeld, F.C. Preface to Special Section: North Atlantic Regional Experiment (NARE II). J. Geophys. Res. 1998, 10149. Cowling, E.B.; Chameides, W.L.; Kiang, C.S.; Fehsenfeld, F.C.; Meagher, J.F. Introduction to Special Section: Southern Oxidants Study Nashville/Middle Tennessee Ozone Study. J. Geophys. Res. 1998, 103, 22209. 150. Meagher, J.F.; Cowling, E.B.; Fehsenfeld, F.C.; Parkhurst, W.J. Ozone Formation and Transport in Southeastern United States: Overview of the SOS Nashville/Middle Tennessee Ozone Study. J. Geophys. Res. 1998, 103, 22213. 151. Hübler, G.; Alva L.; Luke, W.; Meagher, J.; Rider, D.; Trainer, M.; Valente, R. An Overview of the Airborne Activities during the Southern Oxidants Study (SOS) 1995 Nashville/Middle Tennessee Ozone S phys. Res. 1998, 103, 22245. 152. Croes, B.E.; Fujita, E.M. Overview of the 1997 Southern California Ozone Study (SCOS97- 2), S3-S26. 153. Ryerson, T.B.; Trainer, M.; Angevine, W.M.; Brock, C.A.; Dissly, R.W.; Fehsenfeld, F.C.; Frost, G.J.; Gold Hubler, G.; Jakoubek, R.O.; Kuster, W.C.; Neuman, J.A.; Nicks, D.K., Jr.; Parrish, D.D.; Roberts, J.M.; Sueper, D.T.; Atlas, E.L.; Donnelly, S.G.; Flocke, F.; Fried, A.; Potter, W.T.; Schauffler, S.; Stroud, V.; Weinheimer, A.J.; Wert, B.P.; Wiedinmyer, C.; Alvarez, R.J.; Bant R.M.; Darby, L.S.; Senff, C.J. Effect of Petrochemical Industrial Emissions of Reactive Alkenes and NOX on Tropospheric Ozone Formation in Houston, Texas. J. 8–1-ACH 8–24. 154. Mallet, M.; Roger, J.C.; Despiau, S.; Dubovik, O.; Putaud, J. physical and Optical Properties of Aerosol Particles in Urban Zone during ESCOMPTE. Atmos. Res. 2003, 69(1–2), 73-97. 155. Volz-Thomas, A.; Geiss, H.; K (SLOPE): Scientific Background and Main Results. J. Geophys. Res. 2000, 105, 15156. Volz-Thomas, A.; Geiss, H.; Hofzumahaus, A.; Becker, K.H. In tion to Special Section: Photochemistry Experiment in BERLIOZ. J. Geophys. Res. 2003, 108, 8252-8272. 157. Neftel, A.; Spirig, C.; Prevot Hjorth, J. Sensitivity of Photooxidant Production in An Overview of Resu Production Field Experiment. J. Geophys. Res. 2002, 107, 8188. 158. United Nations Environment Program sand storms growing in scale and intensity - UNEP News Release 2004/17; 2004. Available at: http://www.unep.org/Documents.Multilingual/ Default.Print.asp?DocumentID 389&ArticleID 4401&1 en. 159. Fang, X.; Li, L.; Xie, Y. Difference of Air Pollution duri Storm Process in Beijing. J. Be Science) 2003, 39, 407-411. 160. Meng, Z.; Hu, M.; Guo, X.; Li, D.; Pan, X. Studies on Effects of Duststorm on Human Health. Chin. J. Pub161. AQMD (South Coast Air Quality Management District). Response to Joseph Romm’s op-ed article in Los A 2004; 2004. Available at: http://www.aqmd.gov/news1/2004/response_to_ joseph_romm.html. 162. AQMD. Historic Ozone Air Quality Trends, 2004. Available at: http:// www.aqmd.gov/smog/o3trend.html. 162a.AQMD. Air Quality Standards Compliance Report December 2002 an http://www.aqmd.gov/smog/AQSCR2002/aq02web.pdf. 162b.California Air Res Emissions and Air Quality; 2003. Available at: http://www.arb.ca.gov/aqd/ almanac/almanac03/almanac03.htm.

163. Garza, G.; Ruiz, C. nal. In La Ciudad de México en el fin del Segundo Milenio; El Colegio de México: Mexico, 2000. 164. Garza, G. La Ciudad de México en el fin del Segundo Milenio; El Colegio de México: Mexico, 2000. 165. Instituto Nacional de Estadistica, G.e. I. Resul censo general de población y vivienda; Mexico, 2000. 166. Ward, P. Mexico City; John Wiley and Sons: New York, 1998. 167. Lezama, J.L.; Favela, R.; Galindo, L.M.; Ibarrarán, M.E.; Sánchez, S.; Molina, L.T. Forces Driving Pollutant Emissions in the MCMA. In Air Quality in the Mexico Megacity: An Integrated Assessment; Molina, L.T. Molina, M.J., Eds.; Kluwer Academic Publishers: The Netherlands, 2002; pp 61-104. 168. Colorado Air Quality Control Commission. Report to the Genera Assembly on Motor Vehi169. Garza, G. Uncontrolled Air Pollution in Mexico City. Cities 1996, 13(5), 315-328. 170. Bossert, J.E. An Investigation of Flow Regimes Affecting the Mexico City Region. J.171. Fast, J.D.; Zhong, S. Meteorological Factors Associated with Inhomo- geneous Ozone Concentrations within the Mexico City Basin. J. Geophys. Res. 1998, 103(D15), 18927-18946. 172. Doran, J.C.; Abbott, J.L.; Archuleta, J.; Bian, X.; Chow, J.C.; Coulter, R.L.; de Wekker, S.F.J.; Edgerton, S.A.; Fernandez, A.; Fast, J.D.; Hubbe, J.M.; King, C.W.; Langley, D.; Leach, J.M.; Lee, J.T.; Martin, T.J.; Martinez, D.; Martine M.; Pena, J.L.; Petty, R.; Porch, W.M.; Russell, C.; Salas, R.; Shanno J.D.; Shaw, W.J.; Sosa, G.; Watson, J.G.; Templeman, B.; White, R.; Whiteman, C.D.; Wolfe, D. The IMADA-AVER Boundary Layer Ex- periment in the Mexico City Area. Bull. Am. Meteor. Soc. 1998, 79(11), 2497-2508. 173. Whiteman, C.D.; Zhong, S.; Bian, Layer Evolution and Regional-Scale Diurnal Circulations over the Mexico Basin and Mexican Plateau. J. Geophys. Res. 2000, 105(D8), 10081-10102. 174. Molina, M.J.; Molina, L.T.; W San-Martini, F.; Zavala, M.A.; McRae, G. Air Pollution Science in the MCMA: Understanding Source-Receptor Relationships through Emissions Inventories, Measurements, and Modeling. In Air Qualit in the Mexico Megacity: An Integrated Assessment; Molina, L.T., Molina, M.J., Eds.; Kluwer Academic Publishers: Dordrecht, The Netherlands, 2002; pp 137-202. 175. Gakenheimer, R.; Molina, L.T.; Sussman, J.; Zegra Makler, J.; Lacy, R.; Slott, R.S.; Villegas, A.; Molina, M.J.; Sanchez, S. The MCMA Transportation System: Mobility and Air Pollution. In A Quality in the Mexico Megacity: An Integrated Assessment; Mol Molina, M.J., Eds.; Kluwer Academic Publishers Netherlands, 2002; pp 213-284. 176. Japan International Cooperation Agency. The Sstudy on Air Pollution Control Plan in the Federal District, Final Report; Japan Intern Cooperation Agency in collaboration with Departamento de Federal: Mexico City, 1988. 177. Japan International Cooperation Agency. The Study on Air Pollution Control Plan of Stationary Sources in the Metropolitan Area of the Ci Mexico, Final Report; Japan International Cooperatio collaboration with Departamento del Distrito Federal: Mexico City, 1991.178. Departamento del Distrito Federal. Programa Integral Contra la C taminación Aatmosférica: Un Compromiso Común ( mento del Distrito Federal: Mexico City, 1990. 179. Fujita, E.M.; Croes, B.E.; Bennett, C.L.; Lawson, D.R.; Lurmann, F.W.; Main, H.H. Comparison of Emission Inventor centration Ratios of CO, NMOG, and NOx in California’s South Coast Air Basin. JAWMA 1992, 42(3),180. Fujita, E.M.; Watson, J.G.; Chow, J.C.; Lu, Z. Validation of the Chem- ical Mass Balance Receptor Model Applied to Hydrocarbon Source Apportionment in the Southe Enivron. Sci. Technol. 1994, 28(9), 1633-1649. 181. Fujita, E.M.; Watson, J.G.; Chow, J.C.; Magliano, K.L. Receptor Model and Emissions Inventory Source Apportionments of Nonmethane Organic Gases in California’s San Joaquin Valley and San Francisco Bay Area. Atmos. Environ. 1995, 29(21), 3019-3035. 182. Harley, R.A.; Russell, A.G.; M Photochemical Modeling of the Southern California Air Quality Study. Enivron. Sci. Techno183. Departamento del Distrito Federal, G.d. E.d. M. S.d. M S.d. S. Programa Para Mejorar la Calidad del Aire en el Valle de México, 1995–2000 (PROA184. Instituto Nacional de Ecologia. Segundo Iinforme Sobre la Calida Aire en Ciudades Mexicanas; 1998. 185. Comisión Ambiental Metropolitana. Inventario de Emisiones 1996 de la Zona Metropolitana del Valle México; Comisión politana: Mexico City, 1999. 186. Comisión Ambiental Metropo Zona Metropolitana del Valle México; Preliminary version (report August, 2001); Comisión Ambiental Metropolitana: Mexico City, 2001.

50

Megaciudades y Contaminación Atmosférica 187. Comisión Ambiental Metropolitana. Inventario de Emisiones de la Zona Metropolitana del Valle de México; Comisión Ambiental Metro-

ater Areas in Canada,

nglish/facts/surfareas.html.

3. ttp://geodepot.statcan.ca/Diss/Maps/ThematicMaps/

Environmental

y Ontario; 2003. Avail-

- ,

Sources Contributing to

Environ-

1997, 31(20), 3421-3427.

w Delhi, 2002.

ssion Trends in a Mega-

ile Organic Compounds in

uality in Delhi (1989–2000);

in India; TERI Report No. 2001EE41;

d Resources Institute. State of Environment Report for

, T.S. Predicted and Measured Concentrations of Traffic Car-

788.

r 1997,

–25, 2002; Kitakyushu, Ja-

elhi,

.P. Future Scenarios of Inventories

,

ban Pollutants from Agriculture and Waste Sectors in Delhi and

January 23–25, 2002; Kitakyushu, Japan, 2002.

rban Pollutants from Transport Sector in Delhi and Calcutta. In

Kitakyushu, Japan, 2002.

; TERI Project Report No.

05;

of ts, Gov’t. of India and Planning Department,

of 2001; 2002. ,

ntal 11.

3782. ecursor of Or-

Air

ogy 2003, 16(6), 267-269.

-271. rofile in Santiago. Bull. Soc.

of

sapakis, M.; Lagoudaki, E.; Stephanou, u-

ron. Sci. Technol. 2001, 35(11), 2288-2294.

6.

rosol in Two Urban Areas of Chile. Atmos. Envi-

iction of PM 2.5 Concentrations

cs 2001, 12(2), 147-159.

-1789. Quality

ch

Box Modeling Approach vi-

politana: Mexico City, 2003. 188. Natural Resources Canada. Land and Freshw 2001; 2001. Available at: http://atlas.gc.ca/site/e189. Statistics Canada. Canada’s Population, Preliminary Estimates; 2003. Available at: http://www.statcan.ca/Daily/English/030625/d030625e.htm. 190. Statistics Canada. Population Density, 2001 Census of Canada; 200 Available at: h population/National/pop_dens_colour_e.pdf. 191. City of Toronto. Strategic Directions: City of Toronto’s Plan; City of Toronto, 2000. 192. Phillips, D. The Climates of Canada; Environment Canada, 1990. 193. Smith, J.; Lavender, B.; Auld, H.; Broadhurst, D.; Bullock, T. Adapting to Climate Variability and Change in Ontario; Environment Canada, 1998. 194. Ontario Ministry of Environment. Air Qualit able at: http://www.airqualityontario.com. 195. Ontario Ministry of Environment. Air Quality in Ontario, 2001 Report; Toronto, 2001. 196. Chtcherbakov, A. Personal Communication; Ontario Ministry of En vironment, 2003. 197. Lee, P.K.H.; Brook, J.R.; Dabek-Zlotorzynska E.; Mabury, S.A. Identification of the Major PM 2.5 Observed in Toronto. Environ. Sci. Technol. 2003, 37(21), 4831-4840. 198. Varshney, C.K.; Aggarwal, M. Ozone Pollution in the Urban ment of Delhi. Atmos. Environ. 1992, 26B, 291-294. 199. Singh, A.; Sarin, S.M.; Shanmugam, P.; Sharma, N.; Attri, A.K.; Jain, V.K. Ozone Distribution in the Urban Environment of Delhi during Winter Months. Atmos. Environ.200. Economic Survey of Delhi. Economic Survey of Delhi 2001–02; Plan- ning Department, Government of National Capital Territory of Delhi, Delhi Secretariat: Ne201. Tully, M. Ram Chandler’s Story; Penguine Books Ltd.: London, 1995. 202. Gurjar, B.R.; Lelieveld, J. Air Quality and Emi city: The Case of Delhi. In Proceedings of the 4th International Conference on Urban Air Quality: Measurement, Modelling and Management, Charles University, Sokhi, R. S., Brechler, J., Eds.; Prague Czech Republic, 2003; pp 187-190. 203. Department of Environment. Towards Cleaner Air: A Case Study of Delhi; Department of Environment, Government of NCT of Delhi and Delhi Pollution Control Committee: New Delhi, 2003. 204. Varshney, C.K.; Padhy, P.K. Total Volat the Urban Environment of Delhi. JAWMA 1998, 48(5), 448-453. 205. Central Pollution Control Board. Air Q Central Pollution Control Board, 2001. 206. The Energy and Resources Institute. Review of Past and On-Going Work on Urban Air Quality TERI: New Delhi, 2001. 207. Central Pollution Control Board. Air Quality of Delhi; 2004. Available at: http://cpcb.delhi.nic.in/bulletin/bul.htm. 208. The Energy an Delhi 2001; TERI Report No. 2000EE65; TERI: New Delhi, 2001. 209. Singh, M.P.; Goyal, P.; Basu, S.; Agarwal, P.; Nigam, S.; Kumari, M.; Panwar bon Monoxide over Delhi. Atmos. Environ. 1990, 24A(4), 801-810. 210. Singh, M.P.; Goyal, P.; Panwar, T.S.; Agarwal, P.; Nigam, S. Predicted an Observed Concentrations of SO2, SPM and NOX over Delhi. At- mos. Environ. 1990, 24A(4), 783-211. Central Pollution Control Board. Pollution Statistics; Central Pollu- tion Control Board: New Delhi, 1994. 212. Saxena, S.; Dayal, V. Total Exposure as a Basis for the Economic Valuation of Air Pollution in India. Energy Environ. Monito 13(2), 93-102. 213. Mitra, A.P. Introductory Comments: Methodology for Producing Inventory of GHGs and Other Pollutants. In Proceedings of Workshop of IGES/APN Mega-city Project, January 23 pan, 2002. 214. Auto Fuel Policy Report. Report of the Expert Committee on Auto Fuel Policy; Ministry of Petroleum and Gas, Govt. of India: New D 2002. 215. Sharma, C.; Dasgupta, A.; Mitra, A of GHGs and Urban Pollutants from Delhi and Calcutta. In Proceed- ings of workshops of IGES. APN mega-city project, January 23–25 2002; Kitakyushu, Japan, 2002. 216. Sharma, C.; Dasgupta, A.; Mitra, A.P. Inventory of GHGs and Other Ur Calcutta. In Proceedings of Workshops of IGES. APN Mega-City Project,217. Sharma, C.; Dasgupta, A.; Mitra, A.P. Inventory of GHGs and Other U Proceedings of Workshops of IGES. APN Mega-City Project, January 23-25, 2002;

218. Bose, R.K. Energy Demand and Environmental Implications in Urban Transport-Case of Delhi. Atmos. Environ. 1996, 30(3), 403-412. 219. The Energy and Resources Institute. Environmental Aspects of Energy Use in Large Indian Metropolises 94EM53; TERI: New Delhi, 1997. 220. Kandlikar, M.; Ramachandran, G. Causes and Consequences of Par- ticulate Air Pollution in Urban India: A Synthesis of the Science. Annu. Rev. Energy Environ. 2000, 25, 629-684. 221. Central Pollution Control Board. Transport Fuel Quality for Year 20 PROBES/78/2000–01; Central Pollution Control Board: New Delhi, 2000. 222. Ministry of Environment and Forests. Status Report for Delhi 21. Delhi Urban Environment and Infrastructure Improvement Project; Ministry Environment and Fores Gov’t. of National Capital Territory of Delhi: New Delhi, 2001. 223. Beijing Environmental Protection Bureau. The Report on the State of Environment in Beijing224. Shi, Z.; Shao, L.; Jones, T.P.; Whittaker, A.G.; Lu, S.; Berube, K.A.; He T.; Richards, R.J. Characterization of Airborne Individual Particles Collected in an Urban Area, a Satellite City and a Clean Air Area in Beijing, 2001. Atmos. Environ. 2003, 37(29), 4097-4108. 225. He, K.; Yang, F.; Ma, Y.; Zhang, Q.; Yao, X.; Chan, C.K.; Cadle, S.; Chan, T.; Mulawa, P. The Characteristics of PM 2.5 in Beijing, China. Atmos. Environ. 2001, 35(29), 4959-4970. 226. He, K.B.; Huo, H.; Zhang, Q. Urban Air Pollution in China: Current Status Characteristics and Progress. Ann. Rev. Energy Environ. 2002, 27, 397-431. 227. Shao, M.; Zhao, M.; Bai, Y.; Li, J.; Tang, X. The Research on NMHC Emissions from Anthropogenic Source in Beijing. China Experime Sci. 1994, 14(1), 6-228. Wang, Z.; Bai, Y.; Zhang, S. A Biogenic Volatile Organic Compounds Emission Inventory for Beijing. Atmos. Environ. 2003, 37, 3771-229. Wang, Y.; Zhou, L. The Organic Compounds-The Pr ganic Aerosol in Beijing. Climate and Environ. Res. 2000, 5(1), 13-19.230. He, K.; Yu, X.; Lu, Y.; Hao, J.; Fu, L. Integrated Analysis of Urban Pollution Control. Urban Environ. & Urban Ecol231. He, K.; Yu, X.; Lu, Y.; Hao, J.; Fu, L. Characterization of Urban Air Pollution Sources. Urban Environ. & Urban Ecology 2003, 16(6), 269232. Lissi, E.; Rubio, M.A. Daily Air Pollution P Chilena deq Uimica 1980, 25(3), 249. 233a. Préndez, M.; Ortiz, J.; Cortés, E.; Cassorla, V. Elemental Composi- tion of Airborne Particulate Matter from Santiago, Chile. JAPCA 1984, 34, 54-56. 233b. Horvath, H.; Trier, A.; Catalán, L. The Relationship between Indoor and Outdoor Soot Concentration in an Urban Environment. J. Aerosol Sci. 1989, 20, 1273-1276. 234. Romero, H.; Ihl, M.; Rivera, A.; Zalazar, P.; Azocar, P. Rapid Urban Growth, Land-Use Changes and Air Pollution in Santiago, Chile. Atmos. Environ. 1999, 33(24–25), 4039-4047. 235. Rappengluck, B.; Oyola, P.; Olaeta, I.; Fabian, P. The Evolution Photochemical Smog in the Metropolitan Area of Santiago de Chile. J. Appl. Meteorol. 2000, 39(3), 275-290. 236. Kavouras, I.G.; Koutrakis, P.; T E.G.; Von Baer, D.; Oyola, P. Source Apportionment of Urban Partic late Aliphatic and Polynuclear Aromatic Hydrocarbons (PAHs) using Multivariate Methods. Envi237. Chen, T.Y.; Simpson, I.J.; Blake, D.R.; Rowland, F.S. Impact of the Leakage of Liquefied Petroleum Gas (LPG) on Santiago Air Quality. Geophys. Res. Lett. 2001, 28(11), 2193-219238. Kavouras, I.G.; Koutrakis, P.; Cereceda-Balic, F.; Oyola, P. Source Apportionment of PM 10 and PM 2.5 in Five Chilean Cities using Factor Analysis. JAWMA 2001, 51(3), 451-464. 239. Tsapakis, M.; Lagoudaki, E.; Stephanou, E.G.; Kavouras, I.G.; Koutrakis, P.; Oyola, P.; Von Baer, D. The Composition and Sources of PM 2.5 Organic Ae ron. 2002, 36(23), 3851-3863. 240. Rutllant, J.; Garreaud, R. Meteorological Air Pollution Potential for Santiago, Chile: Towards an Objective Episode Forecasting; env mon ass 1995, 34(3), 223-244. 241. Perez, P.; Trier, A.; Reyes, J. Pred Several Hours in Advance using Neural Networks in Santiago, Chile. Atmos. Environ. 2000, 34(8), 1189-1196. 242. Silva, C.; Perez, P.; Trier, A. Statistical Modeling and Prediction of Atmospheric Pollution by Particulate Material: Two Nonparametric Approaches. Environmetri243. Perez, P.; Trier, A. Prediction of NO and NO2 Concentrations Near a Street with Heavy Traffic in Santiago, Chile. Atmos. Environ. 2001, 35(10), 1783244. Jorquera, H.; Palma, W.; Tapia, J. An Intervention Analysis of Air Data at Santiago, Chile. Atmos. Environ. 2000, 34(24), 4073-4084. 245. Jorquera, H. Air Quality at Santiago, Chile: A Box Modeling Approa I. Carbon Monoxide, Nitrogen Oxides and Sulfur Dioxide. Atmos. Environ. 2002, 36(2), 315-330. 246. Jorquera, H. Air Quality at Santiago, Chile: A II. PM 2.5 Coarse and PM 10 Particulate Matter Fractions. Atmos. En

51

Megaciudades y Contaminación Atmosférica ron. 2002, 36(2), 331-344. 247a.Pérez, P. Characterization and Prediction of SO2 Concentrations in the Atmosphere of Santiago, Chile. Rev.

, J.; Minnis, P.

.

Air Incursions over Subtropical South America:

Miguel, A.H.; Tavares, T.M. Urban Air Pollution in

led Vehicular Emissions.

uence of Me-

tal

o tionment Study. Atmos. Environ. 2001, 35(29),

n Study. JAWMA 1997, 47(12), 1297-1300. eken, R. Char-

articles in the Sao Paulo Metropolitan Area.

patron 1.08.

School of Public Health, University of Califor-

Condiciones de Vida y Condiciones del

/current_iss/.

e rgonne, IL, and

e -Days on the Environment, Cairo, Egypt,

rce

tal

-

-5557.

s for Population-Oriented

articulate Matter in Ambient Air, Vostal, J.J., Ed.; Air and Waste Management Association: Pittsburgh, PA, 1998; pp 461-472.

, W.E. Receptor Modeling Application Framework for Particle

Volatile Organic

.

. EI-Workshop. In Integrated Program on Urban, Regional and xico, w.

/emissions/emission.html De-

–17, artso/EmissionsWorkshop.

2000. s,

),

tions as a Result of Automobile Improvement. Environ. Sci.

ventory of Motor Vehicle

.S. Finding High Emitters. In Proceedings of the 14th CRC

, motive Particle

ttp://arb.ca.gov/msprog/obdprog/obdprog.

rkcar.

mental Protection Agency. US EPA’s Clean Air Excellence

ors

l in Stockholm,

QS

r, T.W.; Singer, B.C.; Harley, R.A.; Kendall, G.R.; Traverse,

),

4076.

le Infrared Laser Measurements of Nitrous Oxide Emissions

stin, 2003; pp. 1-4.

gs95/note_

582.

y thropogenic Sources. Atmo-

T.;

Mex. Fis. 2002, 48(3), 111-112. 247b.Silva, C.; Quiroz, A. Optimization of the Atmospheric Pollution Mon- itoring Network at Santiago de Chile. Atmos. Environ. 2003, 37(17), 2337-2345. 248. Garreaud, R.D.; Rutlant, J.; Quintana, J.; Carrasco CIMAR-5: A Snapshot of the Lower Troposphere over the Subtropical Southeast Pacific. Bull. Am. Meteor. Soc. 2002, 82(10), 2193-2208249. Garreaud, R.D.; Rutlant, J.; Fuenzalida, H. Coastal Lows along the Subtropical West Coast of South America: Mean Structure and Evo- lution. Mon. Weather Rev. 2002, 130, 75-88. 250. Garreaud, R.D. Cold Mean Structure and Dynamics. Mon. Weather Rev. 2000, 128, 2544- 2559. 251. Grosjean, D.; Brazil: Acetaldehyde and Other Carbonyls. Atmos. Environ. Part B: Urban Atmosphere 1990, 24B(1), 101-106. 252. Tanner, R.L.; Miguel, A.H.; de Andrade, J.B.; Gaffney, J.S.; Streit, G.E. Atmospheric Chemistry of Aldehydes: Enhanced Peroxyacetyl Ni-trate Formation from Ethanol-Fue Enivron. Sci. Technol. 1988, 22(9), 1026-1034. 253. Sanchez-Ccoyllo, O.R.; de Fatima Andrade, M. The Infl teorological Conditions on the Behavior of Pollutants Concentra- tions in Saõ Paulo, Brazil. Environ. Poll. 2002, 116(2), 257-263. 254. CETESB. Relatorio de Qualidade do ar no Estado de Saõ Paulo - 2002; CETESB: Companhia de tecnologia de saneamento ambien de SaoPaulo, 2002. 255. Castanho, A.D.A.; Artaxo, P. Wintertime and Summertime Saõ Paul Aerosol Source Appor 4889-4902. 256. Alonso, C.D.; Martins, M.H.R.B.; Romano, J.; Godinho, R. Sao Paulo Aerosol Characterizatio257. Miranda, R.M.; Andrade, M.F.; Worobiec, A.; van Gri acterization of Aerosol P Atmos. Environ. 2002, 36, 345-352. 258. Bogota Distrito Capital. Bogotá en cifras; 2004. Available at: http:// www.bogota.gov.co/bogota/decide.php?259. Behrentz, E. Research Project Concept Note, Analysis of Greenhouse Gas Emissions in Bogota City; prepared for Advance Institute on Urbanization, Emissions, and the Global Carbon Cycle, Universidad de Los Andes, Bogotá, Columbia by Environmental Science and Engineering Program, nia: Los Angeles, CA, 2003. Available at: http://www.bol.ucla.edu/ ebehrent/bogota.pdf. 260. Veeduria Distrital. Indice de Aire en Bogotá 2002. Boletın Vivir en Bogotá: Indicadores Sociales 2003, 12. Available at: http://www.veeduriadistrital.gov.co/es/grupo/g30/ ATT1073427713-1.pdf. 261. Hidalgo, D. The Backbone of the Mobility Strategy of Bogotá: Trans- Milenio. Public Transport International Magazine 2003, 5. Available at: http://www.uitp-pti.com262. Sturchio, N.; Sultan, M.; Sharkaway, M.E.; Maghraby, A.E.; Taher, A. Concentration and Isotopic Composition of Lead in Urban Particulat Air, Cairo, Egypt; Argonne National Laboratory, A Center for Environmental Hazard Mitigation, Cairo University, Cairo, Egypt, 1996. 263. Nasralla, M.M. Air Pollution in Greater Cairo. In Proceeding of th Italian-Egyptian Study October 9–20, 1994; 1994. 264. Rodes, C.E.; Nasralla, M.M.; Lawless, P.A. An Assessment and Sou Apportionment of Airborne Particulate Matter in Cairo, Egypt; Activity report No. 22; prepared for USAID Mission to Egypt under EHP activity No. 133-RCm delivery order No. 7, 1996. 265. Chemonics International. Cairo Air Improvement Project, Draft Year 1 Work Plan; prepared for USAID/Egypt and Egyptian Environmen Affairs Agency, 1997. 266. Abu-Allaban, M.; Gertler, A.W.; Lowenthal, D.H. A Preliminary Ap portionment of the Sources of Ambient PM10, PM2.5, and VOCs in Cairo. Atmos. Environ. 2002, 36(35), 5549267. Labib, M.W.; Khalik, M.H. Ambient PM and Lead Levels in the Greater Cairo Area for Y 2000 and Y 2001. In Proceedings of the AWMA Conference on Air Quality Measurement Methods, San Francisco, CA, 2002. 268. Winsemius, P. Guest at Home, Reflections on Environmental Manage ment; Samson, HD Tjeenk Willink Publishers, Alphen aan den Rijn, the Netherlands; 1986, pp. 1-227. 269. Watson, J.G.; Chow, J.C.; DuBois, D.W.; Green, M.C.; Frank, N.H.; Pitchford, M.L. Network Design Principle Monitoring of Suspended Particles; in Proceedings, Health Effects of P

270. Chow, J.C. Critical Review: Measurement Methods to Determine Compliance with Ambient Air Quality Standards for Suspended Par- ticles. JAWMA 1995, 45(5), 320-382. 271. Blanchard, C.L. Methods for Attributing Ambient Air Pollutants to Emission Sources. Annu. Rev. Energy Environ. 1999, 24, 329-365. 272. Watson, J.G.; Zhu, T.; Chow, J.C.; Engelbrecht, J.P.; Fujita, E.M.; Wilson Source Apportionment. Chemosphere 2002, 49(9), 1093-1136. 273. Watson, J.G.; Chow, J.C.; Fujita, E.M. Review of Compound Source Apportionment by Chemical Mass Balance. At- mos. Environ. 2001, 35(9), 1567-1584. Available at: http://ftp.cgenv com/pub/downloads/Watson.pdf. 274. IPURGAP Global Air Pollution Workshop on Mexico Emissions Inventory; Mé D.F., México, 2003; February 25–26, 2003. Available at: http://ww eaps.mit.edu/megacities/workshops275. NARSTO. Workshop on Innovative Methods for Emission-Inventory velopment and Evaluation, University of Texas, Austin, October 14 2003. Available at: http://www.cgen.com/N html. 276. National Research Council. Modeling Mobile Source Emissions; Na- tional Academy Press: Washington, DC,277. Schifter, I.; Diaz, L.; Duran, J.; Guzman, E.; Chavez, O.; Lopez-Salina E. Remote Sensing Study of Emissions from Motor Vehicles in the Metropolitan Area of Mexico City. Environ. Sci. Technol. 2003, 37(2 395-401. 278. Pokharel, S.S.; Bishop, G.A.; Stedman, D.H.; Slott, R.S. Emissions Reduc Technol. 2003, 37(22), 5097-5101. 279. Singer, B.C.; Harley, R.A. A Fuel-Based In Exhaust Emissions in the Los Angeles Area during Summer 1997. Atmos. Environ. 2000, 34(11), 1783-1795. 280. Slott, R On-Road Workshop, Coordinating Research Council; Coordinating Re- search Council, Alpharetta, GA, 2004. 281. Moosmüller, H.; Mazzoleni, C.; Barber, P.W.; Kuhns, H.D.; Keislar R.E.; Watson, J.G. On-Road Measurement of Auto Emissions by Ultraviolet Lidar and Transmissometer: Instrument. Environ. Sci. Technol. 2003, 37(21), 4971-4978. 282. ARB. 2004. Available at: h htm. 283. NetworkCar. Press Release; 2003. Available at: http://www.netwo com/networkcar/pub/pressrelease013. 284. U.S. Environ Award; 2003. Available at: http://www.epa.gov/air/caaac/2003awar. html. 285. Kristensson, A.; Johansson, C.; Westerholm, R.; Swietlicki, E.; Gidha- gen, L.; Wideqvist, U.; Vesely, V. Real-World Traffic Emission Fact of Gases and Particles Measured in a Road Tunne Sweden. Atmos. Environ. 2004, 38(5), 657-673. 286. Pierson, W.R.; Gertler, A.W.; Bradow, R.L. Comparison of the SCA Tunnel Study with Other On-Road Vehicle Emission Data. JAWMA 1990, 40(11), 1495-1504. 287. Kirchstette M. Impact of California Reformulated Gasoline on Motor Vehicle Emissions 1. Mass Emission Rates. Environ. Sci. Technol. 1999, 33(2 318-328. 288. Kittelson, D.B.; Watts, W.F.; Johnson, J.P. Nanoparticle Emissions on Minnesota Highways. Atmos. Environ. 2004, 38(1), 9-19. 289. Vogt, R.; Scheer, V.; Casati, R.; Benter, T. On-Road Measurement of Particle Emission in the Exhaust Plume of a Diesel Passenger Car. Environ. Sci. Technol. 2003, 37(18), 4070-289a .Jiménez, J.L., McManus, J.B., Shorter, J.H., Nelson, D.D., Zahniser, M.S., Koplow, M., McRae, G.J., Kolb, C.E. Cross Road and Mobile Tunab from Motor Vehicles, Chemosphere. Global Change Sci. 2000, 2, 397-412. 290. Tierney, G. EPA’s Plans to Estimate the Criteria Air Pollutant Emissions of Highway Vehicles and Off-Highway Equipment with MOVES. In NARSTO Workshop on Innovative Methods for Emission Inventory Development and Evaluation; University of Texas, Au291. European Commission. Automotive Industry; 2004. Available at: http://www.google.com/search?q cache:1FVM5QNKh4gJ:europa.eu. int/comm/enterprise/automotive/mveg_meetings/meetin on_iuc.pdf EPA PEMS&hl en&ie UTF-8. 292. Eisinger, M.; Burrows, J.P. Tropospheric Sulfur Dioxide Observed by the ERS-2 GOME Instrument. Geophys. Res. Lett. 1998, 25(22), 4177- 4180. 293. Spichtinger, N.; Wenig, M.; James, P.; Wagner, T.; Platt, U.; Stohl, A. Satellite Detection of a Continental-Scale Plume of Nitrogen Oxides from Boreal Forest Fires. Geophys. Res. Lett. 2001, 28(24), 4579-4294. Beirle, S.; Platt, U.; Wenig, M.; Wagner, T. Weekly Cycle of NO2 b GOME Measurements: A Signature of An spheric Chemistry and Physics 2003, 3, 2225-2232. 295. Wenig, M.; Spichtinger, N.; Stohl, A.; Held, G.; Beirle, S.; Wagner,

52

Megaciudades y Contaminación Atmosférica Jahne, B.; Platt, U. International Transport of Nitrogen Oxide Pollu- tion Plumes. Atmos. Chem. and Physics 2003, 3, 387-393. 296. Wagner, T.; Heland, J.; Zoger, M.; Platt, U. A Fast H2 O Total Column Density Product from GOME-Validation with In-Situ

3. ann, R.; von Kuhl-

k,

nd MATCH-MPIC-Data. Atmos.

emispheric-Scale Transport of Forest Fire Smoke from Russia

inger, N.; James, P.; Forster,

enig, M.; Wagner,

567-

nto, California: Summary

Needs; NOAA

n,

ing System for

mical

n el

ssions in the

es y University of California, Riverside, 2000.

. 2002, 107, 4332-4357.

Research and Development, U. S.

puter Mod-

sive at:

f

96.

and Inventory of Pollutant Emissions. Atmos. Environ. 1974, 8, 97-130

sign and Basic Perfor-

ic Geochemistry 1998, 4, 123-152.

198. .; Binkowski,

.

onents. At-

em. J. Geophys. Res. 2001, 106(D22),

ion of Aromatic Volatile Organic Com-

for e Master Chemical Mechanism, MCM v3 (Part

l- enzene, Toluene, and p-xylene. J. Phys.

n, O.J.; on,

.H.;

y of

R.; Bloss, W.J.; Lee,

ic Hydrocar-

-

ental Chamber d. -

State/NCAR Mesoscale Model (MM5); NCAR Tech. Note

on- ww.src.com.

;

An Urban Surface Exchange

; ather

ro- ance

. Available at: http://ww.mmm.

-Diesel Engines: En-

Aircraft Measurements. Atmos. Chem. and Physics 2003, 3, 651-66297. Ladstatter-Weissenmayer, A.; Heland, J.; Korm mann, R.; Lawrence, M.G.; Meyer-Arnek, J.; Richter, A.; WittrocF.; Ziereis, H.; Burrows, J. P. Transport and Build-Up of Tropospheric Trace Gases during the MINOS Campaign: Comparison ff GOME, In-Situ Aircraft Measurements a Chem. and Physics 2003, 3, 1887-1902. 298. Damoah, R.; Spichtinger, N.; Forster, C.; James, P.; Mattis, I.; Wand- inger, U.; Beirle, S.; Wagner, T.; Stohl, A. Around the World in 17 days-H in May 2003. Atmos. Chem. Physics Discussion 2004, 4, 1449-1471. 299. Eckhardt, S.; Stohl, A.; Beirle, S.; Spicht C.; Junker, C.; Wagner, T.; Platt, U.; Jennings, S.G. The North Atlantic Oscillation Controls Air Pollution Transport to the Arctic. Atmos. Chem. and Physics 2003, 3, 1769-1778. 300. Stohl, A.; Huntrieser, H.; Richter, A.; Beirle, S.; Cooper, O.R.; Eck- hardt, S.; Forster, C.; James, P.; Spichtinger, N.; W T.; Burrows, J. P.; Platt, U. Rapid Intercontinental Air Pollution Transport Associated with a Meteorological Bomb. Atmos. Chem. and Physics 2003, 3, 969-985. 301. Borrell, P.; Burrows, J.P.; Richter, A.; Platt, U.; Wagner, T. New Directions: New Developments in Satellite Capabilities for Probing the Chemistry of the Troposphere. Atmos. Environ. 2003, 37, 2 2570. 302. Vedal, S. Critical Review-Ambient Particles and Health: Lines that Divide. JAWMA 1997, 47(5), 551-581. 303. Dye, T.S.; MacDonald, C.P.; Anderson, C.B. Air Quality Forecasting for the SPARE the Air Program in Sacrame of Four Years of Ozone Forecasting. In 11th Joint Conference on the Applications of Air Pollution Meteorology with the Air and Waste Management Association; Long Beach, CA, 2000. 304. National Oceanic and Atmospheric Administration. Air Quality Fore- casting: A Review of Federal Programs and Research Aeronomy Laboratory: Boulder, CO, 2001. 305. Stockwell, W.R.; Artz, R.S.; Meagher, J.F.; Petersen, R.A.; Schere, K.L.; Grell, G.A.; Peckham, S.E.; Stein, A.F.; Pierce, R.V.; O’Sulliva J.M.; Whung, P.Y. The Scientific Basis of NOAA’s Air Quality Forecasting Program. EM 2002(Dec.), 20-27. 306. Zolghadri, A.; Monsion, M.; Henry, D.; Marchionini, C.; Petrique, O. Development of an Operational Model-Based Warn Tropospheric Ozone Concentrations in Bordeaux, France. Environ. Modelling & Software 2004, 19, 369-382. 307. Russell, A.G.; Dennis, R. NARSTO Critical Review of Photoche Models and Modeling. Atmos. Environ. 2000, 34(12–14), 2283-2324. 308. McRae, G.J.; Seinfeld, J.H. Development of a Second-Generatio Mathematical Model for Urban Air Pollution II. Evaluation of Mod Performance. Atmos. Environ. 1983, 17, 501-522. 309. West, J.J.; Zavala, M.A.; Molina, L.T.; Molina, M.J.; San Martini, F.; McRae, G.J.; Sosa-Iglesias, G.; Arriaga-Colina, J.L. Modeling Ozone Photochemistry and Evaluation of Hydrocarbon Emi Mexico City Metropolitan Area. J. Geophys. Res. 2004, submitted. 310. Carter, W.P.L. Documentation of the SAPRC-99 Chemical Mechanism for VOC Reactivity Assessment; prepared for California Air Resourc Board b311. Griffin, R.J.; Dabdub, D.; Seinfeld, J.H. Secondary Organic Aerosol 1. Atmospheric Chemical Mechanism for Production of Molecular Constituents. J. Geophys. Res312. Byun, D.W.; Ching, J.K.S. Science Algorithms of the EPA MODELS-3 Community Multiscale Air Quality (CMAQ) Modeling System; EPA/600/R-99/030; Office of Environmental Protection Agency: Washington, DC, 1999. 313. Gery, M.W.; Whitten, G.Z.; Killus, J.P.; Dodge, M.C. A Photochemical Kinetics Mechanism for Urban and Regional Scale Com eling. J. Geophys. Res. 1989, 94, 12925-12956. 314. Stockwell, W.R.; Middleton, P.; Chang, J.S.; Tang, X. The Second Generation Regional Acid Deposition Model Chemical Mechanism for Regional Air Quality Modeling. J. Geophys. Res. 1990, 95, 16343- 16367. 315. ENVIRON International Corporation. User’s Guide: Comprehen Air Quality Model with Extensions (CAMx) v4.00; 2003. Available http://www.camx.com. 316. Reynolds, S.D.; Roth, P.M.; Seinfeld, J.H. Mathematical Modeling o Photochemical Air Pollution: I-Formulation of the Model. Atmos. Environ. 1973, 7, 1033-1061. 317. Reynolds, S.D.; Liu, M.K.; Hecht, T.A.; Roth, P.M.; Seinfeld, J.H. Mathematical Modeling of Photochemical Air Pollution–III. Evalua- t ion of the Model. Atmos. Environ. 1974, 8, 563-5318. Roth, P.M.; Roberts, P.W.; Liu, M.K.; Reynolds, S.D.; Seinfeld, J.H. Mathematical Modeling of Photochemical Air Pollution-II. A Model

319. Grell, G.A.; Emeis, S.; Stockwell, W.R.; Schoenemeyer, T.; Forkel, R.; Michalakes, J.; Knoche, R.; Seidl, W. Application of a Multiscale, Coupled MM5/Chemistry Model to the Complex Terrain of the VOTALP Valley Campaign. Atmos. Environ. 2000, 34, 1435-1453. 320. Seaman, N.L.; Stauffer, D.R.; Lario-Gibbs, A.M. A Multiscale Four- Dimensional Data Assimilation System Applied in the San Joaquin Valley during SARMAP. Part I: Modeling De mance Characteristics. Appl. Meteorol. 1995, 34(8), 1739-1761. 321. Nenes, A.; Pandis, S.N.; Pilinis, C. ISORROPIA: A New Thermody- namic Equilibrium Model for Multiphase Multicomponent Inorganic Aerosols. Aquat322. Kim, Y.P.; Seinfeld, J.H.; Saxena, P. Atmospheric Gas-Aerosol Equi- librium II. Analysis of Common Approximations and Activity Coef- ficient Calculation Methods. Aerosol Sci. Technol. 1993, 19(2), 182-323. Ackermann, I.J.; Hass, H.; Memmesheimer, M.; Ebel, A F.S.; Shankar, U. Modal Aerosol Dynamics Model for Europe: Develop- ment and First Applications. Atmos. Environ. 1998, 32(17), 2981-3000324. Koo, B.; Ansari, A.S.; Pandis, S.N. Integrated Approaches to Modeling the Organic and Inorganic Atmospheric Aerosol Comp mos. Environ. 2003, 37(34), 4757-4768. 325. Schell, B.; Ackermann, I.J.; Hass, H.; Binkowski, F.S.; Ebel, A. Model- ing the Formation of Secondary Organic Aerosol within a Compre- hensive Air Quality Model Syst 28275-28293. 326. Jenkin, M.E.; Saunders, S.M.; Wagner, V.; Pilling, M.J. Protocol for the Development of the Master Chemical Mechanism, MCM v3 (Part B): Tropospheric Degradat pounds. Atmos. Chem. and Physics 2003, 3, 181-193. 327. Saunders, S.M.; Jenkin, M.E.; Derwent, R.G.; Pilling, M.J. Protocol the Development of th A): Tropospheric Degradation of Nonaromatic Volatile Organic Com- pounds. Atmos. Chem. and Physics 2003, 3, 161-180. 328. Volkamer, R.; Platt, U.; Wirtz, K. Primary and Secondary Glyoxal Formation from Aromatics: Experimental Evidence for the Bicycloa kyl-Radical Pathway from B Chem. 2001, 105, 7865-7874. 329. Volkamer, R.; Klotz, B.; Barnes, I.; Imamura, T.; Wirtz, K.; Washida, N.; Becker, K.H.; Platt, U. OH-Initiated Oxidation of Benzene I. Phe- nol Formation under Atmospheric Conditions. Phys. Chem. Chemical Phys. 2002, 4, 1598-1610. 330. Bethel, H.L.; Arey, J.; Atkinson, R. Products of the OH Radical-Initi- ated Reaction of 3-hexene-2,5-dione. Environ. Sci. Technol. 2001, 35(22), 4477H4480. 331. Klotz, B.; Volkamer, R.; Hurley, M.D.; Anderson, M.P.S.; Nielse Barnes, I.; Imamura, T.; Wirtz, K.; Becker, K.H.; Platt, U.; Wallingt T.J.; Washida, N. OH-Initiated Oxidation of Benzene Part II. Influence of Elevated NOX Concentrations. Phys. Chem. Chemical Phys. 2002, 4, 4399-4411. 332. Calvert, J.G.; Atkinson, R.; Becker, K.H.; Kamens, R.H.; Seinfeld, J Wallington, T.J.; Yarwood, G. The Mechanisms of Atmospheric Oxida- tion of Aromatic Hydrocarbons; Oxford University Press: Oxford, 2002. 333. Olariu, R.I.; Klotz, B.; Barnes, I.; Becker, K.H.; Mocanu, R. FT-IR Stud the Ring-Retaining Products from the Reaction of OH Radicals with phenol, o-, m-, and p-cresol. Atmos. Environ. 2002, 36, 3685-3697. 334. Bloss, C.; Wagner, V.; Jenkin, M.E.; Volkamer, J.D.; Heard, D.E.; Wirtz, K.; Martin-Reviejo, M.; Rea, G.; Wenger, J.C.; Pilling, M.J. Development of a Detailed Chemical Mechanism (Mcmv3.1) for the Atmospheric Oxidation of Aromat bons. Atmospheric Chemistry and Physics Discussion 2004, submitted.335. Bloss, C.; Wagner, V.; Bonzanini, A.; Jenkin, M.E.; Wirtz, K.; Martin Reviejo, M.; Pilling, M.J. Evaluation of Detailed Aromatic Mecha- nisms (MCMv3 and MCMv3.1) Against Environm Data. Atmospheric Chemistry and Physics Discussion 2004, submitte336. Grell, G.A.; Dudhia, J.; Stauffer, D.R. A Description of the Fifth-Gener ation Penn NCAR/TN-398 STR; Natl. Cent. for Atmos. Res.: Boulder, CO, 1994. 337. Seaman, N.L. Meteorological Modeling for Air-Quality Assessments. Atmos. Environ. 2000, 34(12–14), 2231-2259. 338. Scire, J.S.; Robe, F.R.; Fernau, M.E.; Yamartino, R.J. A User’s Guide for the CALMET Meteorological Model (Version 5); Earth Tech Inc.: C cord, MA, 2000. Available at: http://w339. Pielke, R.A.; Cotton, W.R.; Walko, R.L.; Tremback, C.J.; Lyons, W.A.; Grasso, L.D.; Nicholls, M.E.; Moran, M.D.; Wesley, D.A.; Lee, T.J. Copeland, J.H. A Comprehensive Meteorological Modeling System- RAMS. Meteorol. Atmos. Phys. 1992, 49, 69-91. 340. Martilli, A.; Clappier, A.; Rotach, M.W. Parameterisation for Mesoscale Models; bound lay met 2002, 104(2), 261-304. 341. Michalakes, J.; Chen, S.; Dudhia, J.; Hart, L.; Klemp, J.; Middlecoff, J. Skamarock, W. Development of a Next Generation Regional We Research and Forecast Model. In Developments in Teracomputing: P ceedings of the Ninth ECMWF Workshop on the Use of High Perform Computing in Meteorology; 2001 ucar.edu/mm5/mpp/ecmwf01.htm. 342. Lloyd, A.C.; Cackette, T.A. 2001 Critical Review

53

Megaciudades y Contaminación Atmosférica vironmental Impact and Control. JAWMA 2001, 51(6), 809-847. 342a. National Research Council of the National Academies. Air Quality

the United States, January 2004; The National

orming

p://www.

for exico City Metropolitan

:

chnology, Market, and Policy tomotive

.

00. Available at: ab/www/pubs/el00–003.pdf.

nual RECLAIM

- 01, 51(9), 1258-1270.

nvironmental Protection Agency. Deposition of Air

ilable at:

T.;

.

omic Incentives Versus Com-

lable at:

ey, he U. S. Acid Rain Program; Cambridge

56. Wiener, J. Global Trade in Greenhouse Gas Control: Market Merits and Critics Concerns. Resources 1997(October). Available at: http:// www.rff.org/rff/Documents/RFF-Resources-129-ghgtrade.pdf. 357. London Assembly Transport Committee. Congestion Charging: A First Review February 2004; Greater London Authority: London, 2004. Available at: http://london.gov.uk/assembly/reports/transport/congestion_charging_feb04.pdf. 358. Texas Transportation Institute. Highway Congestion Worsens: Traf- fic Solutions and Impacts Examined. Texas Transportation Researcher 2003, 39(4), 2-3. 359. Santos, G. Road Pricing on the Basis of Congestion Costs: Consistent Results from Two Historic UK Towns; Transportation Research Board, 2000. Available at: http://www.econ.cam.ac.uk/dae/people/santos/trb2000.pdf.

Management in Acad- emy Press: Washington, DC, 2004. 343. Fairley, P. Hybrids’ Rising Sun: Gas-Electric Cars are Transf the Auto Industry. Toyota’s Head Start has Detroit Scrambling to Catch Up. Technology Review 2004(April). Available at: htt technologyreview.com/articles/print_version/fairley0404.asp. 344. Mostashari, A. Design of Robust Emission Reduction Strategies Road-Based Public Transportation in the M Area; Master Thesis MIT, 2003. 345. U.S. Department Of Energy. Hydrogen fuel; 2004. Available at http://www.eere.energy.gov/hydrogenfuel/. 346. DeCicco, J.M. Fuel Cell Vehicles: Te Issues; SAE Research Report RR-010; Society of Au Engineers, 2001. 347. Weiss, M.A.; Heywood, J.B.; Drake, E.M.; Schafer, A.; AuYeung, F.F On the Road in 2020: A Life-Cycle Analysis of New Automobile Technologies; MIT EL 00–003; Massachusetts Institute of Technology, Energy Laboratory: Cambridge, MA, 20 http://web.mit.edu/energyl348. South Coast Air Quality Management District. An audit report for the 2001 compliance year; 2003. Available at: http://www.aqmd.gov/hb/030336a.html. 349. Chow, J.C. 2001 Critical Review Discussion-Diesel Engines: Environ mental Impact and Control. JAWMA 20350. International Council for Clean Transportation. Sulfur Statement, June 3, 2003; 2003. Available at: http://www.cleantransportcouncil.org/index.php. 351. United States E Pollutants to the Great Waters; EPA-453/R-00–005; Office of Air Quality Planning and Standards: Research Triangle Park, NC, 2000. 352. Center for Science and Environment. Need for a Technological Leapfrog in Asia for Clean Air; 2004. Ava http://www.cseindia.org/ aboutus/press_releases/press_20040330.htm. 353. Nguyen, H.T.; Takenaka, N.; Bandow, H.; Maeda, Y.; de Oliva, S. Botelho, M.M.F.; Tavares, T.M. Atmospheric Alcohols and Aldehydes Concentrations Measured in Osaka, Japan and in Sao Paulo, Brazil Atmos. Environ. 2001, 35, 3075-3083. 354. Harrington, W.; Morgenstern, R.D. Econ mand and Control. What’s the Best Approach for Solving Environmental Problems? Resources 2004(Fall/Winter). Avai http://www. rff.org/rff/Documents/RFF_Resources_152_ecoincentives.pdf. 355. Ellerman, A.D.; Joskow, P.L.; Schmalensee, R.; Montero, J.P.; Bail E.M. Markets for Clean Air: T University Press: Cambridge, UK, 2000. 3

54