En distintas regiones de la Argentina, el acceso al agua potable se ha visto condicionado por la presencia de arsénico, flúor y vanadio en las aguas subterráneas. Cuando estos elementos alcanzan concentraciones elevadas, el consumo prolongado puede provocar efectos perjudiciales para la salud. La exposición crónica al arsénico, en particular, se relaciona con el hidroarsenicismo crónico regional endémico (HACRE), una enfermedad que puede ocasionar lesiones cutáneas y distintos tipos de cáncer.
En este trabajo se analiza la distribución del arsénico en los acuíferos argentinos e identifica las áreas con mayores concentraciones, a partir de estudios y registros disponibles. Se presta especial atención a las regiones donde las características hidrogeológicas y las dificultades de acceso al agua potable aumentan la exposición de la población.
Introducción
La presencia de arsénico (As) en las aguas subterráneas de la Argentina se ha relacionado con la actividad volcánica desarrollada en los Andes durante el Cuaternario. Este proceso fue particularmente intenso en el Altiplano y habría contribuido a las elevadas concentraciones detectadas en distintos cursos de agua. Entre ellos se encuentran los ríos Rosario, Pastos Chicos y Chorrillos, este último con registros de 3,5 mg/l, y San Antonio, con valores de 0,7 mg/l, en las proximidades de San Antonio de los Cobres, Salta. También se han registrado concentraciones de entre 0,10 y 0,15 mg/l en el río Jáchal, San Juan (Trelles, 1970), y de entre 0,15 y 0,8 mg/l en el río San Antonio, departamento de Anta, Salta (Esparza, 1996).
La actividad volcánica también habría favorecido la acumulación de grandes depósitos de vidrios volcánicos con arsénico en el sector oriental de la llanura pampeana. Nicolli (1987) registró concentraciones de 11 ± 0,78 en vidrios frescos y de 14,7 ± 0,70 en vidrios alterados.
La presencia de arsénico disuelto en el agua depende, entre otros factores, de las condiciones químicas del medio. Su solubilidad aumenta especialmente en aguas alcalinas ricas en bicarbonato de sodio. En cambio, las concentraciones suelen ser menores en aguas con abundantes sales de calcio o magnesio, incluso cuando contienen bicarbonatos o sulfatos. Por esta razón, las aguas subterráneas más alcalinas pueden presentar contenidos elevados de este elemento.
La distribución del arsénico varía según las características geológicas y la profundidad de los acuíferos. En Santiago del Estero, por ejemplo, se han identificado concentraciones elevadas en aguas profundas de Monte Quemado, entre los 90 y 100 metros, y en Selva, donde se registraron 0,57 mg/la 40 metros de profundidad (Dodero et al., 1984). También se han señalado problemas en Santa Fe, Chaco, La Rioja y Salta.
En el nordeste de Santiago del
Estero, Martín et al. (1993) estudiaron 340 pozos y observaron diferencias
vinculadas con su ubicación. Los pozos asentados sobre paleocauces del oeste
del departamento Alberdi proporcionaban agua con contenidos relativamente bajos
de arsénico, aunque presentaban una elevada contaminación biológica. En cambio,
los situados sobre el abanico aluvial de las Sierras Subandinas, al oeste del
departamento Copo, registraban concentraciones mayores, con máximos de 0,60
mg/l en perforaciones de entre 80 y 110 metros de profundidad.
En otras provincias, el arsénico
también aparece en capas superficiales. Se han identificado concentraciones
elevadas en Bell Ville, en la cuenca del río Tercero, y en sectores del centro
y norte de Santa Fe, así como en el norte y sur de Buenos Aires (Paoloni et
al., 1999). También se han documentado casos en el norte de La Pampa, donde
Jacinto Arauz registró 0,4 mg/l, según Dodero et al. (1996b); en Tucumán, a
profundidades de entre 6 y 30 metros (Esparza, 1996), y en San Juan (Trelles et
al., 1970; Gavarotto, 1984). En Huinca Renancó, Córdoba, se informó una
concentración de 0,302 mg/l (ADI Canadá, 1996).
Antecedentes
El Hidroarsenicismo Crónico
Regional Endémico (HACRE) es una enfermedad asociada con la ingestión
prolongada de agua que contiene arsénico. Su denominación describe una afección
vinculada con la exposición crónica de la población de una región donde el problema
se presenta de manera persistente. Picheral (1982) la ha abordado como un
ejemplo de complejo ecopatológico, en el que interactúan las condiciones
ambientales y los efectos sobre la salud.
La enfermedad puede evolucionar a
través de distintas manifestaciones clínicas. Entre las primeras se describen
la hiperhidrosis palmoplantar, el prurito y la descamación, junto con síntomas
como conjuntivitis, vómitos o diarrea. En etapas posteriores pueden aparecer
hiperqueratosis palmoplantar, con lesiones dolorosas que dificultan caminar y
realizar tareas manuales, y melanodermia en el tronco y la parte superior de
los miembros. La exposición también se ha asociado con lesiones precancerosas y
distintos tipos de cáncer de piel, entre ellos el epitelioma de Bowen.
En la Argentina, Goyenechea
describió la enfermedad en 1917 y la denominó «enfermedad de Bell Ville», por
la procedencia de los pacientes estudiados. Ese mismo año, Ayerza documentó sus
manifestaciones cutáneas, que dieron origen al nombre de «enfermedad de
Ayerza». Posteriormente, Tello (1951) introdujo la denominación con la que se
la conoce en los círculos médicos argentinos.
Los registros históricos muestran
la persistencia del problema. Tello (1986) contabilizó 339 pacientes
provenientes de Córdoba, Santa Fe, Chaco, Buenos Aires y Salta. Por su parte,
Biagini et al. (1995) identificaron otros 87 casos entre 1972 y 1993, en su
mayoría en Santiago del Estero, Chaco y Salta, y en menor número en Córdoba,
Santa Fe y Chile.
Las estadísticas anteriores ya
daban cuenta de la magnitud de la enfermedad. Trelles et al. (1970)
reprodujeron datos del Hospital Regional de Bell Ville correspondientes al
período 1934-1944, durante el cual se registraron 511 afectados por
arsenicismo. Ayerza (1917), por su parte, informó 1.300 enfermos sobre una
población de 8.534 habitantes, lo que representaba aproximadamente el 15 % de
los residentes de Bell Ville.
Las investigaciones posteriores
incorporaron herramientas para identificar las zonas de mayor riesgo. Penedo y
Zigarán (1998) elaboraron un mapa para la provincia de Córdoba a partir de la
incidencia de patologías relacionadas y de las concentraciones de arsénico en
el agua destinada al consumo humano. Relevaron 40 localidades, midieron el
contenido de arsénico y el pH del agua, y relacionaron esos datos con las tasas
de mortalidad por cáncer de piel y de órganos blandos. Los mayores índices de
riesgo se localizaron en áreas de llanura, particularmente en los departamentos
de San Justo, Marcos Juárez, Unión, Río Cuarto y Río Primero.
Paoloni et al. (1999) publicaron
un mapa de riesgo para el sur de la provincia de Buenos Aires, donde
delimitaron sectores con concentraciones de hasta 1 mg/l en los alrededores de
Médanos.
Los efectos sanitarios de la
exposición al arsénico también han sido estudiados en otros países. En Estados
Unidos, Lewis et al. (1999) señalaron asociaciones con un mayor riesgo de
cáncer de próstata, enfermedades cardiovasculares, nefritis y pericarditis.
Calderón et al. (1999) analizaron su relación con los cánceres de piel no
melanoma. No obstante, Karagas et al. (1998) advirtieron que no estaba claro si
esos efectos podían atribuirse a las concentraciones de arsénico presentes en
el agua consumida por esa población, estimadas en 0,05 mg/l. Los resultados
señalaron la necesidad de profundizar las investigaciones sobre los efectos de
la exposición crónica.
Concha et al. (1998) estudiaron
el metabolismo del arsénico en habitantes de San Antonio de los Cobres, Taco
Pozo y Rosario de Lerma. Los resultados mostraron diferencias en las
concentraciones detectadas en sangre y orina de niños y mujeres, lo que sugirió
una variabilidad considerable entre individuos, posiblemente relacionada con
factores metabólicos y con el polimorfismo genético.
Materiales y método
El estudio se basó en registros
de concentraciones máximas y mínimas de arsénico en aguas subterráneas
publicados por Obras Sanitarias de la Nación (1942), Trelles et al. (1970) y
Gavarotto (1988).
Se georreferenciaron 125
localidades que presentaban concentraciones superiores a 0,05 mg/l, valor
establecido como límite permitido para el agua de consumo humano en la
normativa argentina considerada por el trabajo. A partir de esos datos, se
trazaron isolíneas para representar las concentraciones máximas y mínimas de
arsénico en los acuíferos. La elaboración cartográfica se realizó mediante el
programa AutoCAD 2000.
Resultados
El área afectada por la presencia
de arsénico en los acuíferos se extiende por la llanura pampeana hasta el norte
de Santa Fe y Santiago del Estero. Según el estudio, esta distribución coincide
con una región caracterizada por una importante actividad ganadera y una
elevada concentración de población.
Las isolíneas de concentraciones
máximas muestran focos destacados en el nordeste de Córdoba, donde La Francia
registra 12,0 mg/l; en el oeste de Salta, en San Antonio de los Cobres, con 2,9
mg/l, y en el sudoeste de Buenos Aires, en Médanos, con 2,0 mg/l.
El análisis de las
concentraciones mínimas también identifica sectores donde los valores continúan
siendo elevados. Entre los registros consignados se encuentran 2,00 mg/l en La
Francia, Córdoba; 0,60 mg/l en Vila, Santa Fe, y 0,50 mg/l en San Marcos Sur y
Assunta, en el sudeste cordobés.
Estos resultados muestran que la
presencia de arsénico no se limita a unos pocos puntos aislados. Su
distribución abarca amplios sectores del país y presenta diferencias locales
que deben considerarse al evaluar la calidad del agua subterránea.
Discusión y conclusiones
Las estimaciones citadas por
Rivero (1998) calculaban que más de un millón de personas vivían en áreas de
riesgo por la presencia de arsénico en el agua. En las ciudades, el problema
podía abordarse mediante el abastecimiento desde fuentes superficiales o el
tratamiento del agua para reducir las concentraciones del contaminante. Entre
las tecnologías disponibles se encontraban la coagulación, el ablandamiento con
cal, la extracción de hierro y manganeso, el intercambio iónico, la
electrodiálisis inversa y la filtración por membranas mediante ósmosis inversa.
La aplicación de estos
procedimientos exige inversiones, personal capacitado y un control adecuado de
las condiciones químicas del agua. Su rendimiento también depende de la
composición del recurso que se pretende tratar. El ablandamiento con cal, por
ejemplo, resulta poco práctico en aguas de baja dureza. El intercambio iónico y
la ósmosis inversa, por su parte, pueden presentar dificultades cuando existen
concentraciones elevadas de determinadas sales. En Huinca Renancó, Córdoba, se
han señalado limitaciones vinculadas con la presencia de sulfatos en el agua
(ADI Canadá, 1996).
En Selva, Santiago del Estero, se
instaló en 1980 una planta de tratamiento por ósmosis inversa. El pozo captaba
agua a 40 metros de profundidad, con una concentración de arsénico de 0,57
mg/l. Según Dodero et al. (1984), el agua obtenida mediante el tratamiento
industrial presentaba valores de entre 0,3 y 0,5 mg/l. La distribución se
realizaba a través de ocho canillas públicas y cuatro conexiones domiciliarias,
destinadas al hospital, la iglesia, la delegación municipal y la planta de
tratamiento. El caso muestra las limitaciones que podía tener el acceso al agua
tratada, tanto por la concentración residual del contaminante como por la
reducida cobertura del servicio.
En Monte Quemado, también en
Santiago del Estero, Obras Sanitarias de la Nación instaló en 1951 una planta
que utilizaba sulfato ferroso para adsorber el arsénico. De acuerdo con Dodero
et al. (1996a), la instalación continuaba funcionando en 1978.
La provincia de Santa Fe, por su
parte, licitó el abastecimiento de agua potable y el saneamiento para 15
grandes ciudades, con una población conjunta de 1,8 millones de personas. Cinco
de esas ciudades, que reunían unos 200.000 habitantes, recibían agua con
concentraciones superiores al límite establecido por el Código Alimentario
Argentino, señalado en el estudio como 0,05 mg/l. Entre los casos mencionados
figura Tarragona, cerca de Rufino, con 0,27 mg/l (Madiec et al., 1998).
Los datos de la Secretaría de
Recursos Hídricos de la Nación indicaban que, en 1989, había 1.461.584 personas
en áreas con aguas contaminadas por arsénico y flúor. Según Pérez Gattorna
(1996), buena parte de esa población carecía de servicio de red y dependía de
pozos que captaban agua de acuíferos contaminados o de aljibes para recolectar
agua de lluvia. En algunos casos, las lesiones de los aljibes permitían la conexión
con el acuífero, lo que comprometía la calidad del agua almacenada.
La distribución de esa población
mostraba una concentración considerable en Córdoba, con 691.000 habitantes
expuestos, y Santa Fe, con 316.434. También se registraban 187.000 personas en
La Pampa, 170.000 en Chaco, 71.000 en Buenos Aires y 20.400 en Santiago del
Estero.
La dispersión de las viviendas y
el tamaño reducido de muchas comunidades dificultaban la instalación de
sistemas convencionales de potabilización. Por eso, se planteó la necesidad de
desarrollar tecnologías domiciliarias de bajo costo que permitieran reducir el
contenido de arsénico. Su funcionamiento, no obstante, dependía de condiciones
que no siempre estaban garantizadas: disponibilidad de energía eléctrica,
capacitación de los operadores, asistencia técnica y suministro regular de
reactivos (Sancha, 1996).
En Salta, desde junio de 1995 se
desarrolló una experiencia piloto basada en la floculación, adsorción y
decantación. El sistema alcanzó una reducción del arsénico cercana al 70 % y se
distribuyeron 40 equipos en los departamentos de Anta, Los Andes y Rivadavia,
incluidos Tolloche y Las Lajitas (Rivero, 1998).
La provincia de La Pampa también
había instalado sistemas de potabilización por ósmosis inversa desde 1978. Las
localidades mencionadas en el estudio fueron La Humada, Algarrobo del Águila,
Limay Mahuida, Mauricio Mayer y Metileo. En estas dos últimas se registraban
valores de 0,15 mg/l y concentraciones residuales, respectivamente, según la
información citada; en Metileo se consignaban valores de 0,05 mg/l y vestigios.
Las condiciones de abastecimiento diferían entre localidades: algunas contaban
con conexiones domiciliarias y medición del consumo, mientras que otras
disponían de una red sin tratamiento y de una canilla pública con agua tratada.
El residuo concentrado de la ósmosis inversa se vertía en una laguna sin
protección para impedir su reinfiltración en el acuífero (Lastiri et al.,
1984).
En cuanto a las alternativas de
tratamiento, Pérez Gattorna (1995) consideró adecuado para la Argentina el
proceso de coagulación, sedimentación y filtración. Este procedimiento admitía
aguas sin tratar con concentraciones de entre 1,00 y 2,00 mg/l, tenía un costo
moderado y podía aprovechar la infraestructura de numerosas plantas ya
instaladas en el país.
La eventual reducción de los
límites máximos permitidos planteaba nuevas exigencias. El estudio señalaba
que, si se adoptaban valores de entre 0,01 y 0,02 mg/l, similares a los
recomendados entonces por países altamente industrializados, las instalaciones
existentes podían encontrar dificultades para detectar y reducir el arsénico
hasta esos niveles. También advertía que se desconocía si las plantas
disponibles alcanzarían ese rendimiento y que los costos de tratamiento podían
aumentar considerablemente (Faiguenbaun, 1995).
El trabajo concluye que la
presencia de arsénico en las aguas subterráneas constituye un problema
sanitario extendido, cuya resolución requiere considerar las características de
cada acuífero, la distribución de la población y las posibilidades reales de
acceso al agua tratada. Las diferencias entre las tecnologías disponibles, sus
costos y las condiciones de funcionamiento explican parte de las dificultades
para garantizar un suministro seguro, especialmente en las comunidades rurales
y en las localidades pequeñas.
El estudio también plantea
interrogantes sobre los criterios utilizados para establecer los límites de
arsénico en el agua destinada al consumo humano. Señala que no siempre resulta
claro cómo se han determinado esos valores y qué procedimientos experimentales
o estadísticos se han empleado para establecerlos. Mientras persistan
concentraciones superiores a los límites sanitarios, la vigilancia de los
acuíferos, el control de la calidad del agua y la ampliación de los servicios
de potabilización seguirán siendo tareas necesarias para reducir la exposición
de la población.
Referencia bibliográfica
principal
Curto, SI, Mendiburo, NA, Plastina, R. y Boffi, R. (2001). Arsénico en acuíferos: influencia sobre la salud de la población. Anales de Gæa, Sociedad Argentina de Estudios Geográficos, tomos 21-22, tomo I, págs. 139-150.
