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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
ANÁLISIS DE RIESGO SANITARIO EN AGUAS GRISES DE LA PROVINCIA DE
BUENOS AIRES, ARGENTINA
Lidia NUÑEZ*, Claudia MOLINARI, Marta PAZ, Carina TORNELLO,
Julián MANTOVANO y Juan MORETTON
Facultad de Farmacia y Bioquímica. Universidad de Buenos Aires, Argentina
*Autor de correspondencia: lidian@ffyb.uba.ar
(Recibido febrero 2014; aceptado agosto 2014)
Palabras clave: aguas grises, riesgo sanitario, ACRM
RESUMEN
Las aguas grises pueden defnirse como los eFuentes domiciliarios provenientes de
cocina, duchas y lavaderos cuando se disponen de manera separada a las aguas que
contienen materia fecal denominadas aguas negras. Las aguas grises presentan riesgos
de transmisión de enfermedades debido a que pueden transportar un número limitado
pero importante de microorganismos patógenos. En muchas zonas las aguas grises se
eliminan en zanjas a cielo abierto, lo que genera un riesgo para los habitantes de zonas
urbanizadas de Argentina que no ha sido adecuadamente analizado. El objetivo de este
estudio fue evaluar el riesgo sanitario, a través de un análisis cuantitativo de riesgo
microbiológico (ACRM) de aguas grises crudas, sometidas a procesos de sedimentación
y fltración a través de septos de arena. Los
microorganismos indicadores se detectaron
en todas las muestrasanalizadas. Los recuentos mayores correspondieron a coliformes
totales. Se determinó la presencia de
Salmonella
spp. en el 20 % de las muestras. El
mayor riesgo de infección por una sola exposición resultó de una ingesta accidental de
0.01 a 0.1 g de tierra, donde la probabilidad de contraer una infección con
E. coli
fue
de 7.4 × 10
–2
. Con respecto al agua gris tratada se observó que al fltrarla, disminuyó
el riesgo para
E. coli
de 7.4 × 10
–2
a 4.2 × 10
–5
.
Key words: greywater, health risk, QMRA
ABSTRACT
The wastewater generated from domestic activities such as laundry, dishwashing, and
bathing, when is disposed separately ±rom the toilet discharges, is defned as greywater.
Nevertheless its differences with sewage or wastewater, the presence of pathogenic
microorganisms, and consequently the risks of disease transmission, was demonstrated
in graywaters. These domestic e±Fuents are mostly released, in urban areas o± Argen
-
tine, to open ditches designed to evacuate greywater directly into rivers. The resulting
risk of this disposal for human health has not been adequately studied. The aim of this
study was to assess the health risk using quantitative microbial risk analysis (QMRA)
on samples of raw greywater before and after sedimentation and passage through septa
of sand. Indicator microrganisms were detected in all samples, the highest counts were
for total coliform bacteria.
Salmonella
spp. was present in 20 % of tested samples. The
greatest risk of infection from a single exposure was obtained for an accidental intake
Rev. Int. Contam. Ambie. 30 (4) 341-350, 2014
L. Nuñez
et al.
342
of 0.01 to 0.1 g of greywater contaminated soil, where the probability of infection with
E. coli
was 7.4 ×10
–2
. Regarding the fltred greywater the risk For
E. coli
infection
decreased from 7.4 × 10
–2
to 4.2 × 10
–5
.
INTRODUCCIÓN
Puede defnirse al agua gris como el líquido resi
-
dual domiciliario proveniente de duchas, máquinas
de lavar, piletas, etcétera (Gross
et al
. 2007). La
calidad del agua gris depende de las actividades
de la población que la origina y de su procedencia.
Este líquido residual contiene jabón, detergentes,
shampoo, aceites, grasas y diversas sustancias
químicas. La contaminación más significativa
proviene de los detergentes. En este tipo de agua
también puede encontrarse bacterias, parásitos y
virus aportados por el agua de ducha, lavaderos
y fregaderos. Si bien el agua gris contiene menor
contaminación fecal que los líquidos del alcanta-
rillado, ambos ±uidos residuales representan un
riesgo para la salud humana tanto por la presencia
de compuestos químicos como de microorganismos
patógenos (Lucke 2003).
Los indicadores bacterianos o coliformes fecales
en aguas grises exhiben gran variabilidad, las con-
centraciones detectadas van desde 0 a 10
7
unidades
formadoras de colonias (ufc) en 100 mL (Ottoson
y Stentrom 2003, Friedler
et al
. 2006). Bacterias
enteropatógenas, como
Escherichia coli
y distintas
especies de
Shigella, Salmonella
y
Campylobacter,
entre otras,
pueden estar presentes en las aguas grises
aportadas por las piletas de las cocinas o por conta-
minación fecal cruzada al lavar telas contaminadas
como pañales (Rose
et al
. 1991). En Inglaterra Birk
et al.
(2007) observaron la presencia de
Salmonella
veltereden
y
Giardia
sp. en aguas grises provenientes
de duchas y lavabos. Hacen falta estudios que deter-
minen las cargas microbianas y que caractericen los
patógenos de aguas grises en Argentina.
La eliminación y disposición fnal de las aguas
originadas por las actividades domésticas consti-
tuye un importante problema sanitario en zonas
urbanas densamente pobladas. En Argentina, como
en muchos países de Latinoamérica, gran parte de
la población carece de redes de alcantarillado. En
estos casos se recurre a sistemas de eliminación di-
ferenciada, en la que se deriva las aguas negras hacia
pozos ciegos, cuya capacidad para recibir e±uentes
es limitada. En tanto que las aguas grises, que pre-
sentan un mayor volumen que las anteriores, son
enviadas a canales a cielo abierto. Estos pequeños
canales, generalmente improvisados, corren entre
la acera y la calzada y se unen para formar canales
colectores de mayor tamaño que desembocan en
arroyos o ríos.
El riesgo que presentan las aguas grises no
tratadas no ha sido convenientemente estimado
actuamente en el país. Complejas cuestiones so-
cioeconómicas y políticas hacen que la construcción
y operación de redes de alcantarillado y de plantas
para tratamiento de e±uentes urbanos no puedan
llevarse a cabo en un futuro cercano en áreas cuya
población crece rápidamente. Mientras una solución
defnitiva a estos problemas pueda aplicarse existen
alternativas destinadas a minimizar los riesgos para
las poblaciones expuestas. Algunos autores como
Ottosson (2003) y Stevik
et al.
(1999) han propuesto
procedimientos muy sencillos y de bajo costo para
disminuir la carga microbiana de estas aguas antes
de su disposición fnal.
La evaluación de riesgo implica la caracterización
cualitativa o cuantitativa de los posibles efectos ad-
versos para la salud asociados con la exposición de
las personas a un peligro químico o biológico. En
particular el análisis cuantitativo de riesgo microbio-
lógico (ACRM) puede utilizarse para avalar la toma
de decisiones referidas al saneamiento ambiental, con
lo que se podrían evitar costosos estudios epidemio-
lógicos (Craig
et al
. 2003, Ottosson 2003).
E. coli
presenta un amplio conjunto de serotipos
entre los cuales sólo algunos son responsables de
causar enteritis en humanos. Estos serotipos han
sido clasifcados en seis categorías o grupos: ente
-
rohemorrágica, enteropatógena, enterotoxigénica,
enteroinvasiva, enteroagregativa y de adherencia
difusa (DAEC). En la Argentina el síndrome urémi-
co hemolítico es endémico, con aproximadamente
300 nuevos casos reportados anualmente por las
unidades hospitalarias de nefrología (Meichtri
et al
.
2004). Estudios realizados por Esquivel
et al.
(2010)
determinaron una prevalencia del 31 % en pacientes
con diarrea aguda. Se aisló
E. coli
O157:H7 (este
serotipo pertenece al grupo enterohemorrágico) en
el Río de La Plata, en áreas cercanas a las tomas de
agua de los centros de purifcación para el consu
-
mo humano (López
et al.
1998). En la Argentina,
según el Boletín epidemiológico periódico (2006),
la infección por
Salmonella
spp. constituye una de
ANÁLISIS DE RIESGO SANITARIO EN AGUAS GRISES
343
las enfermedades zoonóticas más importantes para
la salud pública. Anselmo
et al.
(1999) observaron
un elevado porcentaje de aislamientos positivos de
Salmonella
en muestras del Río Luján.
El objetivo de este estudio fue evaluar el riesgo
sanitario, a través de un análisis cuantitativo de riesgo
microbiológico (ACRM) de aguas grises crudas y
sometidas a procesos de sedimentación y fltración
por septos de arena.
MATERIALES Y MÉTODOS
Área de estudio
Para realizar este estudio se eligió una zona de
Ingeniero Budge, Lomas de Zamora, Provincia de
Buenos Aires, Argentina que cuenta con más de
40 000 habitantes en urbanizaciones de aproximada-
mente 30 a 40 años de antigüedad (
Fig. 1
). Esta zona
fue seleccionada por presentar una característica de
eliminación de aguas grises similares a muchas otras
de la región. Los canales a cielo abierto que drenan
las aguas grises hacia otros canales mayores que a
su vez desembocan en la cuenca Matanza Riachuelo,
están construidos en terrenos bajo la cota del río co-
lector principal de la cuenca. Como consecuencia, el
desagüe es difícil. Durante la temporada de lluvias los
canales se desbordan cubriendo las zonas habitables
de casas y aceras.
Muestreo
Se tomaron diez muestras en total entre mayo de
2008 y abril de 2009 en un sólo sitio de muestreo
del canal Figueredo en Ingeniero Budge, Provincia
de Buenos Aires. La toma de muestra se realizó en
recipientes estériles de 20 L a una profundidad de 50
cm de acuerdo con los métodos estándar (APHA
et al.
2012). Una vez tomadas las muestras, se conservaron
refrigeradas a 4 ºC y se procesaron el mismo día de
la toma de muestra.
Dentro de las 12 h siguientes se llevó a cabo el
análisis microbiológico. Primero las muestras se
dejaron reposar para que se realizara la sedimenta-
ción espontánea en bandejas de 15 L de capacidad
donde se dispusieron 4 L de agua gris durante 96 h a
temperatura ambiente simulando las condiciones de
permanencia del agua en los canales (Henry y Heinke
1999). Transcurrido el periodo de sedimentación se
realizó la fltración por arena.
Para el proceso de fltrado de las muestras de
agua gris se utilizó una columna de acrílico con un
diámetro de 15 cm y una altura de 100 cm, que se
rellenó hasta una altura de 80 cm con arena previa-
mente lavada con agua destilada y esterilizada. Las
partículas de la arena utilizada tenían la siguiente
distribución de tamaño: 70 % en un rango de
0.25 - 0.10 mm y 30 % en un rango de 0.50 - 0.25
mm. La columna fue cargada intermitentemente con
60 mm de agua gris por día aplicada en 12 dosis
(Stevic
et al.
1999).
Análisis microbiológico
Se tomaron alícuotas de las muestras y se prepa-
raron diluciones decimales seriadas de 10
–1
a 10
–4
en
solución fsiológica.
Las cajas de Petri fueron inoculadas con 1 mL
de la muestra en en un medio de cultivo de 15 mL
de Agar CHROMagar ECC (CHROMagar) a 40 ºC,
las que fueron homogeneizadas por rotación, técnica
conocida como siembra en microaeroflia. Posterior
-
mente, las cajas de Petri se incubaron 48 h a 44 ºC
para determinar las unidades formadoras de colonias
(ufc) de coliformes fecales y de
Escherichia coli.
Se sembró, en microaeroflia, 1 mL de las dilu
-
ciones efectuadas en Agar selectivo para enterococos
Slanetz Bartley (Biokar) y se incubaron durante 48 h
a 35 ºC con el propósito de determinar las unidades
formadoras de colonias (ufc) de enterococos (Goméz
et al
. 2007).
Para determinar la presencia de
Salmonella
spp.
se utilizó la técnica del número más probable (NMP)
descrita por la Agencia de Protección Ambiental
de los EUA (EPA, por sus siglas in inglés; método
Fig. 1.
Mapa de la localización del canal Figueredo en Ingeniero
Budge, Lomas de Zamora, Provincia de Buenos Aires
(34°42’36.4”S 58°27’20.7”W)
L. Nuñez
et al.
344
1682) para
Salmonella
en biosólidos modifcada:
se inocularon series de cinco tubos de caldo soya
tripticaseína y se dejaron incubar por 24 h a 35 ºC.
Los tubos con crecimiento se sembraron en caldo
tetrationato (Biokar) y caldo Rappaport-Vassiliadis
(Biokar) y se incubaron durante 18 h a 35 y a 44 ºC
respectivamente. Después de la incubación se realizó
el aislamiento en cajas de Petri con agar xilosa-lisina-
deoxicolato (XLD; Biokar) que se incubaron 48 h
a 37 ºC. Las colonias características se sembraron
en los siguientes medios: triple azúcar hierro (TSI;
Biokar), lisina hierro agar (LIA; Britania) y caldo
urea (Britania). La identifcación se realizó mediante
el índice analítico de perfl (API, por sus siglas en
inglés) 20E (Biomerieux).
Análisis cuantitativo de riesgo microbiológico
(ACRM)
Se realizó un análisis de Montecarlo para entender
la gama de posibles riesgos de infección dadas las
distribuciones probables de los valores de los pará-
metros utilizados en el modelo.
Para calcular el riesgo de infección para ambos
patógenos se utilizó el modelo de beta – Poisson.
P
i
= 1- [1+ (d/ ID
50
) (2
1/α
- 1)]
–α
P
i
= probabilidad de infección
d = dosis
ID
50
= dosis infectiva mínima
α = parámetro de la curva dosis-respuesta.
Para
E. coli
enteropatógena: ID
50
= 5.9 x 10
5
α = 0.49
(Hass
et al
. 1999)
Para
Salmonella
spp: ID= 23.600
α = 0.3126
Para el riesgo anual se asume que x exposiciones
al año:
P
Inf;anual
= 1-[1 – Pi ]
FE
FE = frecuencia de exposición en cada escenario
Dos diferentes escenarios de exposición se plan-
tearon para calcular el riesgo microbiológico.
A. Ingestión accidental de 0.01 a 0.1 g de tierra
en una sóla exposición por parte de niños que
jueguen en el lugar (96 días al año). La cantidad
de tierra ingerida involuntariamente se consi-
dera que es no mayor a 0.1 g por persona y por
exposición (Haas
et al.
1999, WHO 2001). Se
asume que el número de bacterias en 100 mL de
agua gris es equivalente al número de bacterias
en 100 g de tierra (Mara
et al
. 2007).
B. Ingestión accidental de agua del canal por
salpicadura: 10 mL de agua (48 días al año;
Donovan
et al.
2008).
Para ambos escenarios se estimó la disminución
del riesgo después de realizar la sedimentación y la
fltración según los datos experimentales obtenidos.
El riesgo de infección por una sola exposición, se
calcula asumiendo:
1. Un modelo dosis-respuesta para
Escherichia
coli
enteropatógena, considerando que el 8 % de la
cantidad de
E. coli
detectada es enteropátogena (Haas
et al.
1999, Howard
et al.
2006, Diallo
et al.
2008).
La cantidad de
E. coli
se estimó por el método de
Montecarlo a partir de los datos experimentales. Una
distribución log normal resultó adecuada (P = 0.94).
El volumen ingerido también fue estimado en los dos
escenarios, para el A se consideró una distribución
uniforme en (10 mL, 100mL) y para el B una distri-
bución triangular con moda en 10 y rango 7.5 - 12.5.
La cantidad total de iteraciones fue de 10 000. A partir
de las iteraciones se estimó el riesgo medio para una
ingesta y su correspondiente intervalo de confanza
(95 %), al igual que para la ingesta anual.
2. Un modelo dosis-respuesta para
Salmonella
spp. Para estimar la concentración de
Salmonella
se utiliza normalmente la relación
Salmonella
-
coliformes fecales (Hass
et al.
1999). Se estimó
la cantidad de coliformes fecales por el método de
Montecarlo a partir de los datos experimentales. Una
distribución log normal resultó adecuada (P = 0.40).
La cantidad de
Salmonella
presente fue estimada
considerando una distribución triangular según
la relación obtenida empíricamente. El volumen
ingerido fue estimado con las mismas distribucio-
nes especifcadas para
E. coli
. La cantidad total de
iteraciones fue de 10 000. A partir de las iteraciones
se estimó el riesgo medio para una ingesta y su
correspondiente intervalo de confanza (95 %), al
igual que para la ingesta anual.
Análisis estadístico
Para comparar los recuentos de las bacterias indi-
cadoras en los meses de muestreo se utilizó la prueba
de Mann-Whitney. Para explicar la dispersión de los
datos se calculó el coefciente de variación.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Análisis microbiológico
En la
fgura 2
se presentan los valores medios
de las concentraciones de las bacterias indicadoras de
ANÁLISIS DE RIESGO SANITARIO EN AGUAS GRISES
345
contaminación fecal. Los valores de
E. coli
varían de
1.6 × 10
5
a 2.5 × 10
6
ufc/100 mL, con un valor medio
de 5.3 × 10
5
ufc/100 mL. Con respecto a enterococos,
los recuentos varían de 1.4 × 10
5
a 2.0 × 10
6
ufc/100 mL,
con un valor medio de 3.2 × 10
5
ufc/100 mL.
Los microorganismos indicadores estuvieron pre-
sentes en todas las muestras analizadas. Se detectó
un aumento de los coliformes totales de más de dos
órdenes logarítmicos de magnitud desde octubre en
adelante con una diferencia signiFcativa con respecto
a los meses anteriores (P =0.03).
En cambio, esto no
se observó en los recuentos de
E. coli
y
enterococos,
donde las diferencias no fueron signiFcativas (P = 0.7
y 0.8 respectivamente). Al analizar la dispersión de
las concentraciones de los indicadores, los coliformes
mostraron una mayor variabilidad en los datos que
los enterococos y
E. coli,
lo que es evidente por el
valor de casi 25 % en el coeFciente de variación de
los coliformes, y el 11 % para las otras dos bacterias
indicadoras.
Birks
et al.
(2007) determinaron que la concen-
tración media de
E. coli
fue de 3.9 × 10
5
ufc /100 mL
y los valores medios de coliformes totales fueron de
2.2 × 10
7
ufc
/100 mL, datos
similares a los obtenidos en
este trabajo. En cambio, los recuentos de enterococos
detectados por otros autores estuvieron entre 1 y 2
órdenes logarítmicos más bajos que los observados
en este estudio (Otosson y Stenström 2003, Birks
et al.
2007). Por otra parte Winward
et al.
(2008) al
analizar agua gris proveniente de duchas y lavabos,
obtuvieron recuentos de
E. coli
y enterococos 100
veces menores de los detectados en las muestras
estudiadas en este trabajo.
Los valores hallados en los recuentos de colifor-
mes totales,
E. coli
y enterococos indican la presencia
de contaminación fecal en las aguas grises, con posi-
ble presencia de enteropatógenos (Birk
et al.
2007).
Se detectó
Salmonella
spp. por NMP en el 20 %
de las muestras con valores bajos entre 2 y 1/100 mL
en los meses de diciembre y octubre.
Pasado el tiempo de sedimentación de 96 h, en el
agua gris se observó una reducción de un orden loga-
rítmico para las bacterias indicadoras. Esto se debe
probablemente a que las partículas más grandes al
sedimentar eliminaron microrganismos por adsorción
(Ottosson 2003). En ninguna de las muestras de agua
procesadas después de la sedimentación se detectó
Salmonella
spp.
Luego de la Fltración por columna de arena el
número de bacterias indicadoras se redujo entre 1.64
y 3.87 órdenes logarítmicos. Aunque las concentra-
ciones de
E. coli
y de enterococos fueron similares
en el agua gris cruda, en las muestras de agua Fltrada
se observó una mayor reducción en el número de
enterococos (3.87 log). Gross
et al
. (2007) mostraron
que podía disminuir la población de
E. coli
en 4.6
órdenes logarítmicos al pasar un agua gris artiFcial
por Fltración vertical a través de arena. Otros autores
encontraron que la materia orgánica y las sustancias
tensoactivas presentes en el agua gris in±uían en la
eFcacia del proceso de Fltración (Powelson y Mills
1998, Stevick
et al.
2004,).
En el presente estudio la sedimentación seguida de
Fltración logró una reducción de 3.09 órdenes loga
-
rítmicos para
E. coli
y de 4.92 órdenes logarítmicos
para enterococos (
Cuadro I
). De acuerdo con las nor-
mas de la Organización Mundial de la Salud (OMS),
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
1 (mayo
)
2 (junio
)
3 (julio)
4 (setiembre)
5 (octubre
)
6 (noviembre)
7 (diciembre)
8 (e
n
ero)
9
(febrero
)
10
(marzo
)
log de indicadores /100mL
Coliformes
E coli
Enterococos
Fig 2
. Logaritmo de las concentraciones de las bacterias indi-
cadoras de contaminación fecal en el agua gris de mayo
de 2008 a marzo de 2009
CUADRO I.
CONCENTRACIONES MEDIAS DE LAS BACTERIAS INDI-
CADORAS DE CONTAMINACIÓN FECAL EN DISTINTAS
CONDICIONES DE DISPOSICIÓN FINAL
Log ufc /100 mL
Escherichia coli
Log ufc /100 mL
Enterococos
Log ufc /100 mL
Agua gris
6.146
5.901
5.698
Agua decantada
5.041
4.788
4.653
Agua Fltrada
3.071
2.807
0.778
L. Nuñez
et al.
346
estos líquidos residuales podrían utilizarse para el
riego restringido (WHO 2000).
Las temperaturas promedio en los meses estudia-
dos fueron la máxima de 24 ºC y la mínima de 15 ºC.
Los meses de mayores precipitaciones fueron febrero
y marzo con un promedio de 77 mm. No se obser-
vó correlación entre las condiciones ambientales
(temperatura o lluvias) y los recuentos de bacterias
indicadoras.
Evaluación de riesgo
Los
cuadros II
y
III
muestran los valores de
riesgo de infección con
Salmonella
spp.
y
E. coli
enteropatógena para una sóla exposición y para una
exposición anual en los escenarios A y B respecti-
vamente. El mayor riesgo de infección estimado en
una sola
exposición fue para
E. coli
enteropatógena
(7.4 × 10
–2
)
.
Para el cálculo del riesgo de infección
con
E. coli
enteropatógena se estimó la presencia de
la misma de acuerdo con Haas
et al
.
(1999), Howard
et al.
(2006) y Diallo
et al.
(2008) quienes determi-
naron que un 8 % del número de
E. coli
detectadas
en ambientes acuáticos, similares a los estudiados
en este caso, corresponden a cepas enteropatógenas.
Por ello los valores medios obtenidos de
E. coli
se
multiplicaron por 0.08 para obtener la evaluación del
riesgo a partir este agente.
Es importante señalar que el desarrollo de una
enfermedad después de la infección depende de la
respuesta inmune de cada individuo. El riesgo para
E. coli
enteropatógena es mayor que para
Salmonella
spp. debido principalmente a las diferencias en las
ecuaciones de dosis-respuesta y a la mediana de las
dosis infecciosas.
El escenario A presenta un mayor riesgo que el B.
Los niños presentan un mayor riesgo de transmisión
de agentes patógenos pues están más expuestos al
ambiente y en muchos casos no desarrollaron aún
buenos hábitos como el lavado frecuente de manos.
Además durante las actividades recreativas pueden
ingerir mayores cantidades de polvo y agua (Nwa-
chuku y Gerba 2004).
Diallo
et al
. (2008) calcularon un riesgo anual
de infección por
E. coli
enteropatógena de 0.07
en canales con agua contaminada con aguas re-
siduales, riesgo menor al obtenido en las aguas
grises analizadas en este trabajo. Ottoson
et al.
(2003) al calcular el riesgo microbiológico en
CUADRO II.
RIESGO DE INFECCIÓN POR UNA EXPOSICIÓN Y POR EXPOSICIÓN ANUAL PARA
Escherichia coli
ENTE-
ROPATÓGENA Y
Salmonella
spp. EN EL ESCENARIO A
Escenario A
Microorganismo
Agua gris
Agua decantada
Agua fltrada
Riesgo
medio
LC
(95%)
Riesgo
medio
LC
(95%)
Riesgo
medio
LC
(95%)
Riesgo de infección por una sola exposición
Salmonella
spp.
7.5 × 10
–4
1.6 × 10
–5
- 4.3 × 10
–3
6.0 × 10
–5
1.2 × 10
–6
- 3.5 × 10
–4
6.3 × 10
–7
1.4 × 10
–8
- 3.6 × 10
–6
Riesgo de infección anual
Escherichia coli
9.1 × 10
–1
3.9 × 10
–1
- 9.9 × 10
–1
3.9 × 10
–1
3.9 × 10
–2
- 9.8 × 10
–1
7.3 × 10
–3
4.1 × 10
–4
- 3.3 × 10
–2
Salmonella
spp
6.2 × 10
–2
1.6 × 10
–3
; 3.4 × 10
–1
5.6 × 10
–3
1.2 × 10
–4
- 3.3 × 10
–2
6.1 × 10
–5
1.3 × 10
–6
- 3.5 × 10
–4
CUADRO III.
RIESGO DE INFECCIÓN POR UNA EXPOSICIÓN Y POR EXPOSICIÓN ANUAL PARA
Escherichia coli
EN-
TEROPATÓGENA Y
Salmonella
spp EN EL ESCENARIO (B)
Escenario B
Microorganismo
Agua gris
Agua decantada
Agua fltrada
Riesgo
medio
LC
(95%)
Riesgo
medio
LC
(95%)
Riesgo
medio
LC
(95%)
Riesgo de infección por una sola exposición
Salmonella
spp.
1.4 × 10
–4
4.5 × 10
–6
- 6.8 × 10
–4
1.1 × 10
–5
3.4 × 10
–7
- 6.0 × 10
–5
1.2 × 10
–7
3.8 × 10
–9
- 6.3 × 10
–7
Riesgo de infección anual
Escherichia coli
4.4 × 10
–1
7.2 × 10
–2
- 9.6 × 10
–1
5.9 × 10
–2
5.4 × 10
–3
- 2 .6 × 10
–1
6.8 × 10
–4
6.0 × 10
–5
- 3.0 × 10
–3
Salmonella
spp.
6.5 × 10
–3
2.2 × 10
–4
- 3.5 × 10
–2
5.2 × 10
–4
1.6 × 10
–5
- 2.9 × 10
–3
5.6 × 10
–6
1.8 × 10
–7
- 3.0 × 10
–5
ANÁLISIS DE RIESGO SANITARIO EN AGUAS GRISES
347
aguas grises determinaron un valor de riesgo de
10
–2
para
Salmonella
spp., similar al escenario A
del presente trabajo. Al tratar el agua los autores
antes mencionados demostraron una disminución
de riesgo a valores de 10
–4
.
Con respecto al agua gris fltrada se observó
que el riesgo para una sóla exposición, tanto para
E. coli
enteropatógena como para
Salmonella
spp.
es 1000 veces menor. En la
fgura 3a
se pone de
manifesto la reducción del riesgo con
E. coli
en el
agua fltrada, no sólo en su valor medio sino también
en su variabilidad. En efecto, para el escenario A el
riesgo mediano disminuye de 7.4 × 10
–2
a 4.2 × 10
–5
y el rango intercuartil en el agua cruda se reduce de
7.5 × 10
–2
a 7.0 × 10
–5
. Para el escenario B el riesgo
mediano disminuye de 1.0 × 10
–2
a 8.7 × 10
–6
y
el rango intercuartil en el agua cruda se reduce de
1.5 × 10
–2
a 1.3 × 10
–5
.
En la
fgura 3b
también se observa una reducción
del riesgo para
Salmonella
spp. Para el escenario A
el riesgo mediano disminuye de 3 × 10
–4
a 2.5 × 10
–7
y el rango intercuartil en el agua cruda se reduce de
6.5 × 10
–4
a 5.5 × 10
–7
. Para el escenario B el riesgo
mediano disminuye de 6.3 × 10
–5
a 5.3 × 10
–8
y
el rango intercuartil en el agua cruda se reduce de
1.2 × 10
–4
a 1.0 × 10
–7
.
En ambos escenarios para
E. coli
se observa que
el riesgo anual en el agua cruda alcanza valores
promedio y medianos superiores al riesgo aceptado
0.
00
.1
0.
20
.3
0.
40
.5
0.6
Pura
Sedimentada
Filtrada
Pura
Sedimentada
Filtrada
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
Fig. 3a
. La gráfca de cajas muestra el riesgo de inFección medio,
máximo y mínimo y los cuartiles para una exposición al
agua no tratada (agua pura), sedimentada y fltrada para
los escenarios A y B con
E. coli
Pura
Sedimentada
Filtrada
0.000
0.005
0.010
0.015
0.020
0.025
0.030
Pura
Sedimentada
Filtrada
0.00
00
.002
0.00
40
.006
Fig. 3b
. La gráfca de cajas muestra el riesgo de inFección medio,
máximo y mínimo y los cuartiles
para una exposición
al agua no tratada (agua pura), sedimentada y fltrada
para los escenarios A y B para
Salmonella
spp
L. Nuñez
et al.
348
por la EPA (8 × 10
–3
), mientras los valores del
agua fltrada resultan inFeriores a dicho indicador.
En el escenario A al comparar el agua cruda con
la fltrada, el riesgo pasa de valores del orden de 10
–1
a valores del orden de 10
–3
. En el mismo orden de
disminución se encuentra la variabilidad medida a
través del rango intercuartil. Para el escenario B la
disminución es aún mayor tanto en los valores me-
dios y medianos, como en la variabilidad ya que las
reducciones son desde el orden de 10
–1
a valores del
orden de 10
–4
(
Fig. 4a
).
Para el caso de
Salmonella
spp., la reducción en
valores medios y la variabilidad en el escenario A son
desde un orden de 10
–2
en agua cruda a 10
–5
en agua
fltrada, mientras que en el escenario B la reducción
es desde 10
–3
a 10
–6
(
Fig. 4b
).
CONCLUSIONES
El ACRM es una herramienta importante para es-
timar la probabilidad de efectos adversos en los seres
humanos y establecer criterios de riesgo sanitario.
Cruda
Decant
Filt
0.
00
.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Cruda
Decant
Filt
0.
00
.2
0.4
0.
60
.8
1.0
Escenario A
Escenario B
Fig. 4a
. La gráfca de cajas muestra el riesgo de inFección medio,
máximo y mínimo y los cuartiles
por exposición anual
al agua no tratada (agua cruda), sedimentada y fltrada
para los escenarios A y B con
E coli
Fig. 4 b
. La gráfca de cajas muestra el riesgo de inFección medio,
máximo y mínimo y los cuartiles
por exposición anual
al agua no tratada (agua cruda), sedimentada y fltrada
para los escenarios A y B con
Salmonella
spp.
Escenario A:
Cruda
Decant
Filt
0.
00
.2
0.
40
.6
0.
81
.0
Escenario B:
Cruda
Decant
Filt
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
ANÁLISIS DE RIESGO SANITARIO EN AGUAS GRISES
349
La solución defnitiva al problema que repre
-
senta el vertido de aguas grises a la cuenca del
Río Matanza Riachuelo es la construcción de una
adecuada red de alcantarillado con una planta para
el tratamiento de dichos eFuentes. La fltración a
través de suelos modifcados con alto contenido
en arenas de las granulometrías indicadas y en las
condiciones que se han presentado en este trabajo
puede considerarse como una alternativa transitoria
dadas las reducciones obtenidas en las evaluacio-
nes de riesgo sanitario. Estas aguas podrían así ser
utilizadas en sistemas de riego.
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