SUBPRODUCTOS DE LA DESINFECCIÓN DEL AGUA POTABLE: FORMACIÓN, ASPECTOS SANITARIOS Y REGLAMENTACIÓN

Manuel J. Rodríguez, Germán Rodríguez, Jean Serodes y Rehan Sadiq

Manuel J. Rodríguez. Ph.D. en Ingeniería Ambiental, École Supérieure d’Aménagement du Territoire, Canadá. Profesor, Université Laval (UL), Canadá. Dirección: 1624 Pavillon Savard, Université Laval, Québec, QC, Canadá, G1K-7P4. e-mail: Manuel.Rodriguez@esad.ulaval.ca

Germán Rodríguez. Ingeniero, Universidad Nacional, Colombia. Economista, Universidad de los Andes, Colombia. Sub-gerente, Proestudios Limitada, Santafé de Bogota, Colombia.

Jean Serodes. Ph.D. en Ingeniería Civil, UL, Canadá. Profesor, Département de Génie Civil Profesor, UL, Canadá.

Rehan Sadiq. Ph.D., Memorial University, Canadá. Investigador, National Research Council, Canadá.

RESUMEN

La desinfección del agua tiene como objetivo la eliminación y la desactivación de microbios patógenos. Los desinfectantes utilizados predominantemente en la potabilización del agua son el cloro y sus derivados. Además de desactivar los organismos patógenos, el cloro reacciona con la materia orgánica presente en el agua, lo que genera subproductos de cloración, específicamente compuestos orgánicos sintéticos. Estos subproductos pueden tener potencialmente efectos en la salud humana. Otros desinfectantes han sido utilizados como alternativa al cloro, pero cada uno de ellos forma igualmente subproductos; ejemplos de éstos son la cloramina, el ozono y el bióxido de cloro. En este artículo se presentan los mecanismos y los factores que determinan la formación y la presencia de subproductos de la desinfección en el agua potable. Se discute igualmente los problemas de salud pública que estos subproductos pueden ocasionar y se presentan los aspectos normativos para estos contaminantes y estrategias para limitar su presencia en el agua distribuida a la población.

The purpose of water disinfection is to eliminate and inactivate pathogen microorganisms. Chlorine and its derivates are the predominant disinfectant in the drinking water industry. In addition to inactivate microorganisms, chlorine reacts with organic matter naturally present in water to form the so-called chlorination by-products, which mostly are organic contaminants. These by-products may potentially cause health problems. Other disinfectants have been used as alternative to chlorine, such as chloramines, ozone and chlorine bioxide. However, these disinfectants also generate potentially harmful by-products. In this paper, the mechanisms and factors responsible for the formation of disinfection by-products in drinking water are presented. The potential health impacts of human exposure to these contaminants are also discussed as well as the regulatory aspects. Finally, strategies aimed at reducing the occurrence of these contaminants in water distribution systems are presented and discussed.

RESUMO

A desinfecção da água tem como objetivo a eliminação e a desativação de micróbios patógenos. Os desinfetantes utilizados predominantemente na potabilização de água são: o cloro e seus derivados. Além de desativar os organismos patógenos, o cloro reage com a matéria orgânica presente na água, o que gera subprodutos de cloração, especificamente compostos orgânicos sintéticos. Estes subprodutos podem ter potencialmente efeitos na saúde humana. Outros desinfetantes têm sido utilizados como alternativa ao cloro, mas cada um deles forma igualmente subprodutos; exemplos destes são: a cloramina, o ozônio e o bióxido de cloro. Neste artigo se apresentam os mecanismos e os fatores que determinam a formação e a presença de subprodutos na desinfecção da água potável. Discutem-se igualmente os problemas de saúde pública que estes subprodutos podem ocasionar e se apresentam os aspectos normativos para estes contaminantes e estratégias para limitar sua presença na água distribuída à população.

La desinfección del agua se ha llevado a cabo de forma habitual desde comienzos del s.XX con el fin de eliminar y desactivar los microbios patógenos en el agua potable. Además de remover elementos patógenos, los desinfectantes también actúan como oxidantes. Asimismo, son utilizados para a) remover el sabor y el color, b) oxidar el Fe y el Mn, c) prevenir la reaparición de elementos biológicos en el sistema de distribución de agua, d) mejorar la eficiencia de la coagulación y la filtración, y e) prevenir el crecimiento de algas en tanques de sedimentación y filtros (EPA, 1999a). Un desinfectante utilizado predominantemente en el tratamiento es el cloro y sus compuestos. Su uso generalizado no se debe solo a su bajo costo, sino también a su capacidad oxidante, la cual proporciona un nivel mínimo de cloro residual en el sistema de distribución y de esa manera lo protege contra la recontaminación microbiana.

En los países en vía de desarrollo las enfermedades propagadas por el agua se encuentran usualmente entre las cinco causas más importantes de morbilidad y mortalidad. En los EEUU la gran mayoría de los brotes epidémicos han sido causados por patógenos microbianos (Reiff, 1995) y en el período 1990-1991 fueron reportados más de 17000 casos de enfermedades propagadas por el agua; de estos casos, menos del 2% se debieron a contaminación química; los restantes estuvieron relacionados con contaminación microbiana (Moore et al., 1994). En América Latina la contaminación microbiana, debida al tratamiento inadecuado del agua, causó el 99% de las enfermedades ocasionadas por el consumo de agua (Reiff, 1995). Muchos de los desinfectantes utilizados comúnmente han sido exitosos en reducir la presencia de la bacteria coliforme (un indicador de la contaminación microbiana) a niveles aceptables, lo que ha sido el principal criterio para determinar la calidad del agua potable. Ahora se sabe que algunos patógenos pueden existir en presencia de cloro libre. La Agencia de Protección Ambiental de los EEUU (EPA) ha evaluado la eficiencia biocida de diferentes desinfectantes y estableció (EPA, 2001) pautas para la desinfección (y/o otros tratamientos) del agua poTable con el fin de permitir la eliminación de al menos 99; 99,9 y 99,99% de Gryptosporidium, Giardia cysts y virus, respectivamente, en adición al criterio de remoción de coliformes.

Para controlar la eficiencia de la desinfección con cloro, en las plantas de tratamiento se determina la concentración de desinfectante residual, el tiempo de reacción del cloro en el agua, el flujo de agua horario máximo y el pH. La exposición de desinfección (Ct) es el producto de la cantidad de desinfectante residual (C; mg·l^-1) y el tiempo de contacto (t; mn). Este factor es usado para establecer parámetros en la operación de desinfección y también para comparar la eficiencia biocida de los diferentes desinfectantes. La desactivación microbiana es medida y expresada generalmente en Log-removals o unidades logarítmicas de remoción. Así, 2 unidades corresponden al 99% de desactivación patógena. La Tabla I presenta valores de Ct necesarios para obtener el 99% de eficiencia biocida para diferentes organismos patógenos. Un análisis más detallado sobre el factor Ct puede encontrarse en EPA (1999b). El ozono tiene la mayor eficiencia de desinfección, ya que remueve el 99% de los organismos patógenos (de cualquier grupo) con el menor valor de Ct, mientras que la cloramina tiene la eficiencia de desinfección más baja. Richardson (1998) estableció la escala de eficiencia biocida para diferentes desinfectantes como ozono>dióxido de cloro>cloro>cloramina.

Hacia la mitad de los años 70, se descubrió que además de desactivar los organismos patógenos, como se espera, el cloro reacciona con la materia orgánica presente en el agua generando subproductos de desinfección (SPD), específicamente compuestos orgánicos sintéticos como los trihalometanos (THM; Rook, 1974), aunque se ha identificado a otros SPD tales como los ácidos haloacéticos (AHA; Mills et al., 1998).

Los THM son la suma de cuatro compuestos: cloroformo (CHCl₃), bromodiclorometano (CHBrCl₂), dibromoclorometano (CHBr₂Cl) y bromoformo (CHBr₃). Los AHA son la suma de varios ácidos haloacéticos; cinco de ellos (llamados en adelante AHA5) son los ácidos monocloroacético (CH₂ClCOOH), dicloroacético (CHCl₂COOH), tricloroacético (CCl₃COOH), monobromoacético (CH₂BrCOOH) y dibromoacético (CHBr₂COOH). Se han detectado asimismo otros SPD, tales como dicloroacetonitrilo, tricloroacetonitrilo, bromocloroacetonitrilo, dibromoacetonitrilo, 1,1-dicloro-2 propanona, etc. Sobre estos subproductos se hace menor énfasis, ya que los THM, seguidos de los AHA, son los subproductos que se encuentran en mayor cantidad en el agua potable clorada.

La utilización de desinfectantes alternativos (cloramina, bióxido de cloro, ozono) también genera SPD. El uso de cloramina está asociado no solo a la formación de THM y de AHA (aunque en menos cantidades que cuando se usa cloro) sino también a la de nitritos, nitratos, haloacetonas y N-Nitrosodimetilamina (NDMA) El bióxido de cloro genera cloritos y cloratos, mientras que la utilización de ozono genera bromatos aldehídos, carbono orgánico biodegradable, ácidos cetoaldehídicos, bromoformos, peróxidos y epóxidos (Vinette, 2001).

Además de ser econó­mico, el cloro es un poderoso agente desinfectante. Permite la destrucción de gérmenes patógenos y tiene la ventaja de dejar un residuo en la red de distribución, lo que impide la reaparición de estos gérmenes en la red de agua potable. En contraposición, el cloro genera inconvenientes organolépticos evidentes (gusto y olor del cloro), además de producir grandes concentraciones de SPD clorados (Droste, 1997). La cloramina tiene la ventaja de producir menores concentraciones de SPD, pero su efecto bactericida es comparativamente menor que el del cloro (Guay et al., 2005). El bióxido de cloro tiene como inconveniente principal la formación de subproductos tóxicos inorgánicos; finalmente, el ozono es un agente desinfectante muy poderoso pero no deja residuo dentro de la red de distribución, haciendo necesaria una segunda desinfección o post-desinfección (Oxenford, 1996).

Esta sección y las siguientes están dedicadas a la teoría de la formación de los THM, los SPD mejor conocidos hasta ahora.

La formación de los SPD es el resultado de una reacción entre el agente desinfectante (p.e., el cloro) y la materia orgánica natural (MON) constituída en gran parte por sustancias húmicas y que está presente naturalmente en el agua bruta (sin ningún tratamiento). La reacción entre cloro y MON se inicia desde la adición del desinfectante y se mantiene hasta el agotamiento de los reactantes (Singer, 1999). Rook (1974) propuso un mecanismo de formación de los THM a partir de las moléculas de tipo resorcinol (Figura 1). La oxidación por el ácido hipocloroso (HOCl) permite una halogenación y la iniciación del ciclo aromático. A continuación, una fractura de la molécula (en a) forma los trihalometanos. La fractura por la inserción de un hidróxido (en b) permite la formación de un ácido haloacético mientras que una tercera fractura (en c) forma halocetonas. La reacción de formación de los SPD es afectada por varios parámetros como la temperatura y el pH del agua, la cantidad de MON presente, la concentración de iones bromuro, la dosis de desinfectante y el tiempo de contacto entre el desinfectante y la MON (tiempo de permanencia del agua en la red de distribución; Amy et al., 1987a).

La materia orgánica natural (MON) es el precursor de los SPD en el agua potable. Está presente de manera natural en el agua sin tratar pero su cantidad y reactividad varían de acuerdo con las fuentes de agua (lagos, ríos, arroyos, agua subterránea). Resulta principalmente de la degradación total o parcial de la fauna y flora circundantes que conforman el sistema acuífero utilizado para captar el agua.

Las características de la MON varían de un curso de agua a otro. Esto implica que sus características químicas difícilmente pueden ser generalizadas y deben determinarse en cada caso. En general, se considera que la materia orgánica está dividida en dos categorías diferentes: la materia hidrófoba (ácidos húmicos y fúlvicos) y la materia hidrófila (proteínas, carbohidratos y aminoácidos), siendo los ácidos húmicos los compuestos de la MON con el mayor peso molecular, debido principalmente a la alta concentración de carbono aromático con relación a la concentración de los ácidos carboxílicos y carbonilos (Krasner et al, 1996). Los ácidos fúlvicos tienen un peso molecular inferior al de los ácidos húmicos y su concentración en carbonos aromáticos es menor; sin embargo, las concentraciones de carbonilo y ácidos carboxílicos en los ácidos fúlvicos son superiores a las de los húmicos (Croué et al., 1993). Los ácidos fúlvicos representan la fracción mayor de la MON (~50%), mientras que los ácidos húmicos son el 5% (Andrews y Huck, 1996). Los ácidos húmicos favorecen la formación de los SPD por su mayor concentración en carbono aromático (Singer, 1999), pero como los ácidos fúlvicos están presentes en mayor cantidad en la MON, los SPD son formados principalmente por estos últimos.

Los indicadores de la presencia de MON más utilizados son el carbono orgánico total (COT) o el carbono orgánico disuelto (COD), y la absorbencia ultravioleta a 254nm (UV-254). Los parámetros COT y UV-254 son complementarios entre sí; el COT informa sobre la cantidad de MON existente y disponible para la reacción y la UV-254 señala más que todo su reactividad o tendencia a formar SPD (Amy et al., 1987b), ya que es un indicador de los vínculos aromáticos contenidos en las sustancias húmicas. En los dos casos, su aumento tiende a favorecer la formación de SPD. Por otro lado, para ciertos tipos de agua estos dos parámetros pueden estar estrechamente correlacionados (Rathbun, 1996a, b).

En general, mientras mayores sean las concentraciones de COT y el valor de UV-254 de un agua bruta, más importante será la reacción entre la MON y el desinfectante, lo que favorece la formación de una gran cantidad de SPD.

La MON está afectada directamente por el tratamiento fisicoquímico aplicado al agua bruta en la planta de tratamiento. El tratamiento permite la disminución de la MON, lo que reduce la formación de los SPD. Tres procedimientos eficaces para este fin son la coagulación mejorada o sobrecoagulación, la filtración con carbón activado granular (CAG) y la filtración a través de membranas (Vinette, 2001). Sin embargo, estas técnicas por sí solas no remueven toda la MON presente en el agua.

La presencia de iones bromuro es otro factor que tiene relación con los parámetros de calidad del agua bruta y tienen incidencia en la cantidad de SPD formados. En la formación de THM la presencia de iones bromuro no afecta tanto la cantidad de los THM formados como la proporción relativa de las cuatro sustancias que los componen. En efecto, la presencia de concentraciones importantes de bromuro conduce a que se forme una mayor proporción de iones de THM a base de productos bromados en relación con los THM totales (Rathbun, 1996c). Las concentraciones de iones bromuro son con frecuencia muy bajas en aquellas regiones cuyo aprovisionamiento se hace con aguas superficiales que no sufren penetraciones salinas provenientes de algún depósito cercano de agua salada. En esas condiciones se formará cloroformo (CHCl3) en mayor proporción.

El pH condiciona las características de las reacciones químicas responsables de la formación de los SPD y puede ser considerado como un parámetro operacional, ya que su valor es susceptible de ser ajustado antes de la desinfección.

La reacción responsable de la formación de los THM se lleva a cabo en dos etapas. Por una parte, la cinética de la primera etapa es favorecida por la presencia de la forma no ionizada del HOCl en pH ácido; por otra, la segunda etapa es una hidrólisis catalítica en medio básico, favorecida cuando el pH es más alto. Como al final la determinante es la segunda etapa, la formación de los THM será favorecida en un pH elevado (Krasner, 1999). No obstante, el pH afecta de manera diferente a los otros SPD.

En el caso de la formación de THM, una temperatura más alta favorece la velocidad de reacción entre el cloro residual y la MON, por lo que las concentraciones de THM en el agua contenida en la red de distribución son mayores en el verano (Williams et al., 1997; Rodríguez et al., 2004). Además de afectar la velocidad de reacción responsable de la formación de los SPD, las condiciones estacionales afectan también la disponibilidad de los precursores (MON) y su composición. Por ejemplo, el régimen térmico de las aguas superficiales, fenómeno típico de la primavera y el otoño, contribuye al aumento de la carga orgánica del agua bruta. De igual manera el deshielo y las condiciones lluviosas favorecen el escurrimiento de la materia orgánica hacia los cursos de agua (El-Dib y Ali, 1995). Finalmente, la congelación en invierno constituye una barrera física contra la polución de los cursos de agua debida a la MON.

La dosis de desinfectante aplicada al agua durante el tratamiento afecta directamente la formación de los SPD, ya que además de favorecer su formación afecta sus características específicas y su importancia relativa (Singer, 1994). Por ejemplo, una mayor dosis de cloro favorecerá la formación de AHA en lugar de THM, así como también favorece la formación de subproductos clorados respecto a la de los subproductos bromados, tanto para los THM como para los AHA.

El tiempo de contacto entre el desinfectante y la MON, que corresponde al tiempo de permanencia del agua tratada en la red de distribución, es un parámetro fundamental de la formación de los SPD (Sérodes et al., 2003). A mayor tiempo de contacto mayor será la concentración de SPD (Rodríguez y Sérodes, 2001). En efecto, como la reacción del cloro con los precursores de los THM sigue produciéndose hasta que no quede cloro residual libre en la red de distribución, se formarán más THM en la medida en que el tiempo de permanencia del agua sea mayor (Rodríguez y Sérodes, 2005). Sin embargo, la formación de los THM en función del tiempo no es lineal (Urano et al., 1983) pues una cantidad importante se forma en la planta de tratamiento y en el comienzo de la red; además, la reacción disminuye con el tiempo.

Un elemento determinante para la formación de los SPD es el tratamiento aplicado al agua antes de la desinfección por medio del cloro. Cuando el agua bruta es demasiado coloreada o posee un grado elevado de turbidez se utiliza frecuentemente un proceso de tratamiento físicoquímico previo a la cloración.

Un sistema convencional de tratamiento de agua potable está compuesto por las etapas siguientes: tratamiento previo, coagulación-floculación, decantación, filtración y desinfección. El tratamiento previo consiste en la adición de un oxidante (cloro, ozono o permanganato de potasio) a la entrada de la planta, con el fin de reducir la carga bacteriana del agua y facilitar así los tratamientos siguientes. Esta etapa es opcional y depende de la calidad de la fuente de agua; cuando se utiliza cloro las dosis aplicadas son inferiores a las utilizadas en la desinfección final, por lo que no hay formación de THM. A continuación, la coagulación-floculación-decantación es un conjunto de tratamientos que sirven para aglomerar las partículas en suspensión y facilitar su remoción. En este proceso se utiliza generalmente el alumbre como agente coagulante. Aunque esta etapa sirve principalmente para reducir la turbidez y el color del agua, también permite remover cierta cantidad de MON. Además, dicho tratamiento conduce a aumentar la eficacia de la desinfección final. A continuación, la filtración permite remover las partículas aun en suspensión en el agua y reducir así la concentración de precursores de THM. Finalmente, la desinfección, generalmente por cloro, completa el tratamiento desactivando los organismos patógenos y asegurando la presencia de un residuo en la red de distribución. Si el desinfectante utilizado es diferente al cloro, habitualmente es necesario añadir una cierta cantidad de cloro después de la desinfección con el fin de garantizar la presencia de un residuo en la red de distribución y evitar la reaparición de microorganismos (Morin, 1999).

Con el paso de los años las investigaciones han permitido desarrollar otros procedimientos encaminados a mejorar tanto la calidad fisicoquímica del agua tratada como su calidad microbiológica. Uno de ellos es la filtración con carbón activado granular (CAG), procedimiento que generalmente sigue a la filtración por métodos convencionales y se utiliza con el fin de remover por adsorción sabores y olores presentes en el agua tratada (Lykins et al., 1988). La filtración por CAG permite asimismo reducir de manera significativa el COT, indicador de la presencia de MON, y en esa forma minimizar la formación de THM (Jacangelo et al., 1995). Por otra parte, el uso de membranas filtrantes permite retirar más del 90% de los precursores de los SPD y la mayoría de los patógenos eventualmente presentes en el agua bruta (EPA, 1992). Sin embargo, estos dos sistemas son costosos y requieren de operadores calificados. Finalmente, la coagulación mejorada consistente en aplicar dosis mayores a las habituales y ha demostrado ser eficaz para disminuir las concentracions de precursores y reducir así la posibilidad de formación de THM (White et al., 1997).

La exposición de la población a los THM representa un riesgo de salud pública, ya que son considerados potencialmente cancerígenos para el humano. Se han determinado cuatro tipos de THM (Tabla II) según las categorías de clasificación de la agencia de la EPA (1994): el cloroformo, el bromodiclorometano y el bromoformo que pertenecen al grupo 2B (potencialmente cancerígeno para humanos, basado en evidencia suficiente para animales y sin datos o con datos inadecuados para los humanos), mientras el dibromoclorometano hace parte del grupo C (cancerígeno posible para humanos, basado en una evidencia limitada para los animales y sin datos para los humanos). En cuanto a los AHA, se considera al ácido dicloroacético como probablemente cancerígeno para humanos (con base en pruebas suficientes para animales y evidencia insuficiente para humanos; Health Canada, 2006). Se considera también que el ácido tricloroacético es posiblemente cancerígeno para los humanos, pero con base en pruebas muy limitadas.

La exposición total de la población a los SPD es el resultado de la suma de tres formas de exposición: ingestión por vía oral, absorción cutánea e inhalación a través de las vías respiratorias (Milot, 1999). La ingestión de THM por vía oral es consecuencia del consumo de agua potable, de bebidas fabricadas a partir de agua tratada con cloro y de ciertos productos lácteos (Wallace, 1997). La absorción cutánea tiene lugar en piscinas. Por otra parte, las duchas o baños calientes (~40ºC) favorecen la absorción de cloroformo por la piel (Levesque et al., 1994). En cuanto a la inhalación respiratoria los THM, por ser un componente volátil del agua potable desinfectada con cloro, están presentes en el aire. En el interior de las viviendas proviene de la evaporación de agua caliente clorada, (duchas, baños, lavado de platos y de ropa). Los THM también están asociados al uso de detergentes y blanqueadores a base de cloro. Igualmente pueden contener cloroformo otros productos de consumo doméstico como desmanchadores, líquidos correctores, suavizantes, insecticidas y pesticidas. Los humidificadores, cuando son llenados con agua clorada, son susceptibles de emitir cloroformo durante su utilización (Wallace, 1997). El aire ambiente de una piscina cubierta, debido a la cloración contínua del agua, contiene gran cantidad de cloroformo susceptible de ser inhalado (Lévesque et al., 1994; Wallace, 1997). Por otra parte, el aire exterior contiene concentraciones de cloroformo emitidas principalmente por actividades industriales (industria del papel y pasta de papel, centrales nucleares, plantas de tratamiento de agua potable y de aguas servidas, industria de producción directa de cloroformo, etc.; Wallace, 1997). En cuanto a los AHA, se ha establecido que la principal forma de exposición es la vía oral (Health Canada, 2006).

Los efectos de los SPD sobre la salud han sido identificados en estudios toxicológicos y epidemiológicos. Los estudios toxicológicos analizan el efecto sobre los animales de laboratorio expuestos a dosis diferentes de un producto específico. Los datos obtenidos son extrapolados para el caso de humanos, lo que permite establecer dosis asociadas a riesgos significantes para la salud humana. Los estudios epidemiológicos tienen la ventaja, en relación con los anteriores, de evaluar el riesgo asociado a la exposición a los THM a partir de observaciones efectuadas con humanos; evalúan el riesgo para la salud humana debido a la ingestión de dosis reales y permiten evaluar el riesgo asociado con la exposición simultánea a los cuatro THM.

En 1976 se observó que el cloroformo por vía oral podía causar tumores en el hígado y los riñones de ratones (NCI, 1976); en dosis menores, en ratas induciría tumores en los riñones pero no en el hígado (Jorgenson et al., 1985). El bromodiclorometano puede causar tumores de colon y renales en ratones de laboratorio (NTP, 1987). Con una exposición prolongada a dosis elevadas, el bromodiclorometano produciría lesiones en el hígado y los riñones (NTP, 1985). En cuanto al bromoformo, dosis altas provocarían tumores en el colon en ratas pero no en ratones (NTP 1989). Con relación a los AHA, se ha demostrado que éstos pueden causar tumores en animales de laboratorio (Bull et al., 1990; DeAngelo et al., 1996; Pereira, 1996). Existe relación entre la exposición al ácido dicloroacético y la formacion de tumores del hígado en ratas y ratones de laboratorio (Health Canada, 2006), al igual que en ratones ante exposición al ácido tricloroacético. Podrían existir relaciones entre la exposición a los ácidos di y tricloroacético y problemas de desarrollo fetal, en particular anomalías cardiacas, y se han mostrado efectos posibles de los ácidos dicloroacético y dibromoacético sobre los espermatozoides. En cuanto a los acetonitrilos, se ha mostrado que la exposición a estas sustancias puede estar relacionada con la muerte del embrión en las ratas (Mills et al., 1998).

Pocos estudios epidemiológicos han documentado los efectos específicos en humanos (cáncer o problemas de reproducción) de la exposición a los AHA del agua potable. Recientemente, King et al (2005) no encontraron relación entre la exposición a los AHA y el riesgo de mortinatalidad, y Savitz et al. (2005) no encontraron relación entre el incremento de problemas de gestación durante el embarazo y la exposición a los AHA en el agua potable. Considerando la metodología utilizada, hay diferencias entre los datos relativos a los estudios toxicológicos y epidemiológicos. Cualquiera sea el método utilizado para determinar los riesgos asociados a los SPD, estos son relativamente pocos, pero teniendo en cuenta la gran cantidad de personas expuesta al agua clorada, sus efectos no son despreciables.

El Safe Drinking Water Act (SDWA) obliga a la EPA a implementar nuevas disposiciones respecto al agua potable. Las regulaciones relativas a los SPD están sustentadas en la evidencia de sus efectos nocivos para la salud humana. Hasta la fecha se han publicado más de quince estudios epidemiológicos sobre los efectos nocivos de los SPD??? en la reproducción y desarrollo humanos (Graves et al., 2002; King et al., 2005; Porter et al., 2005; Toledano et al., 2005; Lewis et al., 2006). Igualmente, hay abundante información disponible de estudios toxicológicos que evidencian efectos nocivos para la salud humana. La EPA (1999b) ha establecido los efectos nocivos de algunos de los más importantes SPD hallados en el agua poTable (Tabla II).

La Organización Mundial de la Salud (WHO, 1993) publicó valores guía para el agua potable de algunos de los SPD como THM, AHA, acetonitrilos, cloritos, hidrato de cloral, formaldehídos y cloruro de cianógeno. Además de los valores individuales para cada THM, la OMS ha sugerido que la suma de las relaciones entre los valores medidos y los especificados para cada THM no debería exceder de 1 (Tabla III). Estos valores guía no tienen reconocimiento oficial en EEUU y Canadá. La EPA (2001) ha establecido un nivel máximo de contaminación de 0,08mg·l^-1 para el total de los THM (TTHM; Tabla III), y también ha establecido metas para el máximo nivel de contaminación (MCLG) para cada uno de los THM. La suma de los cinco AHA (ácidos mono-, di- y tricloroacéticos, y mono- y dibromoacéticos), bromatos y cloritos también están regulados. Por su parte, Canadá ha establecido para los TTHM valores provisionales de 0,10mg·l^-1 como concentración máxima aceptable (IMAC; Health Canada, 2001). Por el momento, no existen en Canadá valores guía para calidad del agua poTable referidos a otros SPD; sin embargo, está en evaluación un valor guía para los AHA (Health Canada, 2006). En la Tabla III se incluyen para comparación valores estándar para agua poTable de Australia y Nueva Zelanda (Aus-NZ, 2000) y el Reino Unido (UK, 2000).

El control de la contaminación microbiológica en el tratamiento del agua tiene dos objetivos claros: desactivar los elementos patógenos presentes en el agua bruta y prevenir la recontaminación del agua tratada durante su permanencia en la red de distribución antes del consumo. La desinfección por medio del cloro permite alcanzar estos objetivos por su gran eficacia para destruir patógenos y por asegurar la presencia de un residuo en la red de distribución. Sin embargo, de todas maneras habrá formación de SPD. Los encargados del suministro de agua potable deberán enfrentar un objetivo complejo, cual es encontrar el equilibrio entre el suministro de un agua potable libre de microorganismos y minimizar al mismo tiempo la formación de SPD.

Es importante hacer notar que el objetivo de minimizar la generación de SPD no debe afectar en ningún caso el objetivo principal de distribuir agua libre de patógenos. Es primordial que el agua tratada sea siempre potable desde el punto de vista microbiológico.

Existen algunas alternativas para reducir las concentraciones de THM generadas en las redes de distribución sin que resulte afectada la calidad microbiológica del agua. Sin embargo, ciertas estrategias de reducción de los THM pueden tener un impacto económico significativo para ciertas municipalidades. Las tres posibilidades de solución son el cambio en la fuente de aprovisionamiento de agua bruta (de superficial por subterránea), la reducción de los precursores de THM (supresión por tratamiento) y el mejoramiento de las estrategias de desinfección (desinfectantes alternativos y/o optimización de la operación).

La segunda estrategia, reducir los precursores de los THM utilizando un tratamiento físicoquímico anterior a la desinfección, haría posible disminuir la demanda de cloro y consecuentemente las dosis necesarias de desinfectante.

Finalmente, es posible mejorar las estrategias de desinfección con la utilización de un desinfectante menos problemático. Una alternativa consiste en reemplazar el cloro por el ozono. Sin embargo, la ozonización es un procedimiento costoso cuya aplicación exige el empleo de personal altamente calificado. Además, en algunos casos se forman cantidades apreciables de bromatos. La desinfección por ozono requiere de todas maneras una cloración final que asegure la presencia de un residuo desinfectante en la red. Sin embargo, la dosis necesaria de cloro después de haber desinfectado el agua con ozono es generalmente baja, ya que el ozono oxida buena parte de la materia orgánica, disminuyendo la cantidad de cloro necesario. En estas condiciones, la formación de subproductos clorados es generalmente muy baja. Finalmente, una alternativa más reciente es la desinfeccion física por medio de rayos ultravioleta, pero esto requiere igualmente un consumo importante de energía.

Los autores agradecen a Julie Milot por su colaboración en la investigación bibliográfica.

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