Arsénico en acuíferos: Influencia sobre la salud de la población

 

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.

Este trabajo 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.

Palabras clave: hidroarsenicismo, arsénico, acuíferos, contaminación, HACRE.

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/l a 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, S. I., Mendiburo, N. A., 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, pp. 139-150.