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DETERMINACIÓN Y CUANTIFICACION DE CRYPTOSPORIDIUM spp Y
GIARDIA spp COMO INDICADORES DE CONTAMINACIÓN
PARASITARIA EN SISTEMAS DE LAGUNAJE
BETTY MANZANO TORRADO
LUZ ADRIANA MORENO BERNAL
FACULTAD DE CIENCIAS
CARRERA DE BACTERIOLOGÍA
PONTIFICIA UNIVERSIDAD JAVERIANA
Bogotá, D. C. 2001
DETERMINACIÓN Y CUANTIFICACION DE CRYPTOSPORIDIUM spp Y
GIARDIA spp COMO INDICADORES DE CONTAMINACIÓN
PARASITARIA EN SISTEMAS DE LAGUNAJE
BETTY MANZANO TORRADO
LUZ ADRIANA MORENO BERNAL
TRABAJO DE GRADO
Presentado como requisito parcial
Para optar al título de
BACTERIÓLOGA
FACULTAD DE CIENCIAS
CARRERA DE BACTERIOLOGÍA
PONTIFICIA UNIVERSIDAD JAVERIANA
Bogotá, D. C. 2001
DETERMINACIÓN Y CUANTIFICACION DE CRYPTOSPORIDIUM spp Y
GIARDIA spp COMO INDICADORES DE CONTAMINACIÓN
PARASITARIA EN SISTEMAS DE LAGUNAJE
BETTY MANZANO TORRADO
LUZ ADRIANA MORENO BERNAL
Dra CARMEN INES MORA Dra CLAUDIA CAMPOS
Directora Codirectora
FACULTAD DE CIENCIAS
CARRERA DE BACTERIOLOGÍA
PONTIFICIA UNIVERSIDAD JAVERIANA
Bogotá, D. C. 2001
DETERMINACIÓN Y CUANTIFICACION DE CRYPTOSPORIDIUM spp Y
GIARDIA spp COMO INDICADORES DE CONTAMINACIÓN
PARASITARIA EN SISTEMAS DE LAGUNAJE
BETTY MANZANO TORRADO
LUZ ADRIANA MORENO BERNAL
Dr HUGO DIEZ Dra MARTHA NEIRA
JURADO JURADO
FACULTAD DE CIENCIAS
CARRERA DE BACTERIOLOGÍA
PONTIFICIA UNIVERSIDAD JAVERIANA
Bogotá, D. C. 2001
DETERMINACIÓN Y CUANTIFICACION DE CRYPTOSPORIDIUM spp Y
GIARDIA spp COMO INDICADORES DE CONTAMINACIÓN
PARASITARIA EN SISTEMAS DE LAGUNAJE
BETTY MANZANO TORRADO
LUZ ADRIANA MORENO BERNAL
FACULTAD DE CIENCIAS
CARRERA DE BACTERIOLOGÍA
PONTIFICIA UNIVERSIDAD JAVERIANA
Bogotá, D. C. 2001
NOTA DE ADVERTENCIA
Artículo 23 de la resolución número 13 de julio de 1946:
“ La Universidad no se hace responsable por los conceptos emitidos pos sus
alumnos en sus tesis de grado “
AGRADECIMIENTOS
Agradecemos a la Unidad de Saneamiento y Biotecnología Ambiental de la
Pontificia Universidad Javeriana quién nos proporciono un espacio dentro de
sus instalaciones para el análisis de nuestro estudio. De manera muy
especial agradecemos a la CAR ( Corporación Autónoma Regional ) quienes
nos ofrecieron todo el apoyo y colaboración de manera muy especial, sin
dejar de lado el cuerpo de docentes de la Pontificia Universidad Javeriana en
cabeza del doctor Carlos Corredor y aquellos que por una u otra razón fueron
artífices de esta gran meta.
DEDICATORIA
A mi mamá, por sus desvelos, su enorme generosidad y sus calladas
enseñanzas.
A mi papá por su apoyo y entusiamos para seguir con mi carrera adelante
A mi hermano por su comprensión y ternura.
A la memoria de mi abuelita Olivia quien falleció mientras terminaba este
trabajo y cuyo espíritu esta conmigo, iluminándome para dar fin a este y
poderme graduar; estoy segura que desde el cielo ella disfrutará mi gran
logro.
A mi amigos Betty, Diego y Paola por estar allí cuando los necesité.
"A Dios" por la vida y a todas aquellas personas entre ellas mis Tíos, Primos,
Ramón y profesores quienes contribuyeron de alguna manera en mi
formación profesional.
A todos ustedes mil gracias
Luz Adriana
DEDICATORIA
Papá y Mamá
Quiero reiterar mi amor y agradecimiento para con ustedes, les dedico con
toda mi alma este trabajo, es poco frente a lo que quisiera dar y expresar a
los dos.
Si muchos más jóvenes en este país, que me enseñaron a amar, tuvieran
padres como ustedes, estoy segura que viviríamos con progreso y paz, sé
que soy de una minoría afortunada por tenerlos y por lograr culminar una
carrera profesional.
Reconozco sus esfuerzos, desvelos y sacrificios para darme todo el apoyo
que siempre he tenido, me comprometo con una vida de ejercicio profesional
que les haga sentir orgullo y la realización total como los mejores padres del
mundo.
Los amo
Betty.
TABLA DE CONTENIDO
Página
RESUMEN
INTRODUCCIÓN 23
1. MARCO TEÓRICO 31
1.1 EL CAMBIO NEGATIVO DEL REGIMEN HÍDRICO 31
1.1.1 Deterioro de la calidad. 32
1.2 LA CALIDAD DEL AGUA DEL RÍO BOGOTÁ. 33
1.2.1 Contaminación acuática. 33
1.3 COMPOSICIÓN DE LAS AGUAS RESIDUALES Y SISTEMAS
DE TRATAMIENTO 35
1.3.1 Uso de aguas residuales 37
1.3.2 Sistema de lagunaje para el tratamiento de las aguas
residuales 37
1.3.2.1 Clasificación de las lagunas de tratamiento 40
1.3 ANÁLISIS MICROBIOLÓGICO DEL AGUA 48
1.4.1 Agentes patógenos 48
1.4.1.1 Bacterias 49
1.4.1.2 Virus 49
1.4.1.3 Parásitos 50
1.5 INDICADORES DE CONTAMINACIÓN EN AGUAS 52
1.5.1 Virus 53
1.5.2 Bacterias 53
1.5.3 Parásitos 53
1.6 GIARDIA 54
1.6.1 Giardiasis 54
1.6.2 Agente etiológico 54
1.6.3 Ciclo de vida 56
1.6.4. Formas de infección 57
1.6.5 Epidemiología y prevención 58
1.7 CRYPTOSPORIDIUM 59
1.7.1 Cryptosporidiosis 59
1.7.2 Agente etiológico 59
1.7.3 Ciclo de vida 60
1.7.4 Formas de infección 61
1.7.5 Epidemiología 62
1.8 IMPACTOS SOBRE LA SALUD 66
1.8.1 Importancia sanitario-epidemiológica de los estudios sobre
contaminación parasitaria de aguas residuales 67
1.8.1.1 Reutilización de aguas residuales 67
1.8.1.2 Interés sanitario: Parásitos presentes en aguas
residuales 69
1.8.1.3 Características epidemiológicas de los parásitos 70
1.8.1.4 Parasitismo y estado nutricional en niños preescolares de
Instituciones del Distrito Capital 72
1.8.1.5 Presencia de parásitos intestinales en hortalizas que
se consumen crudas 73
1.9 MÉTODOS PARA LA DETECCIÓN DE PARÁSITOS Giardia spp
Y Cryptsoporidium spp 76
1.9.1 Método de sedimentación. 77
1.9.2 Método de flotación por centrifugación 78
1.9.3 Método de floculación inorgánica con cloruro de calcio 78
1.9.4 Inmunofluorescencia 78
1.9.5 Separación inmunomagnética 79
1.10 FACTORES QUE EJERCEN INFLUENCIA SOBRE
LA VIABILIDAD DE LOS INDICADORES PARASITARIOS. 80
1.10.1 Inactivación por los rayos solares 82
1.10.2 Sólidos disueltos totales 84
1.10.3 Conductividad 84
1.10.4 Acción de los vientos 85
1.10.5 Temperatura 86
1.10.6 Precipitaciones pluviales 87
1.10.7 Demanda bioquímica de oxígeno - DBO 87
1.10.8 Demanda química de oxígeno - DQO 88
1.10.9 Competencia con otros microorganismos en el ambiente
acuático 88
1.11 ELIMINACIÓN DE MICROORGANISMOS POR MEDIO DEL
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES 89
2. JUSTIFICACIÓN 93
3. OBJETIVOS 102
4. MATERIALES Y METODOS 104
4.1 UBICACIÓN 104
4.2 ZONA DE MUESTREO 104
4.2.1 Sistema de lagunaje Chocontá (cuenca alta) 104
4.2.2 Sistema de lagunaje Anapoima (cuenca baja) 106
4.3 PUNTOS DE MUESTREO 107
4.3.1 Sistema de tratamiento de aguas residules de Chocontá 108
4.3.2 Sistema de tratamiento de aguas residules de Anapoima 111
4.4 TOMA DE MUESTRAS 113
4.4.1 Conservación y transporte de la muestra 116
4.4.2 Análisis parasitológico de las muestras 116
4.5 PROTOCOLO DE FLOCULACIÓN ORGÁNICA POR CLORURO
DE CALCIO 116
4.5.1 Volumen del agua a flocular 117
4.6 ANÁLISIS ESTADÍSTICO DE VARIABLES 118
5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN 122
5.1 Análisis de las concentraciones de Giardia Spp y
Cryptosporidium spp en la planta de tratamiento de Chocontá 122
5.2 Análisis estadístico de Giardia Spp y Cryptosporidium spp a la
entrada y salida de la planta de tratamiento de Chocontá 132
5.3 Análisis de las concentraciones de Giardia spp y
Crypstosporidium spp en la planta de tratamiento de Anapoima 133
5.4 Análisis estadístico de Giardia spp y Cryptoporidium spp a la
entrada y salida de la planta de tratamiento de Anapoima. 140
5.5 Análisis de los parámetros fisico-químicos para la
planta de tratamiento de Chocontá. 145
5.6 Análisis de los parámetros fisico-químicos para la
planta de tratamiento de Anapoima 146
5.7 Análisis estadístico de los factores fisico-químicos 148
5.7.1 Chocontá 148
5.7.2 Anapoima 149
5.8 INFLUENCIA DE LOS PARAMETROS FÍSICO-QUÍMICOS
SOBRE LA CONCENTRACIÓN DE LOS INDICADORES DE
CONTAMINACION PARASITARIA EN SISTEMAS DE LAGUNAJE
EN LAS PLANTA DE TRATAMIENTO DE CHOCONTÁ Y
ANAPOIMA 150
5.8.1 Influencia de la temperatura 150
5.8.2 Influencia de la DBO y DQO 153
5.8.3 Influencia de la conductividad 154
5.8.4 Influencia de los sólidos disueltos totales 155
5.8.4 Influencia de las precipitaciones 156
6 CONCLUSIONES 158
7. RECOMENDACIONES 162
9. REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS 164
LISTA DE TABLAS
Página
TABLA 1. Principales componentes de las aguas residuales. 38
TABLA 2. Reuso de aguas residuales a nivel mundial. 41
TABLA 3. Principales microorganismos patógenos presentes en las
aguas residuales. 51
TABLA 4. Características epidemiológicas de los patógenos entéricos
y su capacidad para causar infección. 52
TABLA 5. Brotes más relevantes causados por utilización de
aguas residuales en el mundo. 75
TABLA 6. Precipitaciones ocurridas durante los días de muestreo. 114
TABLA 7. Días de muestreo en Chocónta. 115
TABLA 8. Días de muestreo en Anapoima. 115
TABLA 9. Instrumentos y medidas utilizadas para el análisis de
los parámetros físico-químicos 118
TABLA 10. Concentración de Giardia spp y Crypstosporidium spp en la
planta de tratamiento de Chocontá. 123
TABLA 11 Resultados promedio, máximo, mínimo y porcentaje de
reducción de los indicadores de Contaminación parasitaria en la
Planta de Tratamiento de Chocontá 123
TABLA 12. Resultados de análisis estadístico de Giardia spp y
Cryptosporidium spp en la planta de tratamiento de
Chocontá 132
TABLA 13. Concentración de Giardia spp y Crypstosporidium spp en la
planta de tratamiento de Anapoima. 133
TABLA 14. Resultados promedio, máximo, mínimo y porcentaje de
reducción de los indicadores de contaminación parasitaria en la
Planta de Tratamiento de Anapoima. 134
TABLA 15. Resultados del análisis estadísticos de Giardia spp
y Cryptosporidium spp en la Planta de Tratamiento de
Anapoima 140
TABLA 16. Resultados promedio, máximo, mínimo y porcentaje de
reducción de los indiadores de los parámetros fisico-químicos
de la Planta de tratamiento de Chocontá. 145
TABLA 17. Resultados promedio, máximo, mínimo y porcentaje de
reducción de los indicadores de los parámetros físico-
químicos de la Planta de tratamiento de Anapoima 147
TABLA 18. Resultados de los análisis estadísticos de los Parametros
físico químicos en Chocontá. 148
TABLA 19. Resultados de los análisis estadísticos de los Parametros
físico químicos en Anapoima. 149
LISTA DE FIGURAS
Página
FIGURA 1. Fotografía de la Giardia spp. 55
FIGURA 2. Fotografía de Cryptosporidium spp. 60
FIGURA 3. Fotografía ganado cerca al río Bogotá 67
FIGURA 4. Fotografía de Giardia spp por inmunofluorescencia 79
FIGURA 5. Fotografía de Cryptosporidium spp por inmunofluorescencia 79
FIGURA 6. Laguna de tratamiento de aguas residuales del municipio
de Choconta -Cuenca alta. 108
FIGURA 7. Entrada de la planta de tratamiento después de las rejas
de desbaste (Chocontá). 109
FIGURA 8. Salida del sistema de lagunaje Chocontá. 109
FIGURA 9. Laguna de tratamiento de aguas residuales del municipio
de Anapoima - Cuenca baja. 111
FIGURA 10. Entrada de la planta de tratamiento de Anapoima después
de las rejas de desbaste. 111
FIGURA 11. Salida del sistema de lagunaje (Cuenca baja). 112
LISTA DE GRAFICAS
Página
GRAFICA 1. Concentración de quistes de Giardia spp (UL/1000ml)
a la entrada y salida de la planta de tratamiento de
Chocontá. 125
GRAFICA 2 Concentración de oooquistes Cryptosporidium
spp (UL/1000ml) a la entrada y salida de la planta
de tratamiento de Chocontá. 130
GRAFICA 3. Concentración de quistes de Giardia spp (UL/1000ml)
A la entrada y salida de la planta de tratamiento de
Anapoima, 135
GRAFICA 4. Concentración de oooquistes Cryptosporidium
spp (UL/1000ml) a la entrada y salida de la planta
de tratamiento de Anapoima. 137
LISTA DE ANEXOS
Página
ANEXO I. Materiales para el método de floculación inorgánica por
Cloruro de Calcio para 2 y 10 litros de agua. 172
ANEXO II . Protocolo de floculación inorgánica por cloruro de calcio
para 2 litros de agua. 176
ANEXO III. Protocolo de floculación inorgánica por cloruro de calcio
para 10 litros de agua. 177
ANEXO IV. Inmunofluorescencia Directa. 178
ANEXO V. Método de Inmunofluorescencia Directa. 180
ANEXO VI. Observación, identificación y recuento de parásitos 181
por Inmunofluorescencia Directa.
ANEXO VII. Análisis de parámetros físico-químicos de la planta
de tratamiento de aguas residuales en Chocontá 183
ANEXO VIII. Análisis de parámetros físico-químicos de la planta
de tratamiento de aguas residuales en Anapoima. 184
RESUMEN
El agua es uno de los más importantes factores para el desarrollo social y
económico del hombre. Su escasez y su contaminación amenazan aspectos
fundamentales de la seguridad humana, como son: el equilibrio en el medio
acuático, la producción de alimentos, la salud pública, la estabilidad social y
política. En la actualidad, la reutilización de las aguas residuales es una
práctica mundialmente extendida. Esta tendencia puede deberse a dos
grandes motivos: a una actitud conservacionista - sanitarista y a una
necesidad causada por la escasez o la falta de agua para la supervivencia y
el desarrollo.
La calidad de las aguas del río Bogotá, ha sido afectada por las descargas
de aguas negras de los asentamientos urbanos en su cuenca, especialmente
de Bogotá. Las poblaciones que viven cerca del río Bogotá están expuestas
a contaminantes de origen hídrico a través de una gran variedad de
mecanismos.
El consumo de agua tratada o parcialmente tratada es la ruta de exposición
que puede resultar en la mayor absorción de tales contaminantes. El
consumo de alimentos producidos con agua de riego contaminada o
provenientes de ganaderías que toman dicha agua es la segunda ruta más
importante de exposición. Finalmente, el contacto físico directo en
actividades de recreación, baño o trabajo puede también producir efectos
adversos sobre la salud.
El agua es un recurso susceptible de contaminación microbiana por parásitos
que llegan a través de las aguas residuales. Algunos de estos parásitos
como el Cryptosporidium spp y la Giardia spp tienen gran efecto en la
salud pública, haciendo que la prevalencia del parasitismo intestinal en
Colombia, principalmente en las áreas rural y urbana marginal, siga siendo
tradicionalmente alta debido a que las condiciones socioeconómicas y
sanitarias son deficientes.
Los protozoos pueden colonizar e infectar la orofaringe, el duodeno, el
intestino delgado, el colon y el tracto urogenital del hombre. La mayoría de
estos parásitos son flagelados. Sin embargo, pueden encontrarse también
infecciones por coccidios. Estos organismos se trasmiten por vía feco-oral.
La transmisión de protozoos intestinales plantean un problema particular en
jardines, guarderías y escuelas, donde se han documentado varias
epidemias de diarrea por Giardia spp y Criptosporidium spp. Todo esto sin
contar la presencia de estos microorganismos en aguas de playas, como es
el caso de la Giardia, de la que se ha encontrado una gran incidencia.
En otras partes del mundo, la diseminación de los protozoos se puede
controlar en parte mediante mejora de las condiciones sanitarias, junto con
cloración y filtración de agua potable. Sin embargo, esas medidas quizá
resulten difíciles de aplicar en los países en vía en desarrollo.
Según recientes estudios se ha observado un alto índice de parasitismo en
niños preescolares de Bogotá, originado por muchos parásitos dentro de los
cuales se incluyen (Giardia spp y Cryptosporidium spp), sin contar con los
brotes esporádicos en el mundo entero. Desde 1993 se han reportado
decenas de brotes de enfermedades entéricas asociadas con agua. Uno solo
de estos brotes afectó a mas de 450,000 personas en USA (brote
Milwaukee). Hay una lista larga de enteropatógenos involucrados en la
aparición de estos brotes. Según información proveniente de países
industrializados, una tercera parte de enfermedades entéricas están
asociadas con la presencia particularmente de los protozoarios Giardia
lamblia , Balantidium coli, Entamoeba histolytica y Cryptosporidium parvum
están adquiriendo importancia creciente por su resistencia a los
desinfectantes comunes y a los sistemas convencionales de tratamiento del
agua.
Este hecho de resistencia ha llevado a muchos investigadores a la necesidad
de crear nuevas formas de tratamiento y desinfección, tal es el caso de la
utilización de luz ultravioleta. Se ha observado que los ooquistes de
Cryptosporidium principalmente son resistentes a tratamientos
convencionales y a la desinfección química especialmente al cloro, debido a
su tamaño haciendo que se busquen alternativas para la inactivación de los
ooquistes.
Como se mencionó anteriormente existen sistemas de tratamiento y entre
ellos se encuentra el de lagunaje. Las Lagunas de Tratamiento de Aguas
Residuales, también llamadas de estabilización, tienen como propósito
explícito conseguir que las aguas acumuladas en ellas lleguen a cumplir un
conjunto de parámetros cuantitativos, fijados por ley, que permitan su
descarga al ambiente receptor sin ocasionar problemas ambientales
ulteriores.
En general, las aguas naturales contaminadas presentan microorganismos
patógenos de forma intermitente y en bajas cantidades. Su aislamiento e
identificación, exigen el análisis de volúmenes grandes de agua, su costo es
elevado y los resultados se obtienen después de varios días.
Para superar estos inconvenientes se han buscado alternativas como los
parásitos. Los indicadores de este tipo que deberían ser comúnmente
utilizados son: (Giardia spp y Cryptosporidium spp), ya que se han
descrito muchos brotes epidémicos guarderías, donde es común la
transmisión feco-oral por este tipo de microorganismos.
Es difícil encontrar en un único organismo todas las características que
debería tener un indicador ideal de contaminación parasitaria. No obstante
(Giardia spp) y en menor medida (Cryptosporidium spp) reúnen
características útiles. Por este motivo (Giardia spp) suele ser el indicador
parasitario recomendado o preferido. (Cryptosporidium spp) satisface
algunos criterios y suele utilizarse como indicador suplementario de
contaminación parasitaria por heces humanas.
Por tal razón, es importante evaluar la eficacia de los indicadores de
contaminación parasitaria en diferentes tipos de aguas, con el fin de elegir el
indicador más apropiado, conocer su comportamiento frente a diferentes
fenómenos naturales no controlables como precipitación y temperatura, y
parámetros físico-químicos como: DBO, DQO, SDT, conductividad, para
compararlo con resultados obtenidos en otros estudios, utilizando otro tipo
de indicadores.
El propósito del presente estudio es evaluar el comportamiento de la Giardia
spp y Cryptosporidium spp como indicadores de contaminación, en las
cuencas alta y baja del río Bogotá frente a las características físico-químicas
de este cuerpo de agua, con la finalidad de conocer la eficacia de los mismos
como indicadores de contaminación parasitaria en aguas y determinar cual
podría ser el mejor indicador de contaminación de acuerdo a las condiciones
particulares de este estudio.
Para el desarrollo del experimento se seleccionaron 2 puntos de muestreo,
uno en la cuenca alta (Chocontá) de donde se obtuvieron 13 muestras y 15
de la cuenca baja (Anapoima) que correspondían a la entrada y salida del
sistema de lagunaje respectivamente, para un total de 28 muestras. En cada
muestreo se analizaron los indicadores parasitarios ( Giardia spp y
Cryptosporidium spp) por medio de inmunofluorescencia directa y
parámetros físico-químicos, acompañados de los fenómenos naturales no
controlables
Los resultados obtenidos de las concentraciones de los indicadores
parasitarios demuestran que los dos indicadores cumplen con la mayoría de
los requisitos de un buen indicador como: mantenerse a concentraciones
constantes, estar presentes en todos los lugares con contaminación de
origen fecal, y su determinación se puede realizar a través de métodos
rápidos y económicos. Sin embargo el indicador de contaminación parasitaria
que podría ser el más apropiado para la cuenca alta y baja del río Bogotá es
la Giardia spp . Aunque mantuvo una concentración constante en la cuenca
alta y baja del río Bogotá.
La concentración promedio en la cuenca alta y baja en unidades logarítmicas
(UL) de Giardia spp fue de 2.42 a 5.56 UL, mientras que el
Cryptosporidium spp fue de 1.15 a 1.73 UL por debajo de los anteriores,
indicando una contaminación permanente de tipo doméstico, que puede
llegar aguas abajo del vertido y depositarse en los sedimentos.
Los factores fisico – químicos evaluados en las condiciones particulares de la
cuenca alta y baja del río Bogotá, son determinantes en el comportamiento
de estos indicadores parasitarios.
INTRODUCCION
El agua es un recurso indispensable para la supervivencia del hombre. A
través de los años, con el aumento de la población y el manejo inadecuado,
el recurso hídrico disponible se ha agotado y contaminado; perdiendo las
características que lo hacen apto para el consumo u otras actividades.
La demanda de agua en la sociedad actual ha experimentado un notable
incremento debido, por una parte, a la introducción de nuevos usos para la
misma, como el empleo en actividades recreativas, su uso en actividades
industriales y por otra parte, al aumento del gasto de agua en actividades
tradicionalmente asociadas a ella como las domésticas y el riego de zonas
agrícolas entre otras. Como consecuencia, resulta evidente la necesidad de
reutilizar el agua residual, aplicándola a aquellos usos más adecuados con la
finalidad de racionalizar las reservas de agua, destinando el agua de primer
uso a aquellas actividades que requieran un agua de alta calidad, como
puede ser el suministro de agua potable.
La reutilización del agua residual comporta un riesgo sanitario que se
encuentra asociado a la presencia de agentes patógenos que conllevan a
que exista una probabilidad de infección en la población por dichos agentes.
Es evidente que las aguas residuales presentan agentes patógenos como
virus, bacterias y parásitos, pero su sola presencia no implica directamente
la infección de la población al ser reutilizada el agua. La cuantificación de
este riesgo sanitario, permite el uso de sistemas de reutilización en
condiciones controladas estrictamente.
Existen regiones endémicas que coinciden con sitios en los que la salud de la
población se ve afectada negativamente por factores de pobreza, falta de
higiene y servicios comunitarios deficientes. Además, se sabe que no sólo la
contaminación del agua como elemento principal produce casos de
epidemias, sino que la propagación de la enfermedad ocurre de persona a
persona en el medio familiar o en guarderías y escuelas.
Por esta razón el manejo de aguas residuales se ha convertido en una de las
problemáticas de mayor complejidad y alto costo que tienen que resolver las
comunidades para alcanzar una mejor calidad de vida. Las diferentes
alternativas que se presentan en ocasiones, no suelen tener el impacto
deseado, muchas veces por no corresponder realmente a las características
especificas de cada región o por diferencias en la operación y mantenimiento
de los sistemas.
De otro lado, el reuso de las aguas residuales se ha convertido en una
estrategia a seguir para lograr, de cierto modo, una reducción de los costos y
una verdadera cultura ambiental. Para tal hecho se utilizan tecnologías de
lagunaje o de lodos activos, en muy diversas variantes como métodos de
diseño, en términos prácticos, que permitan contrastar unas y otras
soluciones.
Como se mencionó anteriormente existen unas formas de tratamiento, como
son los sistemas de lagunaje. El término laguna o estanque de estabilización
hace referencia a una masa de agua relativamente poco profunda contenida
en un tanque excavado en el terreno.
Se encuentran lagunas para regadío, para alimentación de centrales
hidroeléctricas, de tratamiento de aguas residuales y muchas otras.
Las Lagunas de Tratamiento de Aguas Residuales, también llamadas de
estabilización, tienen como propósito explícito conseguir que las aguas
acumuladas en ellas lleguen a cumplir un conjunto de parámetros
cuantitativos, fijados por ley, que permitan su descarga al ambiente receptor
sin ocasionar problemas ambientales ulteriores. Los parámetros suelen estar
relacionados con el potencial de riesgo a la salud pública, la cantidad de
orgánicos disueltos, los sólidos suspendidos, las materias grasas, el
contenido de nitrógeno orgánico, el contenido de fosfatos, la ausencia de olor
y la ausencia de color.
El sistema de tratamiento por lagunas ha tenido diversas adaptaciones
tecnológicas, según el grado de tratamiento deseado y el momento histórico
de su implementación. Desde los primeros registros históricos, hace unos
3000 años, existen hoy en día un par de decenas de miles de lagunas; las
mayormente conocidas y caracterizadas son más de 7000 lagunas (año
2000) en operación en los Estados Unidos, si bien se han implementado
muchas en Israel y en América Latina de las cuales no se conocen datos
precisos. La implementación de lagunas en Colombia, alcanza varias
decenas (tal vez un centenar) pero la gran mayoría corresponde a lagunas
que enfrentan graves deficiencias de diseño, generan malos olores,
tratamientos muy por debajo de las especificaciones originales y una grave
ausencia de protocolos de mantenimiento.
La razón básica para llevar a cabo un análisis parasitológico de las aguas
residuales, es la de proteger la salud de la comunidad, evaluando una
posible polución fecal, y por consiguiente el riesgo de transmisión de
enfermedades de origen hídrico.
Debido a que los microorganismos patógenos que se encuentran en las
heces de animales y humanos enfermos, aparecen intermitentemente en
bajas concentraciones, son muy difíciles de identificar y enumerar
directamente en el agua y en la mayoría de los casos requieren técnicas
sofisticadas, demoradas y costosas. Lo ideal es detectar otros
microorganismos que coexistan con los patógenos en el ambiente fecal y que
su presencia en un cuerpo de agua sirva como indicador de contaminación
parasitaria.
Para el análisis de contaminación fecal en aguas se pueden utilizar
indicadores bacterianos, virológicos y parasitarios. Aunque los indicadores
bacterianos de contaminación fecal han sido el único medio rápido,
económico y ampliamente utilizado, actualmente se trabaja en la
normalización de otros indicadores como los parásitos. Todo esto sin dejar
de lado los huevos de helminto como grupo de organismos que incluyen
nemátodos, tremátodos y céstodos. Estos parásitos poseen características
epidemiológicas que los convierten en patógenos entéricos al tener contacto
con agua contaminada.
En los últimos años, se ha insistido, especialmente por parte de los países
desarrollados, en la necesidad de normalizar técnicas para la determinación
y el recuento de Giardia spp y Cryptosporidium spp debido a la alta
incidencia de dichos parásitos en epidemías de gran relevancia a nivel
mundial.
La prevalencia del parasitismo intestinal en Colombia, principalmente en las
áreas rural y urbana marginal, ha sido tradicionalmente alta debido a que las
condiciones socioeconómicas y sanitarias son deficientes. Desde 1993 se
han reportado decenas de brotes de enfermedades entéricas asociadas con
agua. Uno solo de estos brotes afectó a mas de 450,000 personas en
Estados Unidos. Hay una lista larga de entero patógenos involucrados en la
aparición de estos brotes. Particularmente los protozoarios Giardia lamblia,
y Cryptosporidium parvum están adquiriendo importancia creciente por su
resistencia a los desinfectantes comunes y a los sistemas convencionales de
tratamiento del agua. Aunque no se han encontrado registros significativos (
2 y 3 casos por Giardia lamblia respectivamente) de brotes de
enfermedades hídricas en los dos municipios (Chocontá y Anapoima) que
abarcan la cuenca alta y baja del río Bogotá, y que utilizan aguas de origen
residual en sus actividades domésticas y de riego, la revisión bibliográfica
constata la presencia de estos microorganismos en aguas residuales y su
impacto ambiental.
Es difícil encontrar en un único organismo todas las características que
debería tener un indicador ideal de contaminación parasitaria. No obstante
Giardia spp y en menor medida Cryptosporidium spp reúnen
características útiles. Por este motivo Giardia spp suele ser el indicador
parasitario recomendado o preferido. Cryptosporidium spp satisface
algunos criterios y suele utilizarse como indicador suplementario de
contaminación parasitaria por heces humanas.
En el presente estudio se evaluó el comportamiento de los indicadores
parasitarios nombrados anteriormente en los sistemas de lagunaje
localizados en la cuenca alta y baja del río Bogotá, con respecto a su
concentración y relación con parámetros físico-químicos del sistema de
lagunaje como DBO, DQO, SDT, conductividad y fenómenos naturales no
controlables; como temperatura y precipitación.
Según la bibliografía nos indica que la mayor parte de las epidemias
reportadas han ocurrido en invierno y en zonas donde la temperatura del
agua es baja, hecho que hace pensar que los datos proporcionados por la
Unidad de Saneamiento Ambiental de la Pontificia Universidad Javeriana y la
CAR, respecto a la temperatura de los sitios de muestreo muy seguramente
influyeron sobre la contaminación de los parásitos especialmente sobre la
supervivencia de los quistes de Giardia spp en el municipio de Chocontá.
Las altas concentraciones de los indicadores parasitarios especialmente de
Giardia spp en los sistemas de lagunaje, son índice de una contaminación
fecal permanente; lo cual constituye un riesgo para la salud de las personas
que tiene contacto directo o indirecto con este tipo de agua.
De acuerdo a los resultados obtenidos se podría pensar que el indicador
parasitario más apropiado para los sistemas de lagunaje de la cuenca alta y
baja del río Bogotá podría ser la Giardia spp, dado que representa un 5% a
35% de la carga parasitaria de las heces sin dejar de lado los coliformes
fecales. Dicho parásito mantuvo una concentración de quistes de 2.82 UL /
1000 ml a 6.54 UL / 1000 ml y de 0 UL/1000ml a 7.1 UL/1000ml a la entrada
de los sistemas de lagunaje de Choconta y Anapoima respectivamente. En
comparación con el Cryptosporidium spp, se encuentra en
concentraciones de ooquistes de 0 UL/1000ml a 5.3 UL/1000ml y de 0
UL/1000ml a 5.3 UL/1000ml a la entrada de los sistemas de lagunaje de
Choconta y Anapoima .
Los parámetros físico-químicos de las aguas del sistema de lagunaje de
Chocontá y Anapoima (DBO, DQO, SDT, conductividad) temperatura y
precipitación, según el estudio estadístico son determinantes en las
concentraciones de los indicadores parasitarios presentes en los sistemas de
lagunaje que se encuentran ubicados en la cuenca alta y baja del río Bogotá.
1. MARCO TEORICO
El agua constituye un elemento vital y articulador de la naturaleza y por tanto
su manejo es tema central para la gestión ambiental, ya que sobre él gira e
interrelacionan los recursos naturales, el medio ambiente y la actividad
humana.
1.1 EL CAMBIO NEGATIVO DEL RÉGIMEN HÍDRICO
La población ubicada mayoritariamente en zonas de alta y media montaña
genera cambios negativos en el comportamiento del régimen hídrico natural,
debido a los sistemas productivos no sostenibles.
Estos cambios negativos también tienen que ver con la insuficiente
administración técnica del agua, que no equilibra las actividades socio-
económicas con obras de infraestructura y comportamientos frente al recurso
que impacten favorablemente la regulación hídrica.
Ello origina un desequilibrio, cuyo resultado es la presencia de caudales
máximos mayores y caudales mínimos cada vez menores, según el grado de
deterioro de dicha relación en el ámbito regional o local. Esta situación
genera condiciones descontroladas del medio ambiente, con la consecuente
baja o nula oferta hídrica en épocas secas y presencia de inundaciones y
avalanchas en épocas invernales.
1.1.1 Deterioro de la calidad
Además de las condiciones naturales, la población, los sistemas de
producción-consumo y la tecnología en uso son factores que, en su conjunto,
propician las condiciones de alteración de la calidad del recurso hídrico.
La calidad del recurso hídrico en nuestro país se afecta, en particular, por la
modificación de la cobertura vegetal y la explotación minera, al generar
mayores volúmenes de sedimentos que se integran al flujo del agua, como
transporte de fondo o en suspensión.
También son factores importantes los sistemas de producción agropecuaria e
industrial que incorporan contaminantes a los cuerpos de agua como es el
caso del río Bogotá y las aguas servidas de la población (MINAMBIENTE,
2001).
1.2 LA CALIDAD DEL AGUA DEL RÍO BOGOTÁ
La calidad de las aguas del río Bogotá ha sido afectada por las descargas de
aguas negras de los asentamientos urbanos en su cuenca, especialmente de
Bogotá (polución biológica), por los vertimientos de aguas residuales
industriales (polución química, mineral y orgánica) y por los aportes de
materiales sólidos insolubles en el agua (polución física) a las redes de
drenaje natural y/o artificial (CAR, 2001).
1.2.1 Contaminación acuática
Un cuerpo de agua se considera contaminado, cuando la composición o el
estado de sus aguas son directa o indirectamente modificadas por la
actividad del hombre ( descarga de vertimientos de aguas residuales) en
medida tal, que disminuya su posible utilización para consumo directo,
agricultura, recreación y actividades industriales (HERNÁNDEZ, 1992).
Entre los vertidos que pueden llegar a un cuerpo de agua se encuentran los
industriales, domésticos y agrícolas. Cualquiera que sea su procedencia, las
aguas residuales significan una amenaza para el medio ambiente, dado que,
modifican las características iniciales del medio natural donde se produce su
descarga (MOPT, 1996).
Las aguas residuales domésticas son las provenientes de las actividades de
la vida diaria como lavado de ropa, baño, preparación de alimentos, limpieza
etc. Estos desechos presentan un alto contenido de materia orgánica,
microorganismos, detergentes y grasas. Su composición varía según los
hábitos de la población que las genera.
La composición de las aguas residuales industriales, varia según su origen;
pueden tener compuestos alcalinos o ácidos, tóxicos coloreados, grasas,
detergentes y sales (MASON, 1984; METCALF 1995).
Las aguas residuales provenientes de la agricultura, son el resultado de la
escorrentía superficial de las zonas agrícolas. Se caracterizan por la
presencia de pesticidas, sales y un alto contenido de sólidos en suspensión
(MOPT, 1996; WINKLER, 1986).
La polución biológica del agua genera una fuerte concentración de bacterias,
virus y parásitos y una reducción del oxigeno disuelto, por lo cual constituye
una amenaza para la salud publica; disminuye o elimina la vida acuática
(especialmente de peces y crustáceos), constriñe o elimina otros usos
posibles del agua (navegación, riego de cultivos, pastos, recreación) y
deteriora seriamente los paisajes.
Debido a la gran cantidad de contaminantes que recibe el río Bogotá, este
posee características ambientales sépticas (sin oxígeno disuelto), pestilencia
continua y riesgo permanente para la salud de las personas que habitan en
sus márgenes (CAR, 1999).
1.3 COMPOSICIÓN DE LAS AGUAS RESIDUALES
Las aguas residuales pueden definirse como las aguas que provienen del
sistema de abastecimiento de agua de una población, después de haber sido
modificadas por diversos usos en actividades domésticas, industriales y
comunitarias, siendo recogidas por la red de alcantarillado que las conducirá
hacia un destino apropiado (MARA, 1976).
Según su origen, las aguas residuales resultan de la combinación de líquidos
y residuos sólidos trasportados por el agua, que provienen de residencias,
oficinas, edificios comerciales e instituciones, junto con los residuos de las
industrias y de actividades agrícolas, así como de las aguas subterráneas,
superficiales o de precipitación que también pueden agregarse
eventualmente al agua residual (MENDOZA, 1987).
Así, de acuerdo con su origen, las aguas residuales pueden ser clasificadas
como:
Ø Domésticas: son aquellas aguas utilizadas con fines higiénicos
(sanitarios, cocinas, lavanderías, etc.) Consisten básicamente en
residuos humanos que llegan a las redes de alcantarillado por medio
de las descargas de las instalaciones hidráulicas de la edificación y
también en residuos originados en establecimientos comerciales,
públicos y similares.
Ø Industriales: son residuos líquidos generados en los procesos
industriales. Poseen características especificas. dependiendo del tipo
de industria.
Ø Infiltración y caudales adicionales: las aguas de infiltración penetran
en el sistema de alcantarillado a través de los empalmes de las
tuberías, paredes de las tuberías defectuosas, tuberías de inspección
y limpieza, cajas de paso, estructura de los pozos de registro,
estaciones de bombeo, etc. Hay también aguas pluviales, que son
descargadas por medio de varias fuentes, como canales, drenajes y
colectores de aguas lluvias.
Ø Pluviales: Es agua lluvia, que descargan grandes cantidades de agua
sobre el suelo. Parte de estas aguas es drenada y otra escurre por la
superficie, arrastrando arena, tierra, hojas y otros residuos que pueden
estar sobre el suelo.
En la tabla 1 se observan los principales componentes del agua
residual.Así mismo, solamente una franja ubicada entre el 5% y el 10% de
las cabeceras municipales de Colombia hace algún tipo de tratamiento de
aguas residuales. Esta situación se constituye en una de las principales
fuentes de alteración de la calidad de la oferta hídrica superficial. La
inadecuada disposición de residuos sólidos en botaderos a cielo abierto
en la mayoría de los municipios colombianos, genera lixiviados que
afectan los acuíferos (MINAMBIENTE, 2001).
1.3.1 Uso De Aguas Residuales
A nivel, mundial, después de la República Popular de China, México es el
segundo país que más agua residual emplea en actividades agrícolas. (ver
tabla 1)
1.3.2 Sistemas de lagunaje para el Tratamiento de Aguas Residuales
Como se mencionó anteriormente existen sistemas de tratamiento para las
aguas residuales, y entre ellos se encuentra el sistema de lagunaje. El
término laguna o estanque de estabilización es una masa de agua
relativamente poco profunda contenida en un tanque excavado en un terreno.
Las lagunas de estabilización son el método más simple de tratamiento de
aguas residuales que existe. Están constituidas por excavaciones de forma
rectangular o cuadrada.
El tratamiento a través de lagunas tiene tres objetivos:
* Remover de las aguas residuales la materia orgánica que ocasiona la
contaminación.
TABLA 1. Principales componentes de las aguas residuales
COMPONENTES CARACTERÍSTICAS
Sólidos en suspensión Conduce al desarrollo de depósitos de
fango y de condiciones anaerobias.
Materia orgánica biodegradable Compuesta principalmente por proteínas,
carbohidratos y grasa animal. Grandes
descargas a un cuerpo de agua, llevan al
agotamiento del oxígeno y desarrollo de
condiciones sépticas.
Patógenos Transmiten enfermedades contagiosas. Su
vector es la materia fecal
Nutrientes Nitrógeno, fósforo y carbono esenciales
para el crecimiento; causan eutroficación.
Materia orgánica refractaria Agentes tensoactivos, fenoles y pesticidas
agrícolas que afectan el microambiente.
Metales pesados Provenientes de actividades industriales por
ejemplo: cromo, azufre, mercurio, que
causan muerte a los microorganismos
acuáticos.
Sólidos inorgánicos disueltos Calcio, sodio, sulfatos, que causan
desequilibrio en la contaminación acuática..
Fuente: Adaptado por las autoras de METCALF, 1995
* Eliminar los microorganismos patógenos que representan un grave peligro
para la salud.
* Utilizar su efluente para reutilización, con otras finalidades como agricultura
por ejemplo.
Por tanto, los factores que influyen sobre la calidad deseada para el afluente
de las lagunas de estabilización dependen de la visión de los diferentes
sectores:
- Salud: Número de microorganismos patógenos o indicadores.
- Medio Ambiente: Principales indicadores de la contaminación, es decir la
demanda bioquímica de O2, sólidos suspendidos y DBO.
- Reutilización: Dependiendo del uso que se le dará al efluente, se definirán
los criterios para la reducción de DBO, SS y bacteriológica (MENDOZA,
2000).
Se encuentran lagunas para regadío, para alimentación de centrales
hidroeléctricas, de tratamiento de aguas residuales y muchas otras.
Las Lagunas de Tratamiento de Aguas Residuales, también llamadas de
estabilización, tienen como propósito explícito conseguir que las aguas
acumuladas en ellas lleguen a cumplir un conjunto de parámetros
cuantitativos, fijados por ley, que permitan su descarga al ambiente receptor
sin ocasionar problemas ambientales ulteriores. Los parámetros suelen estar
relacionados con el potencial de riesgo a la salud pública, la cantidad de
orgánicos disueltos, los sólidos suspendidos, las materias grasas, el
contenido de nitrógeno orgánico, el contenido de fosfatos, la ausencia de olor
y la ausencia de color. Cada nación del mundo regula, soberanamente, los
parámetros aplicables, usualmente asegurándose que puedan bajarse para
reducir aún más los riesgos de contagio de enfermedades de transmisión por
ingesta de vegetales de consumo crudo.
En América Latina, México es la nación que más hectáreas irrigan con aguas
servidas no tratadas (Tabla 2).
1.3.2. Clasificación de las lagunas de tratamiento
Las posibles variaciones en lagunas de tratamiento de aguas residuales se
pueden clasificar de distintas maneras, pero una de las más habituales las
clasifica según la participación del oxígeno disuelto en el sistema. Una
laguna en que se espera (por diseño) que exista oxígeno disuelto en todo el
sistema se clasifica como laguna aerobia; si el oxígeno está ausente en toda
la laguna se clasifica como laguna anaerobia; mientras que si el oxígeno
disuelto participa sólo en algunas partes de la laguna (por ejemplo en el
sector superior) pero existen regiones sin oxígeno (por ejemplo en el fondo)
se le clasifica como facultativa. Los términos aerobia, anaerobia y facultativa
se han tomado de la clasificación microbiológica de los microorganismos
participantes.
TABLA 2. Reuso de aguas residuales a nivel mundial
PAIS LUGAR Superficie Irrigada (HECTÁREAS)
Arabia Saudita RIAD 2,850
Argentina Mendoza 3,700
Australia Melbourne 10,000
Chile Santiago 16,000
China
(diversas ciudades) 1,330,000
Estados Unidos (diversas ciudades) 11,875
India (diversas ciudades) 85,500
Israel (diversas ciudades) 8,800
Perú Lima 6,800
Sudáfrica Johannesburgo 18,000
Sudan Khartum 2,800 Túnez Túnez 4,450
México (diversas ciudades) 350,000
México Valle del mezquital 130,000 México Valle de juárez 26,000
Colombia Medellín 1.200
Fuente: Revista FASPIN; 2000
Las lagunas pueden también clasificarse según el mecanismo que aporta
oxígeno, si es que el oxígeno es necesario. Se encuentran así las lagunas
aireadas (se aporta aire mediante equipos mecánicos o neumáticos para la
transferencia de oxígeno); las de agitación superficial (la agitación promueve
el contacto del agua con la atmósfera y transfiere así el oxígeno del aire) y
las no aireadas o estáticas que usualmente se basan en el aporte diurno de
oxígeno desde fotosintetizadores, como algas por ejemplo.
De igual forma, se pueden clasificar según el grado de mezcla forzada en el
sistema; en tal caso se encuentran lagunas de mezcla completa (cualquier
volumen de líquido, en cualquier parte de la laguna, tiene la misma
composición que cualquier otro) o de mezcla parcial (además de las lagunas
estáticas en que no se promueve el mezclado.
Cada tipo de laguna ha sido clasificada y estudiada en busca de
metodologías de diseño que permitan su adecuada selección técnica,
económica y de explotación. Es tal vez evidente que se recurre a sistemas de
tratamiento en lagunas porque ofrecen un tratamiento de más bajo costo de
explotación que los sistemas de reacción más rápidos (basados,
generalmente, en tecnologías de muy alta densidad celular o lodos activos).
En cuanto al costo de inversión, por otra parte, se debe comparar el valor del
terreno y de las obras de lagunaje (movimiento de tierras e
impermeabilización) con el de obras civiles y equipos (el terreno ocupado por
tecnologías rápidas es prácticamente despreciable por comparación). Que la
oferta de menor costo sea realidad frente a la consecución de los mismos
valores de parámetros es, precisamente, el punto crítico de un buen diseño.
Las lagunas aerobias estáticas se basan en el aporte de oxígeno a partir del
crecimiento de fotosintetizadores y permiten obtener efluentes de baja DBO
soluble pero de alto contenido de algas, las que debieran ser cosechadas a
fin de controlar los cuerpos receptores. La profundidad debe ser tal que no se
alcancen a producir regiones sin oxígeno, sobre todo teniendo presente que
la turbiedad impide el paso de la luz solar; se suelen encontrar profundidades
de 30 a 45 centímetros y tiempos de retención hidráulicos teóricos (es decir,
volumen de la laguna dividido por caudal medio tratado) de 10 a 40 días de
modo que el terreno requerido para esta tecnología puede ser
intolerablemente grande. La tasa de carga de este tipo de lagunas cae en el
rango de 85 a 170 Kg. de DBO5 por hectárea y por día.
Las lagunas anaerobias se utilizan para tratar caudales con alta carga de
orgánicos, usualmente de origen industrial. Esta tecnología no se aplica a
tratamiento de aguas servidas de alcantarillado porque los olores producidos
resultarían ambientalmente más inaceptables que la propia descarga cruda.
Sin embargo, las lagunas de tratamiento mal diseñadas para ser facultativas
(bajo tiempo de residencia; descuido en el patrón de flujo; etc.) se convierten
en anaerobias por la sedimentación de la carga entrante. En todo caso, las
lagunas anaerobias suelen recibir cargas de 160 a 800 Kg de DBO5 por cada
1.000 m3 por día, y operan a un tiempo de residencia hidráulico teórico de 20
a 50 días. La profundidad puede estar entre 2,5 y 7 metros.
A pesar de las malas experiencias, las lagunas facultativas han sido la
alternativa más común para tratar aguas residuales de alcantarillado urbano
y operan adecuadamente para la reducción de orgánicos, con una DBO5 de
salida de 30 a 40 mg/L. La carga aceptable para estas lagunas cae entre 20
y 60 Kg DBO5 por hectárea y por día; El tiempo de residencia hidráulico
teórico cae en el rango de 25 a 180 días y la profundidad de operación debe
estar entre 1,2 a 2,5 metros; de otro modo se transforma en laguna
anaerobia. Por otra parte, se debe garantizar que el fluido utiliza todo el
volumen de la laguna, evitando corto circuitos y regiones muertas
(HERRERA, 1998).
El tratamiento de las aguas residuales tiene como objetivo la transformación
de la materia orgánica en material inorgánico y la reducción o eliminación de
los organismos patógenos de transmisión hídrica. Este proceso se denomina
de estabilización o mineralización, y su consecuencia inmediata es la
disminución de la DBO y de los microorganismos patógenos.
Los procesos biológicos de tratamiento de las aguas se fundamentan en la
interrelación de los microorganismos entre sí (mutualismo, comensalismo,
competición, depredación, etc) y con el ambiente (condiciones de pH,
conductividad eléctrica, temperatura, humedad, etc). Para evaluar la eficacia
de la eliminación de los microorganismos por medio de los métodos de
tratamiento, es necesario cuantificarlos utilizando técnicas simples y
económicas.
Es necesario también utilizar microorganismos indicadores de contaminación
fecal que señalen con su presencia la contaminación por heces o por aguas
residuales y, en consecuencia, riesgos potenciales para la salud pública
(MENDOZA,2000).
Teniendo en cuenta lo anterior, se busco una técnica de cuantificación que
cumpliera con los criterios establecidos y se tomo como opción la
Inmunofluorescencia Directa, ya que es un método simple y económico,
comparado con otro tipo de técnicas utilizadas para el mismo fin.
En el presente estudio se utilizo el Kitt de Inmunofluorescencia Directa para
Giardia spp y Cryptosporidium spp perteneciente a la casa comercial
Merifluor (Meridian Diagnostics, inc). La asociación entre Giardia spp y
Cryptosporidium spp no esta bien demostrada. Sin embargo, numerosos
incidentes de coinfección con estos microorganismos están documentados.
La detección por inmunofluorescencia directa es un procedimiento rápido y
detecta ooquistes de Cryptosporidium spp y quistes de Giardia spp en
muestras clínicas, incluso en aguas residuales es de gran utilidad. Este
método contiene un anticuerpo monoclonal específico contra las regiones
antigénicas presentes en los parásitos.
Por otra parte en forma generalizada puede decirse que las relaciones
ecológicas en los diferentes sistemas de tratamiento de aguas residuales son
complejas y en algunos casos no están muy bien establecidas. En el caso de
las lagunas de estabilización son mucho más complejas ya que trabajan con
microorganismos heterotróficos y autotróficos al mismo tiempo.
En términos generales es por todos aceptado, que la estabilización de la
materia orgánica en una laguna de estabilización es el resultado de la
relación simbiótica entre algas y organismos heterótrofos ( bacterias, hongos
y protozoarios). Estos últimos oxidan la materia orgánica aeróbicamente
mediante la utilización del oxígeno generado por la población de algas en el
proceso fotosintético. A la vez, los productos de esta oxidación ( dióxido de
carbono, amonio y otros compuestos inorgánicos) son utilizados por las algas
para su crecimiento y reproducción (ROMERO,1998).
Los estudios han logrado establecer fehacientemente que un sólo sistema
(una sola laguna) produce niveles de tratamiento por unidad de volumen
menor que varias lagunas, sin contar el tiempo de retención. Este tiempo de
retención es el parámetro más importante en la determinación de remoción
de microorganismos en una laguna y por lo tanto en la eliminación de
patógenos de agua residual.
El sistema de tratamiento por lagunas ha tenido diversas adaptaciones
tecnológicas, según el grado de tratamiento deseado y el momento histórico
de su implementación. Desde los primeros registros históricos, hace unos
3000 años, existen hoy en día un par de decenas de miles de lagunas; las
mayormente conocidas y caracterizadas son más de 7000 lagunas en
operación en los Estados Unidos, si bien se han implementado muchas en
Israel y en América Latina de las cuales no se conocen datos precisos
(REVISTA FASPIN, 2000).
La implementación de lagunas en Colombia, alcanza varias decenas (tal vez
un centenar) pero la gran mayoría corresponde a lagunas que enfrentan
graves deficiencias de diseño, generan malos olores, tratamientos muy por
debajo de las especificaciones originales y una grave ausencia de protocolos
de mantenimiento (MENDOZA, 1999).
1.4 ANÁLISIS PARASITOLÓGICO DEL AGUA
La razón básica para llevar a cabo el análisis microbiológico del agua
residual, es la de proteger la salud de la comunidad de enfermedades
infecciosas o de origen hídrico mediante la detección de una posible polución
fecal.
En los últimos años se han aumentado las enfermedades parasitarias por el
riego de cultivos con aguas residuales. En 1993 una infección por
Cryptosporidium en Milwaukee (USA), fue la responsable de 400.000
enfermos, de los cuales 4400 fueron casos clínicos, sin tener encuentra los
casos aislados que se presentaron en el resto del mundo (ROSE,1997).
1.4.1 Agentes patógenos
Los organismos patógenos son aquellos que pueden causar una
enfermedad. Dentro de estos los más importantes son los entéricos
(microorganismos que habitan el tracto intestinal del hombre y de animales
de sangre caliente), debido a que están relacionados con infecciones
transmitidas por heces humanas, como cryptosporidiosis, giardiasis, fiebre
tifoidea, hepatitis y gastroenteritis (CAMPOS, 1999).
Las aguas residuales domésticas son las principales portadoras de agentes
patógenos como parásitos, bacterias y virus entéricos. Los agentes
patógenos son capaces de sobrevivir durante mas o menos un tiempo según
la clase de agua y las condiciones imperantes en el medio. Como estos
microorganismos conservan en parte su virulencia, los lagos, ríos y mares
contaminados con aguas residuales implican a menudo un riesgo grave de
infección (MASON 1984). ( Ver tabla 3).
1.4.1.1 Bacterias
Las bacterias que se encuentran con mayor frecuencia en el agua son las
entéricas, que colonizan el tracto intestinal del hombre y son eliminadas a
través de las heces. Las bacterias patógenas no logran adaptarse muy bien
al ambiente acuático, pues se ven afectadas por factores como el pH,
temperatura y competencia con la flora autóctona del agua.
1.4.1.2 Virus
Muchos tipos de virus pueden ser transmitidos por aguas residuales
domésticas. Entre lo virus eliminados por medio de las heces de personas
infectadas, se encuentran: Hepatitis, Rotavirus, Enterovirus. Los virus
entéricos no generan una protección inmunitaria a largo plazo, por lo que la
infección y la enfermedad causadas pueden repetirse varias veces durante la
vida.
Los virus entéricos son el grupo de organismos patógenos críticos debido, a
que la dosis mínima infecciosa es muy baja y son muy resistentes a los
sistemas de desinfección (CAMPOS, 1999).
1.4.1.3 Parásitos
La mayor parte de enfermedades parasitarias se contraen a través de la
ingestión de alimentos o agua contaminada. Es peligroso beber agua no
potable o consumir hortalizas o frutas regadas con aguas negras, debido a
que la mayoría de los parásitos intestinales soportan el congelamiento y los
desinfectantes, aunque son sensibles a temperaturas mayores de 55°C. El
síntoma más común de la enfermedad parasitaria es la diarrea (KONEMAN,
1997).
Los parásitos patógenos para el hombre se clasifican en dos grupos:
protozoos y helmintos. Los protozoos son organismos unicelulares cuyo ciclo
de vida incluye una forma vegetativa (trofozoito) y una forma resistente
(quiste).
Los huevos de helminto son un grupo de organismos que incluyen
nemátodos, tremátodos y cestodos. Las características epidemiológicas que
hacen de los helmintos patógenos entéricos por contacto con agua
TABLA 3. Principales microorganismos patógenos presentes en aguas
residuales
PATOGENO ENFERMEDAD OBSERVACIONES
HELMINTOS Ascaris sp Ascariasis Constituye un peligro para el hombre Enterobius sp Enterobiasis proceden de afluentes de aguas residua- Taenia sp Taeniasis les y de fangos secados y utilizados Trichuris trichura Trichuriasis como fertilizantes. Se encuentra en el fango y en el agua residual
PROTOZOOS Enntamoeba histolitica Disentería Se propaga por aguas contaminadas Cryptosporidium parvum Cryptosporidiosis utilizadas para riego y por fangos Giardia lambia Giardiasis usados como fertilizantes.
BACTERIAS Brucelosis, fiebre de malta Normalmente transmitida por leche infe- Brucella sp En el hombre, en el ganado ctada o por contacto, el agua residual es aborto contagioso. sospechosa. Leptospira Leptospirosis Las ratas de alcantarilla son las portado- Iceteroahemorrhagiae ras. Mycobacterium tuberculosis Tuberculosis Aislada en aguas residuales y rios contaminados Salmonella paratyphi Fiebre paratifoidea Comun en el agua residual en tiempo de epidemias. Salmonella typhi Fiebre tifoidea Comun en el agua residual en tiempo de epidemias. Salmonella sp Diarrea, vómito Cómun en el agua residual y efluentes de aguas residuales. Shigella sp Desinteria bacilar Se encuentra en aguas contaminadas Vibrio cholerae Cólera Transmitida por agua residual y contami- nada. Bacillus anthracis Ántrax Se encuentra en el agua residual. Las esporas son resistentes a desinfectantes y condiciones adversas.
VIRUS
Adenovirus Enfermedad respiratoria Se encuentra en efluentes de plantas de tratamiento
Hepatitis Hepatitis biológico de aguas residuales y en verti- Norwalk dos domésticos. Rotavirus Diarrea Enterovirus Gastrointeritis Fuente: METCALF, 1994.
contaminada son: su alta persistencia en el medio ambiente, mínima dosis
infecciosa, baja respuesta inmune y la capacidad de permanecer en el suelo
por largos periodos de tiempo (CAMPOS, 1999).
En la tabla 4 se resumen las características epidemiológicas de los
patógenos entéricos
TABLA 4. Características epidemiológicas de los patógenos entéricos y
su capacidad para causar infección.
Patógeno Resistencia En el medio
Dosis infectiva mínima
Inmunidad Vías comunes de contaminación
Desarrollo de estado de latencia
Virus Media Baja Larga Aguas y alimentos
No
Bacterias Corta/Media Media/Alta Corta/Media Aguas y alimentos
No
Protozoos Corta Baja/Media Corta Aguas y alimento
No
Helmintos Larga Baja Corta Aguas y alimentos
Si
Fuente: SHUVAL, 1986.
1.5 INDICADORES DE CONTAMINACIÓN EN AGUAS
La dificultad para determinar la presencia de todos los microorganismos
patógenos implicados en el proceso de contaminación ambiental, ha llevado
a la necesidad de encontrar microorganismos o grupos de ellos, que puedan
ser utilizados para el seguimiento y la evaluación de patógenos. Estos
microorganismos son los denominados indicadores
1.5.1 Virus
En contraste con las bacterias, los virus no se encuentran normalmente en
las heces del hombre. Están presentes solamente en el tracto
gastrointestinal de individuos que han sido infectados.
El análisis de los virus entéricos para utilizarlo como indicadores, es muy
costoso; se necesita de laboratorios especializados y tardan varios días.
Estas dificultades han llevado a la búsqueda de indicadores alternativos, que
sean de rápida, fácil detección y permitan prever el comportamiento en el
medio ambiente, como es el uso de los fagos F+ y somáticos.
1.5.2 Bacterias
Los indicadores bacterianos son los más comúnmente utilizados, debido a su
mayor resistencia a condiciones adversas, específicos de origen fecal y a
que todos comparten características como el habitad.
1.5.3 Parásitos
Además de los huevos de helminto anteriormente citados, la Giardia spp y el
Cryptosporidium spp han cobrado gran importancia en los últimos años
como patógenos emergentes. En la actualidad son los parásitos que se
buscan con mayor frecuencia en aguas potables y residuales.
1.6 GIARDIA
1.6.1 Giardiasis
Esta parasitosis producida por Giardia intestinalis (G. duodenalis o G.
lamblia) es predominante en niños y presenta en la actualidad una
prevalencia creciente tanto en países tropicales como Brasil, Chile, México,
India entre otros. El parásito fue descubierto por Leeuwenhoek, inventor del
microscopio, quien lo observó en 1681, en sus propias materias fecales
(BOTERO,1998).
1.6.2 Agente etiológico
El trofozoíto de G intestinalis tiene forma piriforme y en la parte anterior
posee dos núcleos que se unen entre sí en el centro, dando la apariencia de
anteojos. Mide aproximadamente 15 micras de longitud por 7 de ancho.
Gardia lamblia, protozoario flagelado, se caracteriza morfológicamente por
simetría bilateral, con cuatro u ocho pares de flagelos. Posee una cavidad o
ventosa que ocupa la mitad anterior de su cuerpo, la cuál utiliza para fijarse a
la mucosa intestinal. Posee en su diámetro longitudinal y en la parte central,
una barra doble o axostilo en su extremo anterior, dos laterales y otro
posterior. El axostilo es atravesado en el centro por dos estructuras en forma
de coma llamadas cuerpos parabasales. Los dos núcleos poseen nucléolos
centrales y están unidos entre sí por los rizoplastos que terminan en el
extremo anterior del axostilo, en dos órganos puntiformes llamados
blefaroplasto. El trofozoíto tiene capacidad de traslación con movimiento
lento, vibratorio y a la vez rotatorio, lo cual permite observar la cavidad
correspondiente a la ventosa o disco suctorio. El quiste tiene forma ovalada
en doble membrana, de 2 a 4 núcleos y algunas de las estructuras descritas
para el trofozoíto, de las cuales es notorio el axostilo. El tamaño promedio es
de 10 micras de longitud (Ver figura 1) (BOTERO, 1998; ROSE 1991).
Ocasiona brotes de enfermedades transmitidas por el agua en la que se
encuentra en forma de quistes resistentes a los métodos habituales de
cloración. Se disemina a otras personas del ambiente familiar o institucional
del paciente afectado. El inicio de la enfermedad es intempestivo, se
presenta flatulencia fétida, diarrea acuosa, cólicos abdominales y
esteatorrea. Los niños con infección crónica por Giardia lamblia tienen peso
y tallas bajas (BOTERO,1998).
FIGURA 1. Fotografía de Giardia.
FUENTE: MARCELA GÓMEZ; 2000
Giardia lamblia se relaciona con cuadros diarreicos en niños y con menor
frecuencia, en adultos donde el parásito se aloja en intestino delgado. Su
multiplicación es asexuada por fisión binaria. En las heces, cuando son blan-
das o líquidas, se pueden encontrar con mayor frecuencia trofozoitos, pero
en períodos asintomáticos, la eliminación de estas formas parasitarias es
escasa (BOTERO,1998).
1.6.3 Ciclo de vida
Los trofozoítos se localizan en el intestino delgado, fijados a la mucosa,
principalmente en el duodeno. Allí se multiplican por división binaria y los que
caen a la luz intestinal dan origen a quistes. Estos últimos son eliminados con
las materias fecales y pueden permanecer viables en el suelo húmedo o en
el agua por varios meses. Infectan por vía oral y después de ingeridos
resisten la acción del jugo gástrico y se rompen en el intestino delgado para
dar origen a 4 trofozoítos por cada quiste. Los trofozoítos no son infectantes
cuando entran por vía oral. Cuando son eliminados en las heces diarreicas
mueren en el exterior. La infección es principalmente persona a persona,
pero se ha comprobado que algunos animales como perro, gatos, castores y
rumiantes, pueden ser reservorios de G. intestinalis y por consiguiente dan
origen a infección en humanos, en cuyo caso esta parasitosis se puede
considerar como una zoonosis.
1.6.4 Formas de infección
Los quistes infectantes y resistentes se transmiten por las heces. La
giardiasis se adquiere por ingestión de estos quistes infectantes que se
encuentran en dedos, alimentos y moscas; así mismo, se disemina a otros
miembros de la familia o en el ámbito institucional. Los brotes epidémicos de
giardiasis son causados por contaminación de agua con quistes, Las
personas se infectan durante el contacto físico con el agua: baño,
recreación, por la ingestión de las misma, con el hielo usado para enfriar una
bebida o al consumir alimentos lavados con aguas contaminadas. La
transmisión por esta vía depende de la concentración del patógeno en el
agua y de su tiempo de supervivencia en este ambiente, de la dosis infectiva
y del contacto con el nuevo huésped. Otra forma es por manos sucias
después de acariciar animales que son huéspedes de Giardia lamblia.
La dosis mínima infectante es de 10 a 25 quistes. En estómago, el ácido
estimula la enquistación y liberación de trofozoitos en duodeno y yeyuno,
donde el microorganismo se multiplica por fisión binaria y permanece fijo a la
mucosa intestinal por su ventosa ventral. A la observación microscópica de
biopsias, el intestino infectado se presenta con edema de vellosidades e
inflamación de la mucosa con hiperplasia de nódulos linfáticos y necrosis
tisular (BOTERO,1998).
1.6.5 Epidemiología y prevención
La giardiasis se transmite mediante la ingestión de los quistes, que son
infectantes tan pronto salen en las materias fecales. Su diseminación se hace
a través de manos sucias, aguas y alimentos contaminados y por cualquier
otro mecanismo que permita la contaminación fecal, como sucede en la
amibiasis y otras infecciones entéricas bacterianas y virales. La giardiasis
puede presentarse en forma epidémica por contaminación de acueductos,
aun en ellos con tratamiento de cloración (ROSE 1997).
En algunos países tropicales es una parasitosis frecuente, especialmente en
niños. Este aumento se ha observado en los últimos años. En Colombia la
prevalencia de la enfermedad es de 12% en la población general y 28% entre
1 y 4 años, mientras que en mayores de 45 años es sólo del 5%.
Esta parasitosis intestinal ha aumentado su frecuencia en los últimos años en
los países desarrollados, debido al aumento de viajeros a zonas endémicas
y a la contaminación de agua de bebida. Se ha demostrado positividad para
el parásito en el 7% de los coprológicos en los laboratorios de salud pública
en Estados Unidos. En estos países se han encontrado frecuentes casos en
personas que tienen actividades transitorias en el campo, como cazadores,
grupos que van de paseo, etc., en los que la infección puede ser adquirida de
reservorios animales. Esta parasitosis tiene importancia en homosexuales
por transmisión oro-fecal. La prevención comprende todas las medidas que
eviten la contaminación fecal y controlen todos los factores epidemiológicos
(ROSE, 1997).
Es el parásito con mas frecuencia diagnosticado en centros de salud. Los
factores de riesgo son la falta de higiene, viajes a regiones conocidas como
endémicas, ingestión de agua no hervida o filtrada, así como la asistencia a
guarderías y la practica sexual oral-anal.
1.7 CRYPTOSPORIDIUM
1.7.1. Criptosporidiosis
La criptosporidiosis humana fue informada por primera vez en 1976 por Nime
y col., quienes encontraron el parásito en la biopsia rectal de una niña. Hasta
esa época el parásito se consideraba un protozoo que causaba diarrea en
varias especies animales. En el hombre es también causa de diarrea, con
mayor importancia en pacientes inmunosuprimidos, especialmente en SIDA
(ROSE,1997).
1.7.2 Agente etiológico
El protozoo causante de la criptosporidiosis es un esporozoario de la
subclase Coccidia, género Cryptosporidium Se ha identificado la especia C.
parvum, como la responsable de las infecciones humanas y de algunos
animales, pero existen otras especies propias de animales.
En materias fecales son eliminados los ooquistes esféricos o elipsoides, que
miden de 4 a 5 micras. Estas formas parasitarias son infectantes para las
personas o animales (Ver Figura 2) (BOTERO,1998).
FIGURA 2. Fotografía Cryptosporidium
FUENTE: MARCELA GÓMEZ; 2000
1.7.3 Ciclo de Vida
El género Cryptosporidium como todas las Coccidias, posee un ciclo de
vida asexuado y otro sexuado, los cuales suceden en el interior de los
enterocitos en las infecciones intestinales.
Este ciclo se inicia con la reproducción asexuada, cuando el ooquiste
infectante se desenquista y los esporozoítos liberados invaden la célula para
convertirse en trofozoítos y esquizontes (merogonia), de primera y segunda
generación. Los merozoítos (merontes) procedentes de esta segunda
generación, inician el ciclo sexuado con microgametocitos y
macrogametocitos que dan origen a células masculinas (microgametos) y
femeninas (macrogametos). Estos se unen, forman zigotes y luego
ooquistes, unos de pared delgada que autoinfecta y otros de pared gruesa
que salen al exterior para contaminar otros huéspedes. La reproducción se
hace dentro de una vacuola parasitófora en las células de las
microvellosidades, que se observan como prominencias al microscopio
(BOTERO,1998).
1.7.4 Formas de infección
La criptosporidiasis consiste en una enfermedad de nuevo registro en
humanos que es producida por un protozoario llamado Cryptosporidium
parvum. El parásito se desarrolla en el tracto digestivo del huésped, donde
cumple todo su ciclo vital. Finalmente, los oocistos son arrojados al exterior
junto con las heces. La ingestión de los oocistos por algún huésped potencial
puede resultar en una infección. La ruta de transmisión a los humanos,
llamada fecal-oral, puede ser de persona-persona o animal-persona, por la
ingestión de agua o comida contaminada (BOTERO,1998).
Aunque desde 1907 se aisló e identificó en ratones, su asociación con
enfermedades humanas no se estableció sino hasta 1976. La debilidad
inmunológica que algunas personas presentaban, y posteriormente la
emergencia del síndrome de inmunodeficiencia adquirida, SIDA, hicieron más
evidente el problema que representaba este parásito; además, mediante el
afinamiento de las técnicas diagnósticas se pudo observar que el
Cryptosporidium también afectaba a las personas de cualquier edad aún y
cuando tuviera su sistema inmunológico normal. Las personas más
susceptibles son los niños, los ancianos y, principalmente, los que tienen
inmunodeficiencia; y las personas en mayor riesgo son las aquellas que
cuidan niños pequeños, personal biomédico que maneja muestras para
análisis o que atiende enfermos que requieren ciertos cuidados
(LINDO,1998).
Uno de los peligros que entraña este parásito es que la dosis infectiva para
humanos es muy pequeña. Estudios hechos en voluntarios indican que un
promedio de 132 oocistos son suficientes para provocar la infección en un
adulto joven; caso contrario es el de los macacos, monos que al infectarse
experimentalmente necesitan una dosis promedio de 200,000 oocistos para
que inicien el proceso infectivo (ROSE, 1997).
Los síntomas que presenta la criptosporidiasis incluye diarrea acuosa,
calambres intestinales, vómitos, nauseas y un poco de temperatura.
1.7.5 Epidemiología
La infección se adquiere por vía oral y es de origen fecal. Puede proceder de
personas infectadas que se contaminan a través de manos, contaminación
oro-anal, aguas, hortalizas, etc. La infección también puede transmitirse por
materia fecal de animales que sufran la parasitosis.
Los animales reservorios son muchos, por lo cuál se considera una zoonosis
frecuente. Los ooquistes son muy resistentes a las condiciones del medio
ambiente y pueden sobrevivir en el suelo por varios meses. Pueden resistir
algunos desinfectantes comunes, pero pierden su viabilidad con la
congelación y la ebullición.
Se considera la quinta causa de diarrea en niños inmunocompetentes y la
prevalencia en la población infantil ha variado de 2% a 30% de acuerdo a los
países y a las condiciones higiénicas de las poblaciones estudiadas.
En Colombia se ha encontrado 4% de positividad en niños con diarrea en
estudios basados en el examen directo con coloración ácido-resistente,
mientras que en México, donde utilizaron inmunofluorescencia con
anticuerpos monoclonales, encontraron frecuencia de 9 a 30%. En la
población general se presentan ocasionalmente brotes o epidemias, debidas
a contaminación alimentaría y la incidencia tiene variaciones estacionales o
de acuerdo al clima, como se comprobó en Costa Rica, donde la frecuencia
en niños con diarrea aumenta de 4% al 15% entre mayo y agosto, la época
caliente y lluviosa. Se considera una de las causas de la diarrea de los
viajeros (BOTERO,1998).
Con estudios seroepidemiológicos en la población, se detectan anticuerpos y
se han encontrado frecuencias de 25% a 35% en Estados Unidos y de más
de 50% en América Latina y en China.
La relación epidemiológica más importante se ha encontrado en portadores
de VIH y en pacientes con SIDA. En ambos casos el parásito se comporta
como un agente invasor oportunista. Se calcula que en países desarrollados
los pacientes VIH positivos son portadores del parásito entre 10% y 15% y en
países en desarrollo entre el 30% y el 50%. En pacientes con SIDA en
Colombia, el 45.3% de los que tenían diarrea fueron positivos para
Cryptosporidium en materia fecal y en Venezuela el 41.3%. En contraste,
solo de 4% a 5% fueron positivos en casos similares de Estados Unidos
(ROSE,1997).
En 1996 se calculaba que más de 8 millones de personas estaban enfermas
de SIDA y que para el año 2000 el número de personas infectadas por VIH
en el mundo será de 38 millones. Estas cifras alarmantes, que aumentan
permanentemente, hacen necesario que se establezcan medidas de control
para los agentes oportunistas que ya son más de 100. En el caso de
Cryptosporidium, todas aquellas medidas que disminuyan la contaminación
fecal y mejoren el saneamiento ambiental.
La primera epidemia que se registró de gastroenteritis causada por
Cryptosporidium parvum fue en 1984 en el estado de Texas, a causa de la
contaminación del agua de pozo, con 2006 enfermos.
En 1987 fue la primera epidemia asociada al agua de río, en Carrollton,
Georgia. 12,960 enfermos.
En 1992 se presentaron múltiples epidemias asociadas al tratamiento
deficiente de las plantas abastecedoras de agua potable
En 1993 ocurrió una epidemia de criptosporidiosis en Milwaukee, Wisconsin
que afectó a 403,000 personas y provocó la muerte de más de 100 de ellas.
Este hecho sin precedente en la historia de la salud pública y la ingeniería
sanitaria de los Estados Unidos, producido por la contaminación de las
fuentes de abastecimiento de agua potable de la ciudad, puso en alerta al
Departamento de Salud y a la Agencia de Protección al Ambiente.
Ese mismo año, en Maine, se originó una epidemia por la contaminación de
sidra fresca de manzana.
En 1994 tuvo lugar, en Las Vegas, Nevada, la primer epidemia en una
población que posee las instalaciones más modernas para la potabilización
del agua de bebida (BARER, 1990).
1.8 IMPACTOS SOBRE LA SALUD
Identificación de los impactos
Las poblaciones que viven cerca del río Bogotá como es el caso de Chocontá
y Anapoima, están expuestas a contaminantes de origen hídrico a través de
una gran variedad de mecanismos. El consumo de agua tratada o
parcialmente tratada es la ruta de exposición que puede resultar en la mayor
absorción de tales contaminantes. El consumo de alimentos producidos con
agua de riego contaminada o provenientes de ganaderías que toman dicha
agua es la segunda ruta más importante de exposición, como se puede
apreciar en la Fig 3. Finalmente, el contacto físico directo en actividades de
recreación, baño o trabajo puede también producir efectos adversos sobre la
salud (CAR, 1999).
Se ha podido observar por datos proporcionados por el estudio en los
municipios que utilizan este tipo de aguas, que existía una correlación con los
hechos ocurridos en Sydney (Australia), en donde se observa la presencia de
parásitos tipo Giardia spp y Cryptosporidium spp en sistemas de lagunaje,
mientras la incidencia de la enfermedad no se ve aumentada.
FIGURA 3 Fotografía ganado cerca al río Bogotá
Fuente: Autoras, 2001.
1.8.1 Importancia sanitario-epidemiológica de los estudios sobre
contaminacion parasitaria de aguas residuales
1.8.1.1 Reutilización de aguas residuales
Los planes de aprovechamiento de los recursos hídricos van encaminados
hacia la reutilización de aguas residuales, tanto para la conservación, como
forma de prevenir la contaminación de aguas subterráneas y superficial,
como para la reutilización de nutrientes. El aprovechamiento de los efluentes
tratados para el riego de cultivos y zonas verdes del sector rural.
Las aguas residuales son un recurso valioso en las regiones semiáridas del
país. Debido al crecimiento de la población, a la demanda agrícola y a la
escasez del agua este recurso es muy interesante económicamente.
La reutilización de aguas residuales en agricultura permite que existan
reservas de agua potable para otras aplicaciones prioritarias, y contribuye de
este modo, a la conservación de dichas aguas; asimismo, la utilización de
esta agua para el riego ayuda indirectamente a mejorar el estado nutricional
de la población.
No obstante, todas estas prácticas suponen unos importantes efectos
negativos. El agua residual de procedencia industrial puede contener
concentraciones altas de productos químicos tóxicos, metales pesados y
contaminantes orgánicos, lo que comporta efectos fitotóxicos que pueden
afectar a los consumidores, así como efectos adversos para el suelo como
es el caso de la salinización.
Por la posible presencia de parásitos intestinales, el agua puede servir como
vector para la transmisión de enfermedades parasitarias al personal de las
propias depuradoras, al agricultor, al ganado que pasta en prados regados
con esta agua, y como consecuencia de ello a los habitantes o visitantes de
las proximidades (GIBSON,1998).
Las ultimas tendencias apuntan hacia la necesidad de controlar los parásitos
intestinales ( Giardia y Cryptosporidium ) entre otros presentes en esta
agua si se quiere utilizarlos en agricultura, los cuales hasta hace bien poco
habían recibido escasa atención.
1.8.1.2 Interés sanitario: parasitos presentes en aguas residuales
La evaluación del riesgo sanitario procedente del uso de excrementos y por
lo tanto de aguas residuales de tratamiento, hasta ahora se ha basado en
criterios microbiológicos. El “riesgo potencial” ocurría cuando se detectaban
microorganismos patógenos en aguas residuales, o en vegetales, incluso si
no se encontraban casos de enfermedades causadas por estos patógenos.
En este concepto el riesgo se define como la exposición a la posibilidad de
infección, aunque actualmente no se manifiesten tales enfermedades.
Ultimamente se ha introducido un nuevo concepto epidemiológico para la
evaluación de riesgo sanitario. Dicho concepto es la probabilidad para un
individuo de desarrollar una enfermedad en un período determinado.
Existe la posibilidad de que un “ riesgo potencial” no se convierta en un “
riesgo actual” por diferentes motivos: persistencia del patógeno en el medio,
dosis infecciosa mínima, comportamiento humano, y la inmunidad del
hospedador. Además una infección puede tener más de una vía de
transmisión.
La lista de patógenos asociados a la vía hídrica y en concreto a las aguas
residuales es muy larga. Taxonómicamente se distinguen 4 grupos: virus,
bacterias, protozoos y helmintos. Estos microorganismos son liberados por
personas o animales infectados a través de excrementos, pudiendo pasar a
individuos sanos de forma oral o cutánea; es así como el nivel de
contaminación patogénica de las aguas residuales y las especies presentes,
reflejan la patología de la población animal y humana (MENDOZA,2000).
1.8.1.3 Caracteristicas epidemiologicas de los parasitos
Son tres las características epidemiológicas a tener en cuenta para valorar el
riesgo epidemiológico asociado a su presencia en aguas reutilizadas: la
persistencia en el medio, la dósis infecciosa mínima y, por último, las
diferentes vías de transmisión e inmunidad.
La primera se define como aquella capacidad que tiene el parásito para
sobrevivir fuera del hospedador, en condiciones adversas. Es una
característica muy importante para la transmisión por el uso agrícola de las
aguas residuales.
Se constata que la persistencia de parásitos en el medio es muy larga, y en
algunos casos puede llegar hasta años. En todo caso, los tiempos de
persistencia son suficientes para presentar un riesgo sanitario potencial, si se
usan aguas residuales.
Una infección humana no proviene de la presencia de patógenos en
vegetales o en el suelo en sí. El hombre tiene que ingerir una cantidad
suficiente de microorganismos patógenos para que se desarrolle la infección
y la enfermedad. La cantidad mínima de patógenos causantes de la infección
se llama dosis infecciosa mínima (D.I.M). Esta dosis es diferente para cada
agente patógeno.
Otro factor a tener en cuenta es el nivel de inmunidad humana para
enfermedades endémicas. Algunos patógenos debido a su elevada presencia
en el medio, en particular en países en desarrollo, provocan que la mayoría
de los niños adquieran inmunidad permanente, o por lo menos a largo plazo,
en los primeros años de vida, de modo que una exposición ambiental externa
no representa un exceso significativo de enfermedades. Evidentemente, esto
no es aplicable a los parásitos intestinales ( protozoos y helmintos ), al no
desarrollarse contra éstos una inmunidad (MENDOZA,2000).
Por otro lado la contaminación zoonótica por este tipo de microorganismos
principalmente por Cryptosporidium spp, demuestran que muchos animales
pueden servir como fuente de contaminación de aguas residuales con la
potencial infección humana (ROSE, 1989; IONAS, 1998).
1.8.1.4 Parasitismo y Estado Nutricional en Preescolares de
Instituciones del Distrito Capital
Para evaluar la situación de preescolares en las instituciones del Distrito de
Bogotá que prestan servicios a este tipo de población, se estudiaron 237
niños con edades entre 24 y 76 meses, con respecto a la prevalencia de
parasitismo intestinal. Ascaris y tricocéfalos se encontraron con una
frecuencia del 0,5 % mientras que la Entamoeba histolytica se encontró en el
3,5 % y Giardia lamblia en el 14,9 %. Se encontraron desnutriciones crónica
y global de 45,5 % y 38,8 % respectivamente.
La prevalencia del parasitismo intestinal en Colombia, principalmente en las
áreas rural y urbana marginal, ha sido tradicionalmente alta debido a que las
condiciones socioeconómicas y sanitarias son deficientes. El Estudio
Nacional de Parasitismo intestinal de 1980 mostró prevalencias de 38,6 % en
el caso de Ascaris lumbricoides, 35,3 % de Trichuris trichiura y 21,2 % de
Uncinarias. El estudio de parasitismo de 1996 estableció que las
prevalencias de los dos primeros helmintos eran menores del 10 % en el
ámbito nacional, revelando una reducción importante de esta problemática,
reducción que no ha sido suficientemente explicada. En este mismo estudio
se encontraron en Bogotá prevalencias de helmintos (T. Trichiura) del 0,3 %
y de protozoos (Giardia lamblia y E. histolytica) del 18,6 % y 0,7 %
respectivamente. Estas parasitosis pueden tener consecuencias negativas
sobre la disponibilidad de micronutrientes, el estado nutricional y las
funciones cognitivas.
La prevalencia de parásitos intestinales encontrada en los niños fue inferior
a la detectada en la población general. Sin embargo, la prevalencia de
giardiasis fue significativa y en la medida en que los parasitismos intestinales
resultan de la exposición continua a factores de riesgo en el hogar y la
comunidad, acentuados por el incremento de la velocidad de transmisión en
las casas vecinales y jardines (contacto físico prolongado, manoseo y
similares), donde se concentran los niños por muchas horas, se requiere
adoptar medidas que rompan estos ciclos de transmisión y un sistema de
monitoreo efectivo.
La importancia del agua cada día en nuestra vida es demasiado obvia. La
calidad del agua que bebemos y el uso para la reconstrucción es
fundamental a nuestra salud y bienestar. La ocurrencia continua de los brotes
flotantes tifoideos y del cólera en países en vías de desarrollo es todavía
demasiado familiar y su relación con agua contaminada sigue siendo muy
alta. (ver tabla 5)
1.8.1.5 Presencia de parásitos intestinales en hortalizas que se
consumen crudas
Por su apreciable contenido de ácido ascórbico, carotenos y fibra dietética,
los vegetales son ampliamente recomendados como parte de la dieta diaria
(ANÓNIMO 1989, ZIEGLER 1993). No obstante, una serie de prácticas en
torno a su producción, cosecha y comercialización hacen que este grupo de
alimentos se convierta en vehículo potencial de microorganismos patógenos.
(Ver tabla 5).
El apio, lechuga, repollo, coles y otros vegetales que generalmente se
consumen crudos han sido asociados con brotes de diarrea e incluso de
listeriosis. Además, en este tipo de vegetales se han encontrado
contaminación con huevecillos de parásitos como Ascaris lumbricoides,
Tricocéfalos trichuris, quistes de Entamoeba histolytica, Giardia intestinalis
(HELMER, 1991).
La contaminación microbiológica de estos alimentos toma mayor importancia
al considerar que el tiempo de supervivencia de estos microorganismos
patógenos puede ser prolongado, semanas o meses (FEACHMEN, 1983;
STRAUS 1986), particularmente cuando los microorganismos están en las
áreas más húmedas del vegetal y protegidos de la desecación y de los rayos
directos del sol, como ocurre en la lechuga, repollo, zanahoria y rábano
(FEACHMEN, 1983; SHUVAL, 1986).
TABLA 5. Brotes más relevantes causados por utilización de aguas
residuales en el mundo
Año LUGAR Est.
CASOS CAUSA SOSPECHADA
1984 Estación De Braun, Tx 2.006 Aguas residuales
contaminadas
1988 Ayrshire, Reino Unido 27
Deficiencias en el tratamiento del agua de río
1990 Loch Lomond, Escocia 442 Deficiencias en el
tratamiento del agua
1991 Pensilvana 551 Deficiencias en el tratamiento del agua
1993 Milwaukee, Wi 403.000 Deficiencias en el tratamiento del agua del lago
Fuente: Revista FASPIN.
Diversos estudios de campo y laboratorio, han mostrado que los patógenos
inoculados en la tierra de cultivo o en las aguas de irrigación con vegetales
pueden sobrevivir hasta por dos meses, período suficiente para que alcancen
en forma viable al consumidor (FEACHMEN 1983; STRAUS 1986).
Según los resultados de SHUVAL 1991 se observó que en el 50% de la
lechuga, en hojas y raíz de cilantro, la concentración de Giardia lamblia se
encontró en el 2.5% y 5.2% de las muestras de hojas y raíz de cilantro,
respectivamente. Cryptosporidium sp. Se halló en el 5.2% y 8.7% de las
muestras de hojas y raíz de cilantro y en menos del 3% de las otras
hortalizas estudiadas.
Todos estos hechos indican que el uso de aguas residuales para el riego de
hortalizas, es la práctica que más influye en la reducción de la calidad
sanitaria de estos alimentos.
Las concentraciones de Giardia spp y Cryptosporidium spp se han hecho
evidentes en los últimos años gracias a los ensayos realizados a través de
Inmunofluorescencia directa. Estos ensayos ha puesto al descubierto los
quistes y ooquistes de los parásitos en las muestras de agua residual.
1.9 METODOS PARA LA DETECCIÓN DE PARASITOS (Giardia spp y
Cryptosporidium spp)
Para obtener una adecuado perfil de la presencia de parásitos en aguas
residuales, las muestras deben ser obtenidas y examinadas a partir de todo
el proceso de tratamiento. Los métodos aquí descritos son: sedimentación,
filtración, ultrafiltración, inmunofluorescencia, y la citometría de flujo entre
muchos más aunque aún no se habla de ellos, muy probablemente
generarán controversia y contribuirán de alguna manera en la obtención de
un método eficaz.
Actualmente se trabaja en la normalización de una prueba que determine la
presencia de los protozoarios Giardia spp y Cryptosporidium spp en
aguas. Cada una de las fases del procedimiento se guía según lo
convencionalidad o tradicional (concentración inicial, recuperación,
identificación y enumeración). Los filtros recientemente desarrollados
(Envirocheck y filtra-Max) han mostrado ser eficaces para la recuperación
inicial de ooquistes de Cryptosporidium del agua a través de un filtro en
forma de cartucho. Además se confía mucho en el método de floculación con
sulfato férrico que ha mostrado recuperación similar al Envirocheck y filtra
Max.
También se han evaluado sistemas de purificación modernos como la
separación inmunomagnética. La valoración preliminar de la citometría de
flujo de fase sólida ha indicado que esta técnica podía ofrecer economía en
tiempo al ser comparada con el microscopio convencional (STANFIELD,
2000).
1.9.1 Método de sedimentación
Es el método donde se busca que los microorganismos que han estado
suspendidos en un sistema de lagunaje, se posen en el fondo por su mayor
gravedad, hecho dependiente de la densidad.
1.9.2 Método de flotación por centrifugación
Se utiliza para separar, concentrar y recobrar ooquistes principalmente, en
algunos casos también sirve para establecer la viabilidad de algunos huevos.
1.9.3 Método de floculación inorgánica con cloruro de calcio
Método con propiedad de utilizar sustancias coloidales para la separación de
una solución espontánea por la acción de varios agentes químicos, formando
pequeños flóculos de donde deriva su nombre (ver anexo I y II).
1.9.4 Inmunofluorescencia
Por otra parte, una de las técnicas más comúnmente utilizadas para la
detección de ooquistes de Cryptosporidium y quistes de Giardia partir de
muestras ambientales, ha sido la inmunofluorescencia (ver anexo III).
Este tipo de procedimiento utiliza un anticuerpo de tipo monoclonal dirigido
contra un componente localizado en la pared de estos parásitos. Como bien
se sabe el Cryptosporidium y la Giardia son dos especies de protozoos
causantes de enfermedades hídricas. La detección de este tipo de
microorganismos en aguas residuales es en forma de ooquistes y quistes
respectivamente (ROSE, 1989).
FIGURA 4. Fotografía de Giardia spp por
inmunofluorescencia.
Fuente: Autoras; 2001
FIGURA 5. Fotografía de Cryptosporidium spp
por inmunofluorescencia
Fuente: Autoras; 2001
1.9.5 Separación inmunomagnética
La separación inmunomagnética se propone como un método para la
obtención de Cryptosporidium en muestras de aguas residuales. Este
método consiste en la separación de ooquistes a través de interacciones
entre imanes y entre cargas eléctricas presentes en la pared del parásito en
movimiento.
Otro de los métodos utilizados consiste en la obtención de ooquistes de
Cryptosporidium en aguas residuales por medio de la cápsula de
Envirocheck. Se realiza una elusión del filtro por contacto y posteriormente se
agita en un vortex, al seguir el procedimiento se observó una obtención del
68% de ooquistes y si se realizaba como paso seguido la centrifugación la
obtención de ooquistes era del 94% mucho mayor que la anterior, sin
ocasionar daño morfológico a los ooquistes.
Si se aumenta la proporción del magnetismo se observa una eficacia del 69%
llegando a la conclusión que la metodología descrita permite la detección
hasta de 0.1 ooquiste/L cuando se procesan 100L de agua.
1.10 FACTORES QUE EJERCEN INFLUENCIA SOBRE LA VIABILIDAD
DE LOS INDICADORES PARASITARIOS
En el ambiente acuático se encuentran ciertos factores, físicos, químicos y
biológicos que afectan los indicadores de contaminación parasitaria y pueden
producir su muerte.
Los factores más relevantes en el ambiente acuático, que ejercen alguna
acción sobre los indicadores de contaminación fecal son:
* Ausencia de nutrientes
* Interacciones biológicas
* Paso del ambiente de origen ( tracto digestivo ) a uno nuevo ( agua ),
situación que genera estados de resistencia en los parásitos.
* Diluciones en el cuerpo de agua por lluvias, pueden disminuir la
concentración de microorganismos.
* Fenómenos de sedimentación.
* Presión osmótica.
* Altas concentraciones de sal.
* Acción germicida de los rayos UV de la luz solar.
* Foto-oxidación.
* Otros factores que afectan los indicadores son los físico-químicos: pH,
temperatura, sólidos disueltos totales, turbiedad, conductividad, DBO, DQO,
precipitaciones ( BITTON, 1994).
Existen varios factores que afectan las condiciones hidráulicas y biológicas
de las lagunas de estabilización. Algunos de estos factores pueden tenerse
en cuenta al elaborar un proyecto. Asimismo, existen otros factores que no
son controlables por el hombre; fénomenos metereológicos, como vientos,
temperatura, precipitaciones, radiación solar y evaporación. Además de
éstos, pueden considerarse las variaciones locales, como infiltración y
características de las aguas residuales que recibirán el tratamiento
(MENDOZA, 2000).
Una laguna de estabilización contiene principalmente algas, bacterias y
parásitos en suspensión. El oxígeno liberado por las algas, a través del
metabolismo fotosintético, es usado por las bacterias en la descomposición
aeróbica de la materia orgánica. A la vez, los nutrientes y el dióxido de
carbono producidos por la actividad bacterial son usados por las algas
(ROMERO, 1998).
Fenómenos naturales no controlables
1.10.1 Inactivación por los rayos solares
Los rayos solares inactivan a los microorganismos según los siguientes
mecanismos:
Mecanismo 1: Este proceso es independiente del oxígeno, se trata de la
absorción directa de los rayos UV-B de 300 a 320 nm, los cuales causan un
daño al DNA, promueve la formación de los dímeros de pirimidina. Este tipo
de afección puede ser corregida por las bacterias mediante mecanismos de
corrección durante la síntesis del DNA.
Mecanismo 2: Se trata de un daño foto-oxidativo por la reacción de especies
de oxígeno catalizadas por fotosintetizadores endógenos al absorber rayos
UV-B en onda corta, viéndose afectado el DNA de cadena sencilla.
Mecanismo 3: Este al igual que el segundo, se trata de una reacción de foto-
oxidación, pero catalizada por fotosintetizadores externos, como sustancias
que absorben un amplio rango de los rayos solares, y que incrementan el
espectro de los UV-visibles. Las especies oxígeno reactivas, dañan las
estructuras externas de los microorganismos como la pared celular.
La inactivación solar del Cryptosporidium spp aumenta cuando existe una
turbidez en el agua < 1 unt, la concentración de oxígeno es alta. En el caso
de la Giardia spp la inactivación se puede aumentar cuando la
concentración de oxígeno es alta y el pH es alcalino.
La inactivación solar se ve afectada por las partículas suspendidas, la DBO,
compuestos fenólicos, desechos industriales y turbiedad que interfieren en la
transmisión de la radiación UV.
En climas ecuatoriales, se ha comprobado que a turbiedades mayoes de 200
UNT ( unidades nefelométricas de turbiedad ), menos del 1% de los rayos
incidentes de UV, pueden penetrar una profundidad mayor de 2 cm de la
superficie del agua. Por lo tanto en estas condiciones no se puede esperar
un efecto germicida (JOYCE,1996).
Los parásitos indicadores de contaminación fecal están particularmente
protegidos de los rayos UV cuando se ven envueltos dentro de la materia
orgánica. Los sólidos suspendidos los protegen parcialmente del efecto letal
de los UV, debido a que las partículas suspendidas absorben parcialmente
los rayos UV ( desechos sólidos absorben un 75% de la luz)
1.10.2 Sólidos disueltos totales
Los sólidos disueltos totales están compuestos de moléculas orgánicas e
inorgánicas e iones en disolución en el agua ( ICONTEC, 1989 ). Los
constituyentes orgánicos tales como el calcio, sodio y los sulfatos llegan a las
aguas con los vertidos de tipo industrial. Los sólidos disueltos aumentan la
dureza, modifican el pH del agua, lo que dificulta el crecimiento de los
microorganismos. Este análisis es muy importante para el control de
procesos de tratamiento biológico de las aguas, ya que las aguas con un alto
valor de sólidos disueltos pueden producir una condición fisiológica
desfavorable para el consumidor (APHA, 1995).
1.10.3 Conductividad
La conductividad es la cantidad de iones disueltos en el agua, es decir la
capacidad de un cuerpo de agua para conducir la corriente eléctrica,
entonces al haber una alta conductividad en el agua hay una elevada
concentración de sólidos disueltos, siendo así la conductividad una
alternativa para medir indirectamente la concentración de sólidos disueltos.
La conductividad del agua depende de la presencia de iones y de su
concentración total, movilidad, valencia y concentraciones relativas, así como
de la temperatura de la medición (APHA, 1995).
Con este análisis se pueden tener datos acerca de la salinidad del agua y de
la capacidad de conductividad eléctrica. Por tal razón este análisis
proporciona parámetros que orientan el uso al agua, bien sea para la
producción de energía, riego, consumo humano o animal.
Un cuerpo con alta conductividad no es bueno para el sistema de riego pues
la salinidad afecta el crecimiento de las plantas. Al tener una alta
conductividad es conveniente hacer un análisis de toxicología, dado que
entre los iones presentes algunos pueden ser tóxicos afectando al
ecosistema y en este caso el desarrollo de los indicadores de contaminación
parasitaria (USEPA, 2000).
1.10.4 Acción de los vientos
La acción de los vientos es útil cuando es posible la homogeneización de la
masa líquida llevando oxígeno de la superficie a las capas más profundas,
haciendo que el afluente y los microorganismos se dispersen en toda la
extensión de esa masa (ROMERO, 1998).
La energía del viento disipada en mezcla es función de la extensión
superficial de la laguna. La mezcla es importante porque proporciona una
distribución más uniforme de la temperatura, del oxígeno y de las algas en
todo el estanque.
El viento puede así establecer condiciones aerobias hasta el fondo de la
laguna. En las lagunas se ha observado, por las mañanas, durante tiempo
cálido y con buenos vientos, color verde debido a la presencia superficial de
las algas verdes y una coloración gris a medida que las algas verdes se
alejan de la zona fótica y de las capas superficiales más calientes.
1.10.5 Temperatura
Las reacciones físicas, químicas y bioquímicas que ocurren en las lagunas
de estabilización son muy influenciadas por la temperatura. Es un parámetro
que se relaciona con la radiación solar y afecta tanto la velocidad de la
fotosíntesis como la del metabolismo de las bacterias responsables de la
depuración de las aguas residuales. Esos fenómenos son retardados por las
bajas temperaturas.
Una caída de 10°C en la temperatura reducirá la actividad microbiológica en
aproximadamente un 50%. La actividad de la fermentación del lodo no ocurre
significativamente en bajas temperaturas.
1.10.6 Precipitaciones pluviales
Las precipitaciones pluviales pueden tener alguna influencia en la actuación y
confiabilidad de la laguna. El tiempo de detención podrá reducirse durante
períodos de lluvia. Las lluvias intensas pueden diluir el contenido de las
lagunas poco profundas, afectando el alimento disponible de la biomasa. El
aumento repentino del caudal podrá acarrear hacia el afluente grandes
cantidades de sólidos, arrastre significativo de población de algas y de
material inorgánico, principalmente arcilla. Sin embargo, la precipitación de la
lluvia directamente en el espejo de agua de la laguna no ha provocado
efectos duraderos o perjuicios mensurables en las lagunas de estabilización.
1.10.7 Demanda bioquímica de oxígeno-DBO
La demanda bioquímica de oxígeno es la cantidad de oxígeno usada en la
oxidación bioquímica de la materia orgánica, bajo condiciones determinadas
de tiempo y temperatura. Es la principal prueba usada para la evaluación de
la naturaleza del agua residual.
Determina el oxígeno consumido por las bacterias durante la oxidación de la
materia orgánica presente en el agua residual (MENDOZA,2000).
Cuando la producción de DBO es alta, es el resultado de crecimiento de la
biomasa suspendida en la laguna (ROMERO, 1998).
1.10.8 Demanda química de oxígeno-DQO
La demanda química de oxígeno se obtiene por medio de la oxidación del
agua residual. Este proceso oxida casi todos los compuestos orgánicos en
gas carbónico y agua (MENDOZA, 2000).
La demanda química de oxígeno se usa para medir el oxígeno equivalente a
la materia orgánica oxidable químicamente mediante un agente químico
oxidante fuerte. Es útil como parámetro de concentración orgánica
(ROMERO, 1998).
1.10.9 Competencia con otros microorganismos en el ambiente acuático
La depredación por parte de los protozoos. Las bacterias en el ambiente
acuático son parte de una cadena trófica, en el cual son tomadas como
alimento por los protozoos. De esta manera, estos organismos además de
ser reservorios de patógenos potenciales, también son predadores que
ayudan a controlar el crecimiento de la biomasa bacteriana.
La eliminación de los parásitos esta relacionado de igual forma con el tiempo
de retención hidráulica o el tiempo de permanencia del agua en el sistema de
lagunaje. Cuanto más tiempo permanezca el agua en el sistema mayor
posibilidad de reducir los parásitos.
Es importante tener en cuenta factores que afectan la viabilidad de los
microorganismos indicadores de contaminación, pues en muchos casos los
métodos de análisis no tienen la capacidad de recuperar estos
microorganismos injuriados, haciendo estimaciones por debajo de lo real,
permitiendo utilizar aguas muy contaminadas para las actividades humanas,
lo que implica un riesgo para la salud.
1.11 ELIMINACIÓN DE MICROORGANISMOS POR MEDIO DEL
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
Los sistemas de tratamiento de aguas residuales tiene como base procesos
físicos, químicos y biológicos que reproducen en corto tiempo, y en un
espacio reducido, las etapas que ocurren en los procesos naturales de
autodepuración de los ecosistemas acuáticos. El conjunto de esos procesos
se verifica en el interior de los reactores, generalmente en serie, que
constituyen los procesos unitarios del tratamiento de las aguas residuales.
De forma resumida, puede lograrse la destrucción o remoción de los
organismos patógenos mediante tres procesos fundamentales:
• Por la creación de condiciones adversas extremas, como sucede en la
digestión termofílica, que promueve una muerte rápida.
• Por la permanencia prolongada de los organismos dentro del reactor
(tiempos largos de retención hidráulica), que favorecen la muerte
natural, como se verifica en las lagunas de estabilización.
• Por la aceleración de las tasas metabólicas y estimulación de las
cadenas alimenticias como ocurre en los lodos activados, donde la
oxigenación apropiada y la relación alimento-microorganismo
estimulan el consumo bastante rápido de la materia orgánica.
Tipos diferentes de tratamiento producen efluentes líquidos y lodos de
diferentes calidades y cantidades, con gran variación de tipos y
concentraciones de organismos patógenos.
Los efluentes de lagunas de estabilización, por ejemplo, tienen bacterias y
virus, pero pueden no tener huevos de helmintos, pues éstos se sedimentan
por su propio peso en el fondo de las lagunas, debido al prolongado tiempo
de permanencia en el agua residual.
Por el contrario, en la digestión termofílica, en el material residual de las
fosas sépticas y en los lechos de secado de lodos, los virus y las bacterias
son destruidos con más facilidad que los huevos de helminto.
La Organización Mundial de la Salud, OMS(1989), recomienda el control de
los parásitos, en especial en efluentes que serán reutilizados para el riego sin
restricciones, es decir, para regar vegetales que serán consumidos crudos,
sin eliminación de la cáscara o de la película superficial (MENDOZA, 2000).
A nivel del tratamiento de aguas residuales, existen cuatro clases de
microorganismos de gran interés: bacterias, hongos, algas y protozoarios.
Aunque existe un quinto grupo, sus miembros no alcanzan un nivel celular
por lo que algunos autores los clasifican en un grupo aparte conocido como
virus. Como es de nuestro interés el comportamiento de los parásitos,
profundizaremos al respecto.
Los protozoarios quienes están constituidos únicamente por formas
unicelulares. Al igual que los demás microorganismos existe una amplia
variedad nutricional, aunque un amplio porcentaje es heterotrófico. Algunos
son depredadores y sus presas más comunes son: bacterias, algas, hongos
y protozoos más pequeños. Este grupo cumple un papel importante a nivel
de los ecosistemas acuáticos tanto en el control, como en la regulación
poblacional( ROMERO, 1998).
Según el estudio de CARRARO, 2000 que hace referencia al impacto en las
plantas de tratamiento, la incidencia de Giardia spp y Cryptosporidium spp
tanto en el efluente como en el afluente se ve influenciada o está relacionada
con la contribución de aguas residuales contaminadas con excremento
humano.
Los resultados de este estudio sugieren que el impacto del tratamiento de
aguas residuales en un municipio no tiene impacto relacionado con la
Giardia spp y Cryptosporidium spp y subraya la necesidad por la
investigación en la efectividad para eliminar estos protozoarios a través de
tecnología avanzada en municipios y así mostrar una probable baja de
protozoarios
Teniendo en cuenta lo anterior, se considera que el conocimiento y la
evaluación cuantitativa de los diferentes tipos de organismos presentes en
una laguna de estabilización es muy importante. Además, es necesario tener
en cuenta los diferentes factores físico-químicos y biológicos que pueden
limitar su número (ROMERO, 1998).
2. JUSTIFICACIÓN
El agua es uno de los más importantes factores para el desarrollo social y
económico del hombre. Su escasez y su contaminación amenazan aspectos
fundamentales de la seguridad humana, como son:
• el equilibrio en el medio acuático,
• la producción de alimentos,
• la salud pública,
• la estabilidad social y política
En las regiones áridas y semi-áridas del mundo, el recurso hidráulico es cada
vez más escaso por lo que cualquier fuente de agua adquiere relevancia para
el desarrollo socioeconómico.
En tal sentido, las aguas residuales generadas por aquellos centros de
población que tienen sistemas de lagunaje para evacuar sus residuos
líquidos, se convierten en una importante alternativa para la producción
agrícola.
En la actualidad, la reutilización de las aguas residuales es una práctica
mundialmente extendida. Esta tendencia puede deberse a dos grandes
motivos:
• A una actitud conservacionista y sanitarista acorde a un pensamiento de
protección al ambiente, donde países como Alemania, Australia, Canadá,
España o Estados Unidos, depuran el agua residual y luego la reciclan en
pequeñas cantidades. Por lo general, el agua recién tratada se devuelve a
cuerpos de agua superficiales; en parte se destina al riego de campos de
golf, campos deportivos, parques o bosques, y, en menor escala, al riego de
cultivos que no representan riesgo al consumo humano, o
• A una necesidad causada por la escasez o la falta de agua para la
supervivencia o el desarrollo, como es el caso de Brasil, Chile, India, Israel,
Marruecos, México, Colombia o Perú, donde se reutiliza el agua residual en
el desarrollo local o regional, empleándola en actividades agrícolas o
acuícolas (REVISTA FASPIN,2000).
En nuestro caso en particular si analizamos la calidad de las aguas de uno
de los ríos más importantes como es el río Bogotá, podemos observar que
ha sido afectado por las descargas de aguas negras de los asentamientos
urbanos en su cuenca, especialmente de Bogotá (polución biológica), por los
vertimientos de aguas residuales industriales (polución química, mineral y
orgánica) y por los aportes de materiales sólidos insolubles en el agua
(polución física) a las redes de drenaje natural y/o artificial (CAR, 1999).
Las poblaciones que viven cerca del río Bogotá están expuestos a
contaminantes de origen hídrico a través de una gran variedad de
mecanismos. El consumo de agua tratada o parcialmente tratada es la ruta
de exposición que puede resultar en la mayor absorción de tales
contaminantes. El consumo de alimentos producidos con agua de riego
contaminada o provenientes de ganaderías que toman dicha agua es la
segunda ruta más importante de exposición. Finalmente, el contacto físico
directo en actividades de recreación, baño o trabajo puede también producir
efectos adversos sobre la salud (GASPARD, 1997).
Los efectos adversos sobre la salud causados por la exposición a las aguas
contaminadas del río constituyen el más importante y cierto de los
componentes de la evaluación global del daño. Hay una pequeña duda
acerca de cuáles enfermedades son causadas por la exposición a un
contaminante particular conocido y medido en el río Bogotá. Pero, con el fin
de suministrar una base al proceso de toma de decisiones, se consideró útil
estimar la concentración de estos parásitos causantes de estas
enfermedades causados por la exposición al río (CAR, 1999).
El agua es un recurso susceptible de contaminación microbiana por parásitos
que llegan a través de las aguas residuales. Algunos de estos parásitos
como el Cryptosporidium spp y la Giardia spp tienen gran efecto en la
salud pública, haciendo que la prevalencia del parasitismo intestinal en
Colombia, principalmente en las áreas rural y urbana marginal, siga siendo
tradicionalmente alta debido a que las condiciones socioeconómicas y
sanitarias son deficientes (CAR, 1997).
En verdad, la contaminación de tal agua y como la vive el hombre
contemporáneo, no es un problema completamente nuevo. Estos
microorganismos al realizar su ciclo metabólico agotan las existencias de
oxígeno disuelto en el agua, creando condiciones sépticas. Además, con los
detritos se aumentan los microorganismos causantes de enfermedades
entéricas y, en general los que causan las llamadas enfermedades de origen
hídrico (H0, 1998).
Estas enfermedades son causadas por bacterias (Salmonella, Shigella, E.
coli) virus (Rotavirus, Enterovirus), entre otros y parásitos intestinales, como
Cryptosporidium sp y Giardia sp, se trasmiten conjuntamente con las
heces de los enfermos, causando infección a los que beben este tipo de
aguas o alimentos regados con las mismas (BITTON, 1994).
Los protozoos pueden colonizar e infectar la orofaringe, el duodeno, el
intestino delgado, el colon y el tracto urogenital del hombre. La mayoría de
estos parásitos son flagelados. Sin embargo, pueden encontrarse también
infecciones por coccidios.
Estos organismos se trasmiten por vía feco-oral (AIRES, 1991) La
transmisión de protozoos intestinales plantean un problema particular en
jardines, guarderías y escuelas, donde se han documentado varias
epidemias de diarrea por Giardia spp y Criptosporidium spp. Todo esto sin
contar la presencia de estos microorganismos en aguas de playa, como es el
caso de la Giardia, quien ha presentado una gran incidencia.
Se han analizado desde el punto de vista bacteriológico y parasitológico
varias muestras de aguas obtenidas en sitios diferentes de algunas costas y
se observó una concentración moderada de parásitos. A pesar de estos
niveles los quistes de Giardia spp presentes en las aguas de playa generan
un riesgo de salud pública, debido a que los nadadores que se pueden
infectar con bajas dosis del parásito. (HO, 1998).
En otras partes del mundo, la diseminación de los protozoos se puede
controlar en parte mediante mejora de las condiciones sanitarias, junto con
cloración y filtración de agua potable. Sin embargo, esas medidas quizá
resulten difíciles de aplicar en los países en vía en desarrollo (LLOYD, 1999).
La Giardia spp tiene una distribución mundial, y es mantenida por animales
reservorios, como perros. Las Giardiasis se adquiere al beber agua
contaminada y no tratada adecuadamente, por ingestión de verduras o frutas
contaminadas y no cocidas, o persona a persona por vía feco-oral u oro-anal.
La forma quística es resistente a las concentraciones de cloro utilizadas en la
mayoría de las instalaciones de tratamiento de agua (SAUCH 1985,
BOTERO 1999).
Las especies de Cryptosporidium spp están distribuidas en todo el mundo.
Se ha descrito infección en una amplia variedad de animales, incluyendo
mamíferos, reptiles y peces. La diseminación zoonótica desde los reservorios
animales a los humanos, y el contagio persona a persona por vía feco-oral y
oro-anal son los mecanismos más comunes de infección. El personal
veterinario, los manipuladores de animales y los homosexuales experimentan
un riesgo particular de la infección. Se han descrito muchos brotes
epidémicos en guarderías, donde es común la transmisión feco-oral
(MURRAY, 1997; ROSE,1997).
Según recientes estudios se ha observado un alto índice de parasitismo en
niños preescolares de Bogotá, originado por muchos parásitos dentro de los
cuales se incluyen (Giardia spp y Cryptosporidium spp), sin contar con los
brotes esporádicos en el mundo entero. Desde 1993 se han reportado
decenas de brotes de enfermedades entéricas asociadas con agua. Uno solo
de estos brotes afectó a mas de 450,000 personas en USA (brote
Milwaukee). Hay una lista larga de enteropatógenos involucrados en la
aparición de estos brotes (ROSE, 1997). Particularmente los protozoarios
Giardia lamblia, Balantidium coli, Entamoeba histolytica y Cryptosporidium
parvum están adquiriendo importancia creciente por su resistencia a los
desinfectantes comunes y a los sistemas convencionales de tratamiento del
agua.
Este hecho de resistencia ha llevado a muchos investigadores a la necesidad
de crear nuevas formas de desinfección, tal es el caso de la utilización de luz
ultravioleta. Se ha observado que los ooquistes de Cryptosporidium
principalmente son resistentes a tratamientos convencionales y a la
desinfección química especialmente al cloro, debido a su tamaño; lo que ha
llevado a la búsqueda de alternativas para la inactivación de los ooquistes.
Uno de los usos más prometedores es la utilización de luz ultravioleta ya que
la irradiación, baja o disminuye los niveles de ooquistes. Para la utilización de
este método se necesita que exista una dosis baja de luz ultravioleta,
demostrando que puede ser muy eficaz en la inactivación de los ooquistes
(CLANCY,2000).
Existe una larga lista de enteropatógenos involucrados con la aparición de
estos brotes. Según información proveniente de países industrializados, una
tercera parte de los brotes de enfermedades entéricas están asociados con
la presencia de G. lamblia y C. parvum en agua que cubría los criterios más
estrictos de calidad bacteriológica. En Colombia no es realmente suficiente lo
que sabemos respecto a la epidemiología de estos enteropatógenos y su
asociación con la contaminación del agua (MINISTERIO DE SALUD, 1999)
La importancia que últimamente está adquiriendo la reutilización de aguas
residuales depuradas como recurso hídrico requiere cada vez con más
fuerza una profundización en el análisis parasitológico de cara a controlar el
posible riesgo sanitario que ello conlleva. Por tanto, se hace necesario insistir
en este aspecto, para que las autoridades lleven a cabo una planificación y
frecuencia de muestreo con que deberían efectuarse los exámenes de
control de rutina (BERTOLUCCI, 1998).
De igual forma, es necesario iniciar el estudio del comportamiento de este
tipo de protozoos en sistemas de tratamiento de aguas residuales. El sistema
de lagunas de estabilización es el más ampliamente encontrado en nuestro
país y de ahí la importancia de la determinación y cuantificación de la
Giardia spp y Cryptosporidium spp en nuestro medio.
3. OBJETIVOS
OBJETIVO GENERAL
Determinar y cuantificar por medio de inmunofluorescencia directa, la
presencia de Criptosporidium spp y Giardia spp en aguas residuales
(afluente y efluente) provenientes de los sistemas de lagunaje de Chocontá y
Anapoima en las cuencas alta y baja del río Bogotá.
OBJETIVOS ESPECIFICOS
Normalizar una técnica de inmunofluorescencia directa para determinar la
concentración de Giardia spp y Cryptosporidium spp en aguas residuales.
Determinar la eficacia de los sistemas de lagunaje en la depuración de las
aguas residuales del río Bogotá con énfasis en la reducción de
Criptosporidium spp y Giardia spp.
Determinar si existe correlación entre los parámetros físico-químicos y la
concentración de Giardia spp y Cryptosporidium spp provenientes de
sistemas de lagunaje de la cuenca alta (Chocontá) y la cuenca baja
(Anapoima), del río Bogotá.
4. MATERIALES Y METODOS
4.1 Ubicación
El proyecto se llevo a cabo en el laboratorio de Saneamiento y Biotecnología
Ambiental de la Pontificia Universidad Javeriana.
4.2 Zona de muestreo
Para determinar y cuantificar por medio de inmunofluorescencia directa, la
presencia de Giardia spp y Cryptosporidium spp en aguas residuales, se
tomaron como puntos de muestreo dos sistemas de lagunaje ubicados en la
cuenca alta (Chocontá) y cuenca baja(Anapoima) del río Bogotá. Estas zonas
además de diferenciarse en su ubicacion, temperatura y características
fisicoquímicas del agua, pertenecen al plan de recuperación del río Bogotá.
4.2.1 Sistema de lagunaje Chocontá (Cuenca alta)
El río en esta zona recibe los vertidos de la industria de curtidos de cuero,
ladrilleras, molinos, mataderos, porquerizas, vertidos de producción agrícola
y avícola. Además recibe aguas de origen doméstico, las cuales no tiene
ningún tipo de tratamiento antes de ser vertidas al alcantarillado. El
alcantarillado es de tipo combinado y atiende al 95% de la población urbana.
La población actual es de 18.194 habitantes al 30 de junio, según la
proyección dada por el censo del 1993.
La planta de tratamiento de aguas residuales de Chocontá esta funcionando
desde septiembre de 1996 y se encuentra localizada en la margen izquierda
del río Bogotá a 600 m del casco urbano de la población de Chocontá. Esta
conformada por dos lagunas facultativas cuyo caudal de manejo es de
1555m 3/día. La laguna número 1 almacena 27.000 m3 de agua y tiene una
profundidad de 2,50 m con un tiempo de retención hidráulica de 18 días; el
área total es de 10.457 m2. La laguna número 2 almacena 33.000 m3 de
agua y tiene una profundidad de 2,00 m con un tiempo de retención
hidráulica de 35 días; el área total es de 19.656 m2.
La laguna 1 esta dividida en dos sectores por medio de una cortina
separadora de geomembrana. De allí pasa a dos pozos y posteriormente a la
laguna 2 que esta dividida en 4 sectores. Finalmente va al río Bogotá (CAR,
1997).
Ambas lagunas cuentan con pantallas deflectoras de geomembrana y
protección de taludes con geotextit y geomembrana. EI caudal de entrada es
de 13,2 l/seg a la entrada y de 9,9 l/seg a la salida (CAR, 1998).
4.2.2 Sistema de lagunaje de Anapoima (Cuenca baja)
La planta de tratamiento de aguas residuales del municipio de Anapoima se
diseño y construyó para tratar las aguas domésticas provenientes del casco
urbano. Se encuentra situada a 3 kilómetros hacia el sur de la cabecera
municipal y su alcantarillado es de tipo combinado.
La tecnología seleccionada para la depuración de las aguas residuales del
municipio de Anapoima, corresponde a un tratamiento anaerobio mediante
reactores UASB seguidos de dos lagunas de estabilización. En el reactor se
desarrolla un proceso biológico con condiciones anaerobias que
descomponen la materia orgánica.
El sistema de tratamiento consiste de tres operaciones principales: unidad
preliminar, modulo de tratamiento primario y sistema de tratamiento
secundario. El sistema preliminar consiste en un conjunto de rejillas que
retienen sólidos. El módulo de tratamiento primario consiste en dos unidades
que funcionan como desarenadoras y sedimentadoras. El sistema secundario
consiste en dos unidades de tratamiento anaerobio que funcionan en paralelo
y dos lagunas de estabilización facultativas en serie.
Los dos reactores UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) o flujo
ascendente a través de un manto de lodos anaerobios tienen unas
dimensiones de 4.70 m de profundidad y 8 m de diámetro. EI tiempo de
retención hidráulico es de 4-5 horas.
Las lagunas funcionan en serie y tienen una profundidad de 2 m. La laguna
primaria tiene un área de 3825 m2 y una capacidad de 7650 m3. La laguna
secundaria tiene un área de 4050 m2 y una capacidad de 8100 m3. El tiempo
de retención hidráulico es de 5 días.
La planta fue diseñada para tratar un caudal de 19 L/s. En la actualidad se
trata un caudal de 18 L/s. La población actual es de 10.616 habitantes a junio
30 del 2001 según el censo de 1993.
4.3 Puntos de muestreo
Para el estudio se escogieron 2 puntos de muestreo, uno en el sistema de
lagunaje de la cuenca alta (Chocontá) y otro en el sistema de lagunaje de la
cuenca baja (Anapoima), teniendo en cuenta la salida y la entrada de cada
laguna respectivamente.
El número total de muestras fue de 28, tomando 13 en la cuenca alta y 15 en
la cuenca baja.
4.3.1 Sistema de tratamiento de aguas residuales de Chocontá
FIGURA 6. Laguna de tratamiento de aguas residuales del
municipio Chocontá-cuenca alta
Fuente: Autoras; 2001
A continuación se encuentran algunas figuras de los puntos de muestreo
FIGURA 7. Entrada de la planta de tratamiento, después de las
rejas de desbaste (Chocontá)
Fuente: Autoras; 2001
FIGURA 8. Salida del sistema de lagunaje (Chocontá)
Fuente: Autoras; 2001
Ø Punto 1:
Ubicado a la entrada del sistema de lagunaje. El aspecto del agua en la
mayoría de los muestreos se caracteriza por un olor a moho típico de agua
residual fresca o a podrido típico de agua residual séptica, que ocurre debido
a la descomposición de los productos contaminantes.
El agua residual presentaba una tonalidad café-grisácea, indicador de
residuos frescos. Adicionalmente se podía observar la presencia de sólidos
tipo arena o excrementos convirtiéndola en muy turbia.
Este tramo que se encuentra muy cerca al nacimiento, presenta
contaminación debido al vertimiento de las aguas negras de la población,
además de los vertimientos orgánicos de las curtiembres ubicadas en el
sector.
Ø Punto 2:
Se encuentra ubicado a la salida del sistema de lagunaje. El agua se
observaba de color verdoso, debido al crecimiento de algas. Su apariencia
era ligeramente turbia en comparación con el agua de entrada. El olor era
variado pero más tolerable.
4.3.2 Sistema de tratamiento de aguas residuales de Anapoima
FIGURA 9. Laguna de tratamiento y sistema UASB del
municipio de Anapoima - cuenca baja
Fuente: Autoras; 2001
A continuación se encuentran algunas figuras de los puntos de muestreo
FIGURA 10. Entrada de la planta de tratamiento, después de
las rejas de desbaste. Fuente: Autoras; 2001
FIGURA 11. Salida del sistema de lagunaje (Cuenca baja)
Fuente: Autoras; 2001
Ø Punto 1:
Ubicado a la entrada del sistema de lagunaje. El aspecto del agua en la
mayoría de los muestreos presentaba un olor característico en algunas
oportunidades a moho típico de agua residual fresca. En otras ocasionesa
huevo podrido “insoportable”; típico de agua residual séptica, que ocurre
debido a la descomposición de productos o variados olores debido a los
diferentes tipos de elementos: sulfurosos, nitrogenados, materia fecal, ácidos
orgánicos, etc.
La apariencia del agua residual tenía una tonalidad de gris a negro. El color
negro caracteriza al residuo de descomposición parcial, adicional se podía
observar la presencia de sólidos tipo arena o excrementos convirtiéndola en
muy turbia.
Este tramo conforma realmente una alcantarilla abierta, de condiciones
permanentemente sépticas y pestilentes, por lo general el oxígeno disuelto
alcanza sus valores más bajos.
Ø Punto 2:
Se encuentra ubicado a la salida del sistema de lagunaje. El agua se observa
de color verdoso, debido al crecimiento de algas. Su apariencia era
ligeramente turbia en comparación con el agua de entrada. El olor era
variado pero más tolerable; esto se debía a la presencia de oxígeno disuelto
y ya no existía producción de sulfuro de hidrógeno establecido por la
descomposición anáerobia de los sólidos.
Para tener claro el estado del clima en el momento del muestreo se tuvieron
en cuenta los resultados de precipitación suministrados por la CAR, con
respecto a las precipitaciones ocurridas. Ver TABLA 6.
4.4 Toma de la muestra
El análisis parasitológico, fue realizado inicialmente durante los días lunes y
miércoles; en Chocontá se escogieron los meses de Septiembre a
Noviembre de 1999 en este período se puso la técnica a punto,
posteriormente se analizaron los meses de Mayo de 2000 y Febrero, Marzo
y Abril de 2001.
TABLA 6. Precipitaciones ocurridas durante los días del muestreo
PRECIPITACIONES
CHOCONTA ANAPOIMA
FECHA mm FECHA mm
OCT 11 1999 0.5 JUL 12 2000 0.0
OCT 13 1999 0.1 JUL 17 2000 11.0
MAY 12 2000 0.2 JUL 24 2000 0.0
MAY 15 2000 0.0 JUL 26 2000 11.9
MAY 17 2000 0.0 AGO 21 2000 0.0
FEB 14 2001 0.0 AGO 27 2000 0.0
FEB 21 2001 0.0 FEB 26 2001 0.0
MAR 4 2001 0.0 FEB 28 2001 0.0
MAR 24 2001 1.5 MAR 4 2001 0.0
MAR 25 2001 0.0 MAR 5 2001 18.7
ABR 27 2001 0.0 MAR 7 2001 0.9
ABR 28 2001 0.0 MAR 11 2001 0.0
ABR 29 2001 0.0 MAR 23 2001 0.5
--- --- MAR 24 2001 0.9
--- --- MAR 25 2001 0.0
Fuente: CAR, 2001
Para Anapoima los muestreos se analizaron durante los meses de Julio y
agosto de 2000 y los últimos muestreos analizados fueron durante los
meses de Febrero y Marzo de 2001.
TABLA 7. Días de muestreo en Chocontá
Día Lunes Martes Miercoles Jueves Viernes Sabado Domingo Oct 11 1999 X Oct 13 1999 X May 12 2000 X May 15 2000 X May 17 2000 X Feb 14 2001 X Feb 21 2001 X Mar 4 2001 X Mar 24 2001 X Mar 25 2001 X Abr 27 2001 X Abr 28 2001 X Abr 29 2001 X
TABLA 8. Días de muestreo en Anapoima
Día Lunes Martes Miércoles Jueves Viernes Sabado Domingo Jul 12 2000 X Jul 17 2000 X Jul 24 2000 X Jul 26 2000 X Ago 21 2000 X Ago 27 2000 X Feb 26 2001 X Feb 28 2001 X Mar 4 2001 X Mar 5 2001 X Mar 7 2001 X Mar 11 2001 X Mar 23 2001 X Mar 24 2001 X Mar 25 2001 X
4.4.1 Conservación y transporte de la muestra
El procesamiento del agua para la obtención de los floculos se realizó dentro
de las 24 horas siguientes de recogida la muestra. El análisis parasitológico
se realizaba a las dos semanas siguientes por medio de inmunofluorescencia
directa, manteniéndose estas muestras en refrigeración sin ningún riesgo de
variación con los resultados (ROSE J, 1989).
El tiempo de transporte no fue superior a 2 horas en la cuenca alta y baja.
Durante este tiempo las muestras se mantuvieron a una temperatura
ambiente.
4.4.2 Análisis parasitológico de las muestras
Los procedimiento de inmunofluorescencia realizado para el análisis de los
indicadores de contaminación parasitaria en sistemas de lagunaje de la
cuenca alta y baja del río Bogotá comprendieron: un protocolo de floculación
orgánica por cloruro de calcio y una visualización y recuento por medio de
inmunofluorescencia directa (Kitt Meryfluor) para Giardia y
Cryptosporidium.
4.5 PROTOCOLO DE FLOCULACIÓN ORGÁNICA POR CLORURO DE
CALCIO
Este protocolo de floculación consiste en la adición de una serie de reactivos
(CaCl2 1M, NaHCO3 1M, NaOH 2M, Acido sulfámico) a una muestra de agua
residual, para que a través de procesos químicos se obtengan una
concentración tanto de quistes como de ooquistes en la muestra.
El protocolo de floculación orgánica por cloruro de calcio se encuentra en el
anexo II y III.
4.5.1 Volumen de agua a flocular:
El volumen de agua a flocular dependió del sitio de toma de la muestra, de tal
manera que se utilizaron cantidades diferentes de reactivos, teniendo en
cuenta si eran 2 litros o 10 litros la muestra a analizar. Cuando se tomaron 2
litros de agua en la entrada del sistema de lagunaje, se hacia debido a que
el agua en este sitio tiene mayor concentración de parásitos, hecho que
facilitaba la obtención de Giardia spp y Cryptosporidium spp, y en la salida
10 litros de agua pues allí los parásitos se encontraban en menor
concentración una vez eran sometidos al sistema de tratamiento.
4.5.2 Análisis Fisicoquímicos
En la tabla 9 se describen cada uno de los instrumentos utilizados para la
medición de los parámetros fisicoquímicos, con su respectiva unidad de
medición.
TABLA 9 . Instrumentos y medidas utilizadas para el análisis de los
parámetros físico-químicos.
PARÁMETRO INSTRUMENTO UNIDADES DE MEDICION
DBO / DQO Medido en el laboratorio de acuerdo a Standar methodos
mg/l
Conductividad Medido In situ con el equipo de campo HACH para medir Conductividad/SDT/Temperatura
Milisiemens por centímetro (mS/cm)
Temperatura Medido In situ con el equipo de campo HACH para medir Conductividad/SDT/Temperatura
Grados centígrados °C
SDT Medido In situ con el equipo de campo HACH para medir Conductividad/SDT/Temperatura
Gramos por litro g / l
Fuente: GOMEZ 2000
4.6 ANÁLISIS ESTADÍSTICO DE VARIABLES
Para el desarrollo del proyecto se tomaron 28 muestras en total. En la
cuenca alta 13 y 15 en la cuenca baja en el período de septiembre de 1999
a abril de 2001. El tamaño inicial del muestreo era de 30, correspondiendo 15
a cada uno de los sistemas de lagunaje en cada una de las cuencas, pero
sólo se realizaron 13 en Chocontá por problemas de seguridad.
En la cuenca alta se obtuvieron 3 muestras que inicialmente fueron
utilizadas para la puesta a punto de la técnica . En cada uno de los
muestreos se analizaron parámetros físico-químicos (DBO (mg/l), DQO
(mg/l), SDT (g/L),conductividad (mS/cm)) y cada uno de los indicadores
parasitarios anteriormente nombrados. Además de otras variables a medir en
este estudio se tuvieron en cuenta los valores de: precipitación (mm) y
temperatura (oC). De manera simultanea se llevó a cabo, la determinación y
el recuento de quistes de Giardia spp y Ooquistes de Cryptosporidium spp
presentes en un litro de agua residual por medio de inmunufluorescencia
directa.
La técnica estadística utilizada para el análisis de los datos obtenidos durante
la experiencia fue la t de student para muestras relacionadas; buscando
verificar si hay diferencias en el número promedio de quistes de Giardia spp
y ooquistes de Cryptosporidium spp entre la salida y la entrada de los
sitemas de lagunaje de Chocontá y Anapoima.
Por otra parte para el análisis de las variables independientes analizadas en
diferentes condiciones , en este caso los paramétros físico-químicos DBO,
DQO, precipitación, temperatura, SDT, y conductividad; se utilizó la prueba
binomial para dos tipos de muestras. Dicho análisis permite determinar si
existe reducción por parte de la planta de tratamiento y si los valores
determinados para los análisis físico-químicos influyen sobre la eliminación
de los parásitos en el sistema de lagunaje.
Utilizando estas variables se formuló como hipótesis nula (Ho) que los
parámetros físico- químicos medidos en la experiencia afectan las
concentraciónes de los indicadores de contaminación parasitaria como
(Giardia spp y Cryptosporidium spp) en un sistema de lagunaje . Como
hipótesis alterna (Hi) los parámetros físico-químicos medidos en la
experiencia no afectan la concentración de indicadores de contaminación
parasitaria en un sistema de lagunaje.
Para probar la hipótesis se utilizo el estadístico de prueba t student con un
nivel de significancia del 0.05.
Las hipótesis nulas son rechazadas cuando t calculada es mayor que la t
teórica : to > t teórica → rechazada. Por ejemplo:
Ho: La temperatura afecta la concentración de Giardia spp en la planta de
tratamiento de Anapoima.
Hi: La temperatura no afecta la concentración de Giardia spp en la planta de
tratamiento de Anapoima
Ho: t = 0
Hi: t ≠ 0
Después de planteadas las hipótesis se determinó el nivel de error tipo 1 con
un α = 0.05 = 95% y luego se halla la t de prueba o calculada, la cual se
comparó con el t teórico, entonces si el t calculado resulta menor que el
teórico la hipótesis nula no se puede rechazar como en este caso. Por tanto
en el ejemplo se rechazó la Ho. Esto significa que, la temperatura no afecta
la concentración de indicadores parasitarios. En caso contrario, si la t
calculada fuera mayor que la teórica, la hipótesis nula se rechazaría. Esto
significa que la temperatura si afecta la concentración de indicadores
parasitarios.
Todas las operaciones realizadas para el desarrollo del análisis estadístico,
se llevaron a cabo en el programa Statistical Packaege for Social Science (
SPSS ).
5. RESULTADOS Y DISCUSION
Estos resultados fueron obtenidos por medio del uso de inmunofluorescencia
directa para Giardia spp y Cryptosporidium spp. La técnica de
inmunofluorescencia directa como se menciono anteriormente consiste en la
unión del antígeno o anticuerpo marcado con isotioscianato de fluoresceína a
su anticuerpo o antígeno respectivamente y la detección del producto marcado
mediante el microscopio de fluorescencia. Este tipo de procedimiento utiliza un
anticuerpo de tipo monoclonal dirigido contra un componente localizado en la
pared de estos parásitos.
5.1 Análisis de las concentraciones de Giardia spp y Cryptosporidium
spp en las plantas de tratamiento de Chocontá
En la siguiente tabla (10) se encuentran los datos de las concentraciones
obtenidas de Giardia spp y Cryptosporidium spp a la entrada y salida de las
plantas depuradoras de Chocontá.
CHOCONTA GIARDIA UL/L CRYPTOSPORIDIUM UL/L
ENTRADA SALIDA % REDUCION ENTRADA SALIDA % REDUCION 2.82 3.6 -27.65 4.04 2.6 35.64
4.26 1.81 57.52 3.19 2.77 13 4.81 0 100 0 0 100 6.26 0 100 0 4.81 0 5.6 4.81 14.11 5.3 0 100
6.02 5.3 11.97 0 4.81 0 5.2 0 100 0 0 100
6.26 0 100 0 0 100 6.14 0 100 0 0 100 6.12 4.81 21.41 0 0 100 6.54 5.6 14.38 5.11 0 100 6.35 0 100 4.81 0 100 5.93 5.51 7.09 0 0 100
Tabla 10. Concentración de Giardia spp y Cryptosporidium spp a la
entrada y salida la planta de tratamiento de Chocontá.
Pasaremos a analizar los resultados obtenidos para Giardia spp y
Cryptosporidium spp en la planta de tratamiento de Chocontá.
CUENCA ALTA ENTRADA SALIDA
INDICADOR PARASITARIO
PROMEDIO (UL) /L
MÁXIMO (UL) /L
MINIMO (UL) /L
PROMEDIO (UL) /L
MÁXIMO (UL) /L
MINIMO (UL) /L
% REDUCCION
GIARDIA SPP 5.56 6.54 2.82 2.42 5.6 0 65.5
CRYPTOSPORIDIUM SPP 1.73 5.3 0 1.73 4.81 0 73.0
Tabla 11. Resultados promedio, máximo, mínimo y porcentaje de
reducción de los indicadores de contaminación parasitaria en la Planta de
Tratamiento de Chocontá
En la tabla 11 se observa que los valores promedio de Giardia spp a la
entrada es de 5.56 UL, con valores máximos de 6.54 UL y mínimos de 2.82 UL.
Si analizamos por otra parte las concentraciones de Giardia spp a la salida se
observa un promedio de 2.42 UL con un valor mínimo de 0 UL y un valor
máximo de 5.6 UL observándose además un porcentaje de reducción de
aproximadamente del 65.5%.
Estos resultados coinciden con los obtenidos por V, ROUQUET, 2000. Este
autor analizo la incidencia de Giardia spp y Cryptosporidium spp en aguas
que serían vertidas al río Sena de París. Después de realizar una serie de
métodos analíticos que incluían concentración, purificación y ensayos de
inmunofluorescencia a las muestras de agua, pudo observar que la cantidad de
ooquistes de Cryptosporidium spp (103 - 104 / 100 L) era más baja que la
concentración de Giardia spp ( 10 5 - 10 6 / 100 L) debido a que la eliminación
de dicho parásito se ve influida por la velocidad de sedimentación, lo que se
explica por su afinidad con las partículas suspendidas en el agua. Visto de otra
manera estos indicadores parasitarios poseen cargas eléctricas en su
membrana que al estar en contacto con las partículas suspendidas en el agua
generan un campo magnético que facilita la sedimentación.
Gráfica 1. Concentración de quistes de Giardia spp (UL/1000ml) a la
entrada y salida de la planta de Tratamiento de Chocontá
Como se observa en la gráfica 1 la reducción de quistes de Giardia spp está
entre 2.82 y 6.54 UL. De la totalidad de las muestras 13, correspondientes a la
entrada del sistema de lagunaje de Chocontá, los quistes de Giardia spp en la
muestra 1 presentaron una concentración no uniforme muy inferior al resto de
los muestreos. Para las muestras 2 y 3 aún cuando se observó un incremento
significativo en comparación con la muestra 1 continuaba siendo inferior el
comportamiento con respecto al presentado desde la muestra 4 a la muestra
13, los cuales reflejaron una concentración de quistes de Giardia spp que
oscilaba entre 5.2 UL/1000 ml y 6.54 UL/1000 ml. Estos últimos valores si se
analizan con detenimiento muestran que en la mayoría de los casos
pertenecen a días correspondientes a fines de semana, cuando la población
aumenta debido a la participación en eventos religiosos, actividades recreativas
GIARDIA A LA ENTRADA Y SALIDA (CHOCONTA)
0
1
2
3
4
5
6
7
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 NUMEROS DE MUESTREOS
CO
NC
EN
TR
AC
ION
DE
GIA
RD
IA E
N U
L/1
00
0 m
l
ENTRADA SALIDA
y visitas al comercio, por lo tanto aumenta el caudal de vertido al alcantarillado.
Se considera que este comportamiento no uniforme de la muestra 1 en
comparación con las demás muestras que se comportaron de manera
uniforme, se presenta porque no existieron cambios relevantes a excepción del
aumento de la población que incidieran en el afluente. Por otro lado si se tiene
en cuenta el valor obtenido en el primer muestreo en el cual se obtuvo un valor
muy inferior con relación a los demás, muy probablemente se debió a que las
descargas del alcantarillado no fueron lo suficientemente significativas, además
no se conoce con certeza la intensidad de la lluvia que ocurrió ese día. Los
datos de las lluvias fueron suministrados por la persona encargada de la planta,
ya que estos datos suministrados eran más confiables que los proporcionados
por la CAR, los cuales eran tomados de la estación pluvial más cercana a la
planta. Según lo indicado por ROSE 2000, quien tras un estudio realizado en
Pensilvania pudo comprobar que las precipitaciones tienen un mayor efecto
sobre en la calidad del agua. Como se sabe; más del 60% de los residuos
urbanos son transportados durante las tormentas. Esta afirmación fue
demostrada a través de las concentraciones de Giardia spp y
Cryptosporidium spp en los arroyos urbanos en tiempos de sequía. En este
tiempo se observó que las concentraciones para Giardia spp van de 13 a
6579 quistes/100L y para Cryptosporidium spp de 5 a 105 ooquistes/L. Sin
embargo, durante el tiempo de lluvia se observan concentraciones que van de
9000 a 283000 quistes/L para Giardia spp y de 250 a 40000 ooquistes/L para
Cryptosporidium spp , estas concentraciones se vieron en afluentes que
afectan el suministro de agua de una localidad. Todo esto era debido a la
escorrentía y a las suspensiones ocasionadas de desagüe de la tormenta.
Los resultados presentados por los quistes de Giardia spp en la salida de la
planta de tratamiento de Chocontá al contrario de las concentraciones de
entrada presentaron un comportamiento heterogéneo, con resultados que
oscilaban entre 0 UL/1000ml y 5.6 UL/1000ml. Sin embargo, se presentaron en
seis de las muestras valores de 0 UL/1000ml y en cinco muestras cuyos
resultados estaban dentro de 4.8 UL/1000ml y 5.6 UL/1000ml, los dos restantes
fueron de 1.8 UL/1000ml.
Si analizamos la concentración de quistes de Giardia spp a la salida del
muestreo 1, podemos observar que se elimina o reduce mayor cantidad de
quistes que lo ingresado, este hecho se podría justificar de la siguiente manera:
Hay que tener en cuenta que el agua que ha sido tomada a la salida de la
planta de tratamiento de Chocontá no garantiza que corresponda al agua que
entro, aún sabiendo que la planta presenta un funcionamiento estable, y que
esta planta es de construcción reciente, no tiene tanta relevancia como el
tiempo de retención hidráulica que corresponde al tiempo medio en que el agua
permanece en el sistema, que en esta caso es de 43 días. Por otra parte el día
que fue tomada la muestra correspondía al lunes. La muestra fue recolectada
en las horas de la mañana (9:00a.m). MENDOZA 2000 observó que existen
variaciones en el caudal que entra a la planta de tratamiento y que esta
variación esta relacionada con la hora del día y el día de la semana, de
acuerdo con los usos y costumbres de la población, además de la temperatura
y de la precipitación atmosférica de la región.
Por otra parte hay que tener en cuenta los cambios morfológicos que ocurren
en el parásito que de forma indirecta pueden influir en dicho resultado. Los
procesos de desenquistamiento o exquistamiento que son parte del ciclo de
vida de la Giardia spp, ocurren en un período de 20 minutos a 41/2 horas en
condiciones de temperatura favorable (SOTTO, 1985). Si observamos la
temperatura en esos días se encontraba alrededor de 18°C (Ver anexo VII) y
lo ideal para que exista desenquistamiento es una temperatura entre 18°C y
21°C entre cinco y 24 días , este hecho aunque no ocurre con frecuencia es
determinante del aumento de la concentración de quistes.
El comportamiento del Cryptosporidium spp a la entrada y salida de la planta
de tratamiento de Chocontá de acuerdo con lo observado en la tabla 10,
muestra a la entrada, una concentración promedio de Cryptosporidium spp
de 1.73 UL, encontrándose un valor mínimo de 0 y un máximo de 5.3 UL. Si se
analizan además los resultados obtenidos a la salida se puede observar que
existe un porcentaje de reducción del 73%, encontrándose un valor mínimo de
0 y un máximo de 4.81 UL. Las diferencias de concentración entre Giardia
spp y Cryptosporidium spp, coinciden con los resultados de estudios
realizados por CARRARO 2000, quien buscaba evaluar el impacto de una
planta de tratamiento a nivel municipal en la reducción de quistes y ooquistes
de Giardia spp y Cryptosporidium spp respectivamente. Observó que todas
las muestras del efluente contenían concentraciones bajas de Giardia spp y
Cryptosporidium spp entre 0.139 +/- 0.510 quistes/L y 0.21 +/- 0.06
ooquistes/L respectivamente. Esto se relacionó con las altas concentraciones
de los anteriores parásitos observadas en el alcantarillado que oscilaban entre
53.6 +/- 68 quistes/L y 4.5 +/- 0.3 ooquistes/L. La incidencia de la mayor
concentración de Giardia spp por encima de Cryptosporidium spp tanto en el
afluente como en el efluente probablemente está relacionado con la
contribución de descargas de origen humano. De igual manera confirma que
las plantas de tratamiento tienen impacto en la reducción de Giardia spp y
Cryptosporidium spp en aguas residuales contaminadas.
En la gráfica 2 se observa la concentración de Cryptosporidium spp a la
entrada y salida de la Planta de tratamiento de Chocontá.
CRYPTOSPORIDIUM ENTRADA Y SALIDA DE CHOCONTA
0
1
2
3
4
5
6
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 NUMEROS DE MUESTREO
CO
NC
EN
TR
AC
ION
DE
CR
IPT
OS
PO
RID
IUM
EN
UL
/10
00
ENTRADA SALIDA
Gráfica 2. Concentración de ooquistes de Cryptosporidium spp
(UL/1000ml) a la entrada y salida de la planta de Tratamiento de Chocontá.
En la gráfica 2 se observan las concentraciones de Cryptosporidium spp. Del
total de las muestras el 62% obtuvo una concentración de 0 UL/1000 ml a la
salida y el 38% restante correspondía a una concentración de ooquistes de
Cryptosporidium spp que oscilaba entre 3.2 UL/1000 ml y 5.3 UL/1000ml.
Cuando se observaron valores de 0 UL/1000ml en el análisis de las muestras
por medio de Inmunofluorescencia Directa es por que muy posiblemente
ocurrió alguno de los siguientes hechos:
• La sensibilidad de la técnica es más baja que la cantidad de parásitos
que realmente existen en el punto de muestreo.
• En el momento de la toma de la muestra de entrada no existió un
vertido importante por parte del matadero y del municipio a las aguas
del alcantarillado.
• El día en que fueron tomadas las muestras influye, porque todos los días
no se presentaban las mismas condiciones (población, hora, actividades
cotidianas).
• El agua que fue recogida a la salida no garantiza que corresponda al
agua de entrada porque hay que tener en cuenta las precipitaciones y el
tiempo de retención hidráulica de la laguna. Lo ideal había sido conocer
el tiempo de retención hidráulica y tomar dos muestras: en tiempo 0 y a
los 43 días en Chocontá y a los 15 días en Anapoima. Sin embargo,
obviamos esto debido a que el funcionamiento de la laguna es estable.
Lo que hace suponer que el agua que sale ha sido sometida al mismo
tipo de tratamiento durante el tiempo que se hizo la evaluación.
Si se analiza por otra parte la concentración de ooquistes de Cryptosporidium
spp a la salida de la planta de tratamiento de Chocontá, en la mayor parte de
las muestras se observaba una reducción del 88.3%. Pero si se analizan las
muestras 4 y 6 la cantidad de ooquistes a la entrada era baja pero cuando se
observaba la salida existía mayor reducción de lo que inicialmente ingresaba.
Este fenómeno ocurría por mecanismos muy similares a los ya expuestos para
la Giardia spp.
5.2 Resultados del análisis estadístico de Giardia spp y Cryptosporidium
spp en la Planta de Tratamiento de Chocontá
CHOCONTA ENTRADA Y SALIDA
INDICADOR PARASITARIO DS to t teörico PROMEDIO P
GIARDIA SPP 2.7174 2.3060 4.171 3.1438 0.001
CRYPTOSPORIDIUM SPP 3.1830 2.3060 0.650 0.5738 0.528
Tabla 12. Resultados del análisis estadístico de Giardia spp y
Cryptosporidium spp en la Planta de Tratamiento de Chocontá
De acuerdo al análisis estadístico realizado se encontró que nuestros
resultados para la Giardia spp presentan una p= 0.001 lo que indica que el
número de Giardia spp a la entrada es > a la salida. Si se analiza el dato
proporcionado por la p= 0.528 para el Cryptosporidium spp se puede
observar que el promedio de concentración para este parásito es < a la entrada
que a la salida. Los resultados obtenidos para Giardia spp se interpretan
como una reducción importante de este parásito, una vez es sometido al
sistema de lagunaje. Esta reducción esta relacionada con los diferentes
factores ( temperatura, pH, Oxígeno disuelto, tiempo de retención hidráulica),
que influyen en la inactivación o eliminación del parásito en el sistema. En el
caso del Cryptosporidium spp, los resultados son muy irregulares, y es difícil
concluir si los factores citados anteriormente influyen el la reducción de este
parásito.
5.3 Análisis de las concentraciones de Giardia spp y Cryptosporidium
spp en las plantas de tratamiento de Anapoima
En la siguiente tabla se encuentran los datos obtenidos de Giardia spp y
Cryptosporidium spp en la entrada y salida de la planta de tratamiento de
Anapoima
ANAPOIMA
GIARDIA UL/L CRYPTOSPORIDIUM UL/L
ENTRADA SALIDA % REDUC G ENTRADA SALIDA % REDUC C 5.41 0 100 5.11 0 100
6.2 0 100 5.3 0 100
0 0 0 0 0 0
6.66 5.88 11.72 0 4.64 0
7.1 5.66 20.29 5.11 0 100
6.38 4.81 24.61 0 0 0
6.5 0 100 0 0 0 6.55 0 100 4.81 0 100
6.44 0 100 0 0 0
5.3 0 100 4.81 0 100
6.73 0 100 0 0 0
6.68 4.81 28 4.81 4.81 0
5.3 5.41 -2.07 0 0 100
6.02 0 100 0 0 100
6.07 0 100 5.11 0 100
Tabla 13. Concentración de Giardia spp y Crypstosporidium spp a la
entrada y salida de la planta de tratamiento de Anapoima
Pasaremos a analizar los resultados obtenidos para Giardia spp y
Cryptosporidium spp en la planta de tratamiento de Anapoima.
CUENCA BAJA ENTRADA SALIDA
INDICADOR PARASITARIO PROMEDIO
UL /L MÁXIMO
UL /L MINIMO
UL /L PROMEDIO
UL /L MÁXIMO
UL)/L MINIMO
UL /L % REDUCCION
GIARDIA SPP 5.82 7.1 0 1.77 5.88 0 53.8
CRYPTOSPORIDIUM SPP 2.34 5.3 0 0.63 4.81 0 53.3
Tabla 14. Resultados promedio, máximo, mínimo y porcentaje de
reducción de los indicadores de contaminación parasitaria en la Planta de
Tratamiento de Anapoima
De acuerdo a la tabla 14 podemos observar que para Giardia spp a la entrada
del sistema de lagunaje se observan unos valores que oscilan entre 0 y 7.1 UL
con un promedio de 5.82 UL , pero si observamos la salida es evidente la
reducción del parásito en un 53.8%.
En la gráfica 3 podemos observar las concentraciones de Giardia spp a la
salida y entrada de la planta de tratamiento de Anapoima.
Las concentraciones de Giardia spp a la entrada de la planta de tratamiento
presentan un comportamiento homogéneo que oscila entre 5.3 UL/1000 ml y
6.6 UL/1000 ml para las quince muestras en total, excepto la concentración
obtenida en la muestra 3 que presentó valor de 0 que se puede explicar por los
factores mencionados anteriormente para el caso del Cryptosporidium spp.
El comportamiento homogéneo confirma que existe una contaminación
permanente de origen fecal. Además si analizamos con detenimiento las
concentraciones son muy similares en todos los puntos de muestreo, hecho
debido a que reciben todos los vertidos provenientes del matadero del pueblo,
aumento de la población; además la temperatura proporcionada es la
adecuada para la proliferación de microorganismos como la Giardia spp, sin
dejar de lado la incidencia de moscas de la región que mantienen viables los
quistes por 24 horas y algunas especies de cucarachas que sirven de
reservorio por varios días según un estudio realizado por el INS en 1985.
Gráfica 3. Concentración de quistes de Giardia spp (UL/1000ml) a la
entrada y salida de la planta de Tratamiento de Anapoima.
GIARDIA A LA ENTRDA Y SALIDA (ANAPOIMA)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 NUMEROS DE MUESTREO
CO
NC
EN
TR
AC
IN D
E G
IAR
DIA
EN
UL
/10
00
ml
ENTRADA SALIDA
Si analizamos las concentraciones de Giardia spp a la salida de la planta de
tratamiento, para diez de las muestras la reducción fue del 100% y para las
cinco muestras restantes los resultados se encontraron entre 4.81 UL/1000 ml
y 5.8 UL/1000 ml. Estos valores comparados con los encontrados a la entrada
presentan una reducción entre el 11% y el 28%. Esto se debe posiblemente a
que la temperatura se encontraba entre 16°C y 28°C lo que facilitaba el
enquistamiento según lo indicado por SOTTO en 1985.
Pasemos ahora a analizar el comportamiento del Cryptosporidium spp a la
entrada y salida de la planta de tratamiento de Anapoima. De acuerdo con lo
observado en la tabla 14. Podemos observar que a la entrada el
Cryptosporidium spp tienen una concentración promedio de 2.34 UL, con un
valor mínimo de 0 y un máximo de 5.3 UL. En comparación con los resultados
obtenidos a la salida se puede apreciar una reducción del 53.3% y los valores
mínimos de 0 y los máximos de 4.81 UL. En estos datos se puede observar
que hay una coincidencia con lo anteriormente expuesto por CARRARO, 2000.
En la gráfica 4 se observa la concentración de Cryptosporidium spp a la
entrada y salida de la Planta de tratamiento de Anapoima.
Gráfica 4. Concentración de ooquistes de Cryptosporidium spp
(UL/1000ml) a la entrada y salida de la planta de Tratamiento de
Anapoima.
En la gráfica 4 se puede observa las concentraciones de ooquistes de
Cryptosporidium spp . El comportamiento estuvo dividido en un 53% de las
muestras originando valores de 0 UL/1000ml y en el 47% restante tuvo unas
oscilaciones entre 4.8 UL/1000ml y 5.1 UL/ 1000ml. Si analizamos las muestras
podemos observar que se presenta un comportamiento irregular. Cuando se
observaron valores de cero, pudo deberse a los mismo hechos ya
mencionados en la salida de la planta de tratamiento de Chocontá. Además, en
algunos casos para que exista Cryptosporidium spp debe coexistir con otro
patógeno tipo Rotavirus según lo afirma el INS en 1985, pero cuando hablamos
CRYPTOSPORIDIUM ENTRADA Y SALIDA DE ANAPOIMA
0
1
2
3
4
5
6
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 NUME RO DE MUESTREO
CO
NC
EN
TR
AC
ION
DE
CR
YP
TO
SP
OR
IDIU
M E
N U
L/1
00
0 m
l
ENTRADA SALIDA
del 47% restante se observó una relación con la cantidad de sólidos
suspendidos y sólidos disueltos totales que tenían concentraciones elevadas
(0.949 mg/L) sobre los cuales el parásito se pudo adherir debido a las mismas
circustancias ocurridas en Chocontá para dicho parásito. Este hecho tiene
relación con los resultados obtenidos por MORRIS, 2000 quien observó en
aguas de ríos de Gran Bretaña que la cantidad de ooquistes de
Cryptosporidium spp se encuentran asociados con la turbiedad y la cantidad
de sólidos suspendidos hasta tal punto que puede ser un medio para medir la
incidencia del parásito. Según ROMERO en 1998, si este tipo de sólidos
suspendidos en una laguna de estabilización logra producir biomasa
sedimentable, fácil de retener, el efluente será de muy buena calidad. Sin
embargo, hay que tener en cuenta que la antigüedad de la planta de
tratamiento de Anapoima no permite que este fenómeno ocurra debido al
tiempo de retención hidráulica que no es el suficiente para sedimentar.
Por otro lado la reducción de Cryptosporidium spp a la salida fue de un 100%
en trece de las 15 muestras, lo que indica que existe un buen porcentaje de
reducción por parte de la planta.
Un factor importante en la eliminación de parásitos del tipo Giardia spp y
Cryptosporidium spp es la existencia de los UASB en la planta de tratamiento
de Anapoima. Este reactor de tipo anaerobio permite más rápidamente la
oxidación bioquímica de las aguas residuales, al poseer bacterias de tipo
anaerobio que rompen los enlaces químicos y principalmente aquellos que
contienen el ión oxígeno facilitando la degradación de la materia orgánica y la
eliminación de los microorganismos aeróbios o heterótrofos facultativos como
es el caso de la Giardia y el Cryptosporidium.
En este proceso, el residuo que se quiere tratar se introduce por la parte
inferior del reactor. El agua residual fluye en sentido ascendente a través de un
manto de fango constituido por gránulos o partículas formadas biológicamente.
El tratamiento se produce en ponerse al entrar en contacto el agua residual y
las partículas. Los gases producidos en condiciones anaerobias
(principalmente metano y dióxido de carbono) provocan una circulación interior,
que colabora en la formación y mantenimiento de los gránulos. Parte del gas
generado dentro del manto de fango se adhiere a las partículas biológicas.
Tanto el gas libre como las partículas a las que se ha adherido el gas, asciende
hacia la parte superior del reactor. Allí, se produce la liberación del gas
adherido a las partículas, al entrar éstas en contacto con unos deflectores
desgasificadores (METCALF, 1995).
Los lodos producidos en las plantas de tratamiento pueden ser digeridos en
reactores anaerobios. En este caso, la eficiencia en la eliminación de los
patógenos depende de la temperatura y del tiempo de retención. Digestores
anaeróbicos que operan como sistemas cerrados, donde toda la masa de lodo
esta a una temperatura constante durante un tiempo fijo preestablecido,
pueden eliminar todos los microorganismos, si la temperatura es de 500C y el
tiempo de permanecía es de 13 días. Cuando la temperatura disminuye a 32oC
y el tiempo de permanecía aumenta a 28 días, ocurre la eliminación de virus y
protozoarios y permanecen algunas bacterias y huevos de helmintos. En
condiciones de temperatura ambiente, solo son eliminados algunos
protozoarios después de algunos meses. En los lechos de secado, períodos de
2 a 3 meses pueden eliminar virus y bacterias y eventualmente protozoarios, si
las temperaturas son superiores a 20 0C.
5.4 Resultados del análisis estadístico de Giardia spp y Cryptosporidium
spp en la Planta de Tratamiento de Anapoima
ANAPOIMA ENTRADA Y SALIDA
INDICADOR PARASITARIO DS To t teörico PROMEDIO P
GIARDIA SPP 2.7158 2.3060 5.776 4.0513 0.000
CRYPTOSPORIDIUM SPP 3.0530 2.3060 2.166 1.7073 0.048
Tabla 15. Resultados del análisis estadístico de Giardia spp y
Cryptosporidium spp en la Planta de Tratamiento de Anapoima
De acuerdo al análisis estadístico realizado se encontró que nuestros
resultados para la Giardia spp presentan una p= 0.000 lo que indica que en
promedio el número de Giardia spp a la entrada es < a la salida. Si se analiza
el dato proporcionado por la p= 0.048 para el Cryptosporidium spp se puede
observar que el promedio de concentración para este parásito es < a la entrada
y salida, lo que significa que hay una reducción importante de la Giardia spp y
elCryptosporidium spp en el sistema evaluado.
Todo lo anterior indica que la planta de tratamiento de Chocontá logra una
mayor reducción de parásitos, comparada con la planta de tratamiento de
Anapoima ya que como se pudo observar con respecto a las concentraciones
de Giardia spp y Cryptosporidium spp hubo en Chocontá una reducción del
65.5% y de 73% respectivamente, hecho que nos haría pensar que la planta es
eficiente en la reducción de parásitos, mientras que en Anapoima el porcentaje
de reducción para Giardia spp fue 53.8% y para Cryptosporidium spp del
53.3%.
De acuerdo con los resultados obtenidos en este estudio, se observa que en
algunos casos, la eliminación de Giardia spp y Cryptosporidium spp en el
efluente es importante. Estos resultados tienen una implicación importante en
la salud pública, ya que de acuerdo con múltiples investigaciones
epidemiológicas realizadas en el último decenio, las posibles vías de
transmisión de este tipo de parasitismo (giardiasis y cryptosporidiosis), están
relacionados con su presencia en el agua. Como se mencionó anteriormente la
entrada de los parásitos, en su foma quística habitual, se produce a través de
la boca y, por ende, tres vías han sido estudiadas: el agua, los alimentos y el
contacto directo, persona a persona o sexual.
Según estudios realizados por SOTTO en 1987, se observó que pacientes con
giardiasis sobre los cuales incidían también otros microorganismos debido a
que la lesión producida por la Giardia proporciona un excelente hábitat para la
proliferación de bacterias especialmente del género coliformes, bacteroides y
clostridium potencializando las lesiones de la mucosa. Para el caso del
Cryptosporidium spp en la mayoría de los casos se ha encontrado que los
pacientes que poseen cryptosporidiosis presentan también coexistencia con
Coronavirus, E, coli enterotoxigénica y Rotavirus principalmente. Si el parásito
se encuentra solo el brote diarréico no es tan severo.
Hasta hace poco tiempo se ha iniciado el estudio a cerca de la relación de la
Giardia spp y Cryptosporidium spp en aguas residuales, y se han recopilado
análisis estadísticos de las principales causas de morbilidad por diarrea.
SOTTO, (1987) , observó que la cryptosporidiosis es siete veces más frecuente
en pacientes con giardiasis. Este hecho se señala como una de las primeras
causas de morbilidad en niños. Dentro de las llamadas enfermedades de origen
hídrico se podrían clasificar principalmente a la giardiasis y cryptosporidiosis
como enfermedades causadas por patógenos emergentes. La población infantil
parece ser más afectada que la adulta, posiblemente por la resistencia
adquirida al parásito después de una infección inicial.
A pesar de los numerosos casos de afección digestiva que se presentan, los
datos proporcionados por los centros de salud de los municipios Chocontá y
Anapoima es reducido ( 2 y 3 casos encontrados respectivamente). Este hecho
ocurre debido a que después de una infección por Giardia spp unos logran
eliminar el parásito, otros no lo eliminan, pero continúan excretándolo sin
presentar síntomas. Estos datos permiten postular que los factores capaces de
convertir una giardiasis asintomática en sintomática están en dependencia no
del parásito, sino de ciertas características del hospedero SOTTO,1985. Muy
seguramente esta podría ser la explicación de la gran cantidad de Giardia spp
observada en los municipios de Chocontá y Anapoima.
Si se realizara un estudio de la materia fecal al azar de los habitantes de los
municipios de Chocontá y Anapoima muy seguramente se encontraría n altas
concentraciones de Giardia spp y Cryptosporidium spp. Estos resultados
coincidirían con los expuestos por HSU, 2000, quien observó en la materia
fecal de individuos que utilizaban aguas residuales en Taiwán, una mayor
concentración de Giardia spp en comparación con Cryptosporidium spp
convirtiendolos en patógenos emergentes en este país. Las concentraciones
observadas fueron comparadas con las obtenidas en el afluente de una planta
de tratamiento proporcionando un valor promedio de 66.6 quistes/100 litros y
8.92 ooquistes/100 litros. Después de pasar por la planta de tratamiento se
observó una reducción de 1.27 quistes/ 100 litros de Giardia spp y de 0.28
ooquistes/ 100 litros de Crypstosporidium spp.
Por otra parte el riesgo a la salud pública de infección por Cryptosporidium
spp se relaciona directamente con el número total de ooquistes que entra en el
sistema de tratamiento (GALE, 2000). Dependiendo de la cantidad y del tipo de
ooquistes adquiridos se ocasiona la enfermedad. Existen dos tipos de
ooquistes: los de pared gruesa que son los que transmiten la enfermedad y los
de pared delgada que origina la autoinfección.
Después de lo que hemos expuesto acerca del agua, resulta lógico pensar que
los alimentos crudos puedan ser también una vía de transmisión de
parasitismo. Sin embargo, no hay estudios bien documentados al respecto. El
número promedio de quistes de Giardia spp es de 2.4 UL/1000ml y de
ooquistes de Cryptosporidium spp es de 0 UL/1000ml detectados en los
efluentes de ambas depuradoras. Estos valores son muy superiores a los que
indica MENDOZA, 2000 referente a la presencia de 1 a 2UL/1000ml de quistes
y de 2UL/1000ml de ooquistes de aguas residuales depuradas que se reutilizan
para riego de cultivos. En este sentido, los efluentes de las dos plantas
estudiadas, principalmente la planta de tratamiento de Chocontá no podría ser
reutilizada en agrícultura con un riesgo para la salud humana, en lo que
respecta a la transmisión de giardiasis y cryptosporidiosis.
5.5 Análisis de los Parámetros Físico-Químicos para la Planta de
Tratamiento de Chocontá
En la siguiente tabla se encuentran los resultados de los parámetros físico-
químicos obtenidos en la Planta de Tratamiento de Chocontá.
CUENCA ALTA
PARAMETROS PROMEDIO MÁXIMO MINIMO
%
REDUCCIO N
ENTRAD
A
SALID
A
ENTRAD
A
SALID
A
ENTRAD
A
SALID
A
DBO (mg/L) 193.1 51 551 103 140 15.5 83.615
DQO (mg/L) 646.7 212.3 927 334 295 103 67.33
SDT (g/L) 0.42 0.21 0.974 0.253 0.153 0.18 74.04
TEMPERATURA ( 0C) 16.17 16.86 18 18 15 14 ---
CONDUCTIVIDAD
(mS/cm) 0.83 0.53 1.12 0.967 0.408 0.37 83.97
Tabla 16. Resultados promedio, máximo, mínimo y porcentaje de
reducción de los indicadores de los parámetros físico-químicos de la
planta de tratamiento de Choconta
La DBO presentó una reducción del 83.6% en promedio observándose valores
a la entrada de 193 mg/L y de 51 mg/L a la salida, indicando que la planta
ofrece una buena reducción. Si se comparan con las normas de la CAR (quien
hace referencia a que el porcentaje de reducción de DBO en una planta de
tratamiento de aguas residuales que posteriormente serán vertidas a un cuerpo
de agua como es el caso del río Bogotá, debe ser mayor o igual al 80% de
reducción). También tuvo su incidencia la reducción de la DQO en menor
proporción que la anterior en un promedio del 65% con valores que oscilan
entre 927 mg/L a la entrada y 103 mg/La la salida. La temperatura del agua
oscilaba entre 15°C y 18°C
Si se observan los valores de los sólidos disueltos totales y conductividad del
agua podemos observar que presentaron valores relativamente altos. Este
hecho coincide con lo expuesto por MENDOZA 2000 quien afirma que la
concentración del agua residual depende de una gran variedad de sustancias
principalmente de materia orgánica. Para cuantificar la masa de la materia
orgánica, se utilizan ampliamente las pruebas de DBO y DQO.
5.6 Análisis de los Parámetros Físico-Químicos para la Planta de
Tratamiento de Anapoima
En la siguiente tabla se encuentran los resultados de los parámetros físico-
químicos obtenidos en la Planta de Tratamiento de Anapoima.
CUENCA BAJA
PARAMETROS PROMEDIO MAXIMO MINIMO
%
REDUCCION
ENTRAD
A
SALID
A
ENTRAD
A
SALID
A
ENTRAD
A
SALID
A
DBO (mg/L) 235.25 70.9 330 91 71 53.4 60
DQO (mg/L) 498.5 390 659 498 250 224 27.7
SDT (g/L) 0.45 0.47 0.76 0.949 0.3 0.27 79.20
TEMPERATURA (0C) 22.36 22.05 28.4 28.3 16 16 ----
CONDUCTIVIDAD
(mS/cm) 0.83 0.64 0.98 0.698 0.6 0.55 71
Tabla 17. Resultados promedio, máximo, mínimo y porcentaje de
reducción de los indicadores de los parámetros físico-químicos de la
planta de tratamiento de Anapoima.
En los análisis fisico – químicos de DBO y DQO de la cuenca baja debería
existir un porcentaje de reducción mayor o igual del 80% según el artículo 72
del 24 de junio de 1984 expedido por el Ministerio de Salud quien estableció
estos valores para aquellas aguas residuales que son conducidas a un cuerpo
receptor como es el río Bogotá, los datos obtenidos indicaron que existe un
promedio de reducción para la DBO de 59.82 % y para la DQO del 27.7 %, lo
que indica que no existe una reducción eficiente. Además si analizamos los
valores de conductividad y de sólidos suspendidos son aumentados debido a
que la planta recibe aguas provenientes de los vertidos de origen doméstico,
las aguas lluvias provenientes de los colectores de alcantarillado, y aquellas
que llegan de forma no reglamentaría como las provenientes de fincas
ganaderas. Las temperaturas fueron variadas
presentaron valores que oscilaron entre 16°C y 28°C, lo que hace que la
degradación de la materia orgánica sea más rápida.
Todo lo anterior indica que la planta de tratamiento de Chocontá esta
funcionando de forma adecuada en comparación con la planta de tratamiento
de Anapoima, por que como se puede observar en la tabla 16 hubo una
reducción del 83.6% y de 67.3% de DBO y DQO respectivamente, hecho que
nos haría pensar que la planta es eficiente en la reducción de la demanda tanto
bioquímica como química de oxígeno, mientras que en Anapoima el porcentaje
de reducción para DBO y DQO fue del 59.9% y 27.7% respectivamente, esto
ocurre debido a los tiempos de retención que son reducidos como resultado del
aumento de los lodos sedimentables en la planta de tratamiento.
5.7 Análisis estadístico de los parámetros Físico-Químicos
5.7.1. Chocontá
CHOCONTA ENTRADA Y SALIDA
PARAMETRO DS To t teórico PROMEDIO P
DBO (mg/L) 140.3434 2.3060 5.623 249.5400 0.000
DQO (mg/L) 191.0801 2.3060 6.858 414.40 0.000
SDT (g/L) 0.31855 2.3060 1.464 0.20860 0.217
TEMPERATURA (oC) 1.9152 2.3060 -0.947 -0.6857 0.380
CONDUCTIVIDAD(mS/cm) 0.54852 2.3060 1.230 0.30180 0.286
Tabla 18. Resultados de los análisis estadísticos de los parámetros Físico-Químicos en Chocontá De acuerdo con los resultados de los análisis estadísticos se pudo observar
que la DBO presento una p= 0.000, lo que indica que la concentración de DBO
no es igual a la entrada y a la salida, para la DQO con un p= 0.00 al igual que
la DBO, la concentración de DQO a la entrada no es igual a la salida lo que
indica que hay reducción por parte de la planta Para SDT con un p= 0.217 y
conductividad con p=0,286 se podría observar que la cantidad a la entrada es
similar de la salida de la planta de tratamiento.
Los parámetros anteriormente nombrados y que se encuentran en la tabla 18
fueron analizados por la prueba binomial, y se pudo observar que la DBO,
DQO, Conductividad y SDT influían sobre la concentración de los parásitos
Giardia spp y Cryptosporidium spp.
5.7.2 Anapoima
ANAPOIMA ENTRADA Y SALIDA
PARAMETRO DS To t teörico PROMEDIO P
DBO (mg/L) 109.6011 2.3060 4.241 164.350 0.004
DQO (mg/L) 14.3773 2.3060 2.111 108.50 0.073
SDT (g/L) 0.20688 2.3060 -0.318 -0.02325 0.760
TEMPERATURA (oC) 1.87574 2.3060 0.471 31250 0.352
CONDUCTIVIDAD(mS/cm) 0.9502 2.3060 5.492 0.18450 0.001
Tabla 19. Resultados de los análisis estadísticos de los parámetros Físico-Químicos en Anapoima De acuerdo con los resultados de los análisis estadísticos se pudo observar
que la DBO presento una p= 0.004, lo que indica que la concentración de DBO
no es igual a la entrada y a la salida, para la DQO con un p= 0.073 al igual que
la DBO, la concentración de DQO a la entrada no es igual a la salida lo que
indica que hay reducción por parte de la planta Para SDT con un p= 0.760 y
conductividad con p=0,001 se podría observar que la cantidad a la entrada es
simi lar de la salida de la planta de tratamiento.
Los parámetros anteriormente nombrados y que se encuentran en la tabla 19
fueron analizados por la prueba binomial, y se pudo observar que la DBO,
DQO, Conductividad y SDT influían sobre la concentración de los parásitos
Giardia spp y Cryptosporidium spp.
5.8 INFLUENCIA DE LOS PARÁMETROS FISICO – QUÍMICOS SOBRE LA
CONCENTRACION DE LOS INDICADORES DE CONTAMINACIÓN
PARASITARIA EN SISTEMAS DE LAGUNAJE EN LAS PLANTAS DE
TRATAMIENTO DE CHOCONTA Y ANAPOIMA
5.8.1. Influencia de la temperatura
La temperatura del agua residual suele ser siempre más elevada que la del
agua de suministro, hecho que se debe principalmente a la incorporación de
aguas calientes procedentes de las casas y de diferentes usos industriales.
Dado que el calor específico del agua es mucho mayor que el del aire, las
temperaturas registradas de las aguas son mucho mayor que las del aire
durante la mayor parte del año, y sólo son menores que ella durante los meses
de verano.
En función de la situación geográfica, la temperatura media anual del agua
residual varía entre 10°C y 21°C, pudiéndose tomar 15,6°C como valor
representativo. Dependiendo de la situación y la época del año, las
temperaturas del efluente pueden situarse por encima o por debajo del
afluente.
La temperatura del agua es un parámetro muy importante dada su influencia,
tanto sobre el desarrollo de la vida acuática como sobre las velocidades de
reacción. Por otro lado, el oxígeno es menos soluble en aguas calientes que en
frías. El aumento de las velocidades de reacciones químicas producen un
aumento en la temperatura, combinado con la reducción de oxígeno presente
es causa frecuente de agotamiento de las concentraciones de oxígeno disuelto.
La dependencia de la temperatura de las constantes de velocidad de las
reacciones biológicas son muy importantes a fin de asegurar la eficacia
conjunta de un proceso de tratamiento biológico. La temperatura no solo influye
en las actividades biológicas de la población microbiana, sino que también
tienen un profundo efecto sobre las caracteríticas de sedimentación de los
sólidos biológicos (METCALF,1995).
Cuando existe elevación de la temperatura se produce un rápido aumento en la
actividad de las bacterias anaerobias y facultativas, una multiplicación en el
número de esas bacterias y en consecuencia un mayor consumo de oxígeno
disminuyendo las concentraciones del mismo, lo que genera un medio no apto
para la supervivencia de los parásitos. Además el hecho de que exista una
multiplicación de bacterias ocasiona una competencia por los nutrientes
ocasionando una reducción en la población parasitaria (MENDOZA, 2000).
Las temperaturas observadas en los dos sistemas de lagunaje del río Bogotá, a
pesar de no haber sido determinadas algunos días de muestreo lo que indican
que estadísticamente no sean representativas, varían según la ubicación
geográfica (en la cuenca alta de 14oC a 18o C y en la cuenca baja de 16oC a
280C). Sin embargo, son adecuadas para el desarrollo de indicadores de
contaminación parasitaria, ya que estos se desarrollan en temperaturas que
oscilan entre 150C y 400C. La temperatura óptima para el desarrollo de
microorganismos tipo parásitos son aquellas que oscilan entre 18°C y 24°C.
Según lo enuncian SOTO, (1987) y INS, (1987) las bajas temperaturas reducen
en gran medida la viabilidad y el enquistamiento de la Giardia spp durante 15
días, y la infectividad se pierde totalmente en dos semanas entre 150C - 200C y
en 5 días a 370C para el Crypstosporidium spp, hechos que harían pensar
que muy seguramente los quistes y ooquistes determinados no ocasionan
enfermedad. Lo ideal sería realizar un estudio paralelo de viabilidad.
5.8.2 Influencia de la DBO y DQO
Es muy importante conocer la cantidad de oxígeno necesario para cada
proceso. Además la cantidad de oxígeno producido debe ser suficiente para
efectuar reacciones como la oxidación de la materia orgánica (remoción del
sustrato) para producir la energía necesaria para la síntesis, la respiración
endógena de los microorganismos y si es posible la nitrificación.
Por lo general, se considera las dos primeras reacciones, es decir, la demanda
de oxígeno para la remoción de DBO (solo la materia carbonácea). La
demanda de oxígeno del desecho para remoción de DBO es igual a la
demanda de oxígeno producida por la materia oxidada.
La demanda de oxígeno de las aguas residuales se debe a que la materia
orgánica carbonosa es usada como fuente de alimento por los
microorganismos aerobios (MENDOZA,2000). Cuando la DBO es elevada
indica que existen en las aguas residuales mayor cantidad de microorganismos
que requieren de dicho oxígeno para la descomposición de la materia orgánica.
Este hecho no les favorece a los parásitos porque al ser microorganismos
aerobios las condiciones de oxígeno disminuyen para ellos.
La DQO de un agua residual suele ser mayor que su correspondiente DBO,
siendo esto debido al mayor número de compuestos cuya oxidación tiene lugar
por vía química frente a los que se oxidan por vía biológica. Por otra parte la
demanda química de oxígeno DQO tiene por objeto medir la oxidación del
agua residual o más precisamente oxidar todos los compuestos orgánicos en
gas carbónico y agua (MELCAFT, 1995).
Cuando las condiciones de DQO son elevadas indican que las aguas
residuales contienen gran cantidad de compuestos de origen muy
probablemente industrial o agrícola como pesticidas o plaguicidas que pueden
afectar las condiciones de viabilidad de los parásitos.
5.8.3 Influencia de la Conductividad
Se entiende por conductividad la medida indirecta de la concentración de
sólidos disueltos totales. La conductividad es la cantidad de iones disueltos en
el agua, es decir la capacidad de un cuerpo de agua para conducir la corriente
eléctrica, entonces al haber una alta conductividad en el agua hay una elevada
concentración de sólidos disueltos, siendo así la conductividad una alternativa
para medir indirectamente la concentración de sólidos disueltos.
La conductividad del agua depende de la presencia de iones y de su
concentración total, movilidad, valencia y concentraciones relativas, así como
de la temperatura de la medición (APHA, 1995).
Cuando las aguas residuales presentan valores de conductividad altos puede
deberse a muchos factores: como presencia de iones o sales si las aguas son
principalmente de origen industrial y que pueden afectar al crecimiento de
microorganismos (METCALF,1995) principalmente Giardia spp y
Cryptosporidium spp, ya que estos iones disueltos en el agua puede
ocasionar efectos osmóticos, toxicidad y en algunos casos disminución de la
viabilidad. Pero si la conductividad se debe a la presencia de sólidos
suspendidos puede favorecer la sedimentación de dichos microorganismos.
5.8.4 Influencia de los sólidos disueltos totales
Los sólidos disueltos totales están compuestos de moléculas orgánicas e
inorgánicas e iones en disolución en el agua (ICONTEC, 1989). Los
constituyentes orgánicos tales como el calcio, sodio y los sulfatos llegan a
las aguas con los vertidos de tipo industrial. Los sólidos disueltos aumentan
la dureza, modifican el pH del agua, lo que dificulta el crecimiento de los
microorganismos. Aunque es coveniente aclarar el tipo de sólidos disueltos
ya que como se mencionó anteriormente favorecen la sedimentación de los
parásitos en los sistemas de lagunaje.
5.8.5 Influencia de las precipitaciones
La variabilidad y el cambio del clima en las regiones no han sido asunto de
mucho estudio en la transmisión de las enfermedades. La lluvia y la
escorrentía han sido asociadas con erupciones individuales de
enfermedades hidrícas causadas por patógenos de procedencia feco – oral
(ROSE,2000).
El clima de la tierra es un sistema dinámico y complejo que involucra la
radiación solar e interacciones entre la atmósfera, tierra y masas del agua.
Tal es el caso de la precipitación que parece tener un mayor efecto en la
calidad del agua, al punto que es quien origina de forma indirecta las
enfermedades, haciendo que exista una degradación mayor en la calidad
del agua. Bien se sabe que más del 60% de los residuos urbanos se
transportan durante las tormentas (GIBSON III, 1998).
Estudios realizados en Pensilvania demostraron que la Giardia spp y el
Cryptosporidium spp en los arroyos urbanos en tiempos de sequía,
presentan concentraciones que van de 5 a 105 quistes/100L y de 13 a
6,579 ooquistes/100L respectivamente. Sin embargo, durante el tiempo de
lluvia se observan concentraciones que van desde 250 a 40,000
ooquistes/100L y de 9,00 a 283,000 quistes/100L respectivamente. Estas
concentraciones se vieron en afluentes que afectan el suministro de agua
de una localidad. Todo esto era debido a la escorrentía y a las
suspensiones en el fondo del río, ocasionados por sedimentos de desagüe
de la tormenta (ROSE, 2000; GIBSON III, 1998).
El promedio de precipitación fue de 0.18 mm y 2.94 mm en Chocontá y
Anapoima respectivamente. Las precipitaciones pluviales tuvieron influencia
sobre la Giardia spp y el Cryptosporidium spp provocando en estos
parásitos una mayor adherencia o afinidad por los sólidos arrastrados por
las lluvias que se produjeron en algunos días. Es de aclarar que la
concentración de los parásitos se ve afectada por la dilución ocasionada por
las lluvias sobre la laguna.
6. CONCLUSIONES
• El análisis parasitologico realizado en los sistemas de lagunaje de los
municipios de Chocontá y Anapoima han mostrado la presencia de quistes
de Giarda spp y Cryptosporidium spp por medio de inminufluorescencia
directa.
• Según los datos obtenidos se pudo determinar la eficacia de los sistemas
de lagunaje de la cuenca alta y baja del río Bogotá con enfasis en la
reducción de Giardia spp y Cryptosporidium spp con valores que van
desde 5.56 UL hasta 6.54 UL para la Giardia spp y 1.73 UL a 1.15 UL para
Cryptosporidium spp en Chocontá, y para Giardia spp de 5.82 UL a 7 UL y
de 2.34 UL a 0.63 UL de Cryptosporidium spp en Anapoima.
• El análisis comparativo de los efluentes de las dos plantas de tratamiento
estudiadas ha evidenciado, desde un aspecto cuantitativo, una mayor carga
parasitaria de quistes en 17 muestras, en términos generales, en la planta
de Chocontá desde el punto de vista cualitativo, ambas plantas depuradoras
han presentado en sus efluentes las mismas especies parasitaria Giardia
spp y Cryptosporidium spp, por lo que podríamos decir que la existencia de
animales ( gallinas, cerdos y vacas principalmente) de granja en las
poblaciones en la zona de Chocontá parece ejercer una aparente influencia
sobre la presencia de Giardia spp y Cryptosporidium spp detectados en
dichas planta.
• El número promedio de quistes de Giardia spp es de 2.42 UL/ 1000ml a la
salida detectados en los efluentes de la depuradora de Chocontá es muy
alto en aguas residuales depuradas que se reutilizan para riego de cultivos;
en este sentido, los efluentes de las dos plantas estudiadas no podrían ser
reutilizados en agrícultura con un riesgo para la salud humana, en lo que
respecta a las parasitosis por Giardia spp y Cryptosporidium spp que se
podrían transmitir según MENDOZA 2000.
• La presencia de Giardia spp y Cryptosporidium spp en sistemas de
lagunaje, demuestran un factor de contaminación continuo de tipo
doméstico.
• Los indicadores parasitarios demostraron su cumplimiento con gran parte
de las condiciones de un buen indicador, concentraciones constantes,
presentes en todos los lugares de contaminación fecal, son resistentes a
condiciones adversas y los métodos para el análisis son rápidos,
económicos y no implican riegos.
• Al determinar y cuantificar la concentración de estos parásitos en los
sistemas de lagunaje y al investigar en los Hospitales de los dos municipios
estudiados la existencia de casos de diarrea producidos por dichos
microorganismos (Giardia spp y Crypstosporidium spp) se buscaba que
existiera una correlación tipo parásito Vs diarrea y no se pudo establecer
una relación, debido a que la población cuando comienza a presentar
síntomas de diarrea no acude al centro de salud de inmediato, impidiendo
de esta manera que dicho centro hospitalario tenga un estadística referente
al número total de casos ocasionadas por la utilización de aguas residuales.
• Uno de los problemas más serios en Anapoima es la ocurrencia de flotación
de lodo o bulking. Este fenómeno indica que el lodo formado tiene
dificultades de sedimentación y por el hecho de estar flotando, puede ser
descargado con el efluente final, disminuyendo la eficiencia del sistema de
tratamiento.
• En las lagunas facultativas, la remoción y la muerte de los indicadores
parasitarios esta influenciado por los parámetros fisico-químicos (DBO,
DQO, SDT y conductividad.
• El tiempo de retencción hidraúlica de las aguas residuales dentro de la
laguna es sin duda, un factor decisivo, que determina la eficiencia del
sistema.
• La disminución en la concentración de parásitos a la salida de las plantas
puede deberse, al tiempo de retención hidraúlica, la adherencia de los
microorganismos a los sedimentos, la temperatura y el pH.
• Si analizamos el problema del funcionamiento de las plantas de tratamiento
para aguas residuales en Colombia, todavía la falta mucha aplicabilidad de
los principios básicos de la ciencia y de la ingeniería a los problemas de
control de las aguas contaminadas. El objetivo final de toda planta de
tratamiento es la gestión del agua residual y la protección del medio
ambiente empleado medidas conformes a las posibilidades e inquietudes
económicas, sociales y políticas.
• Las plantas de tratamiento de Choconta y Anapoima no cumplen con lo
establecido por el artículo 71 del 24 de junio de 1984, para el manejo,
administración y control del recurso hídrico.
• Para reducir o eliminar el riesgo sanitario proveniente del uso agrícola de
aguas residuales, se pueden tomar cuatro medidas de protección: el
tratamiento de aguas residuales, las restricción de cultivos en campos
regados con agua residual, el control de la exposición humana a aguas
residuales, y los modos de aplicación.
• Las aguas residuales domésticas casi siempre contienen huevos de
helmintos y quistes de protozoos. Las concentraciones de ambos
encontrados en la literatura varían mucho. Esto debido a situaciones
locales, como el número de portadores en la comunidad, o a la presencia en
el agua residual de aguas procedentes de un matadero.
7. RECOMENDACIONES
• Sería recomendable revisar las normas que rigen la calidad
microbiológica del agua en el país, para actualizar los métodos y
parámetros por los cuales se rigen, dando importancia a los parásitos
que están tomando auge a nivel sanitario.
• Realizar un estudio comparativo que incluya viabilidad de Giardia spp y
Cryptosporidium spp, para conocer si la concentración de quistes y
ooquistes son infectivos y pueden ocasionar enfermedades de origen
hídrico.
• Para evaluar la calidad parasitológica de las aguas residuales, no
deberá descartarse la posibilidad del uso de indicadores parasitarios
como Giardia spp y Cryptosporidium spp ya que podría ser una
buena opción alterna o paralela para control de aguas residuales.
• En la mayoría de países en desarrollo como Colombia, las fuentes de
agua rural tienen gran concentración de microorganismos de origen
fecal, bajo esas condiciones los servicios de vigilancia deberían
replanterase los parámetros para medir la calidad del agua incluyendo o
aplicando técnicas para el aislamiento de parásitos.
• La calidad microbiológica del agua en la mayoría de los casos es medida
por medio del uso de indicadores bacterianos de contaminación fecal
dejando de lado otro tipo de microorganismos como parásitos que
podrían proporcionar información valiosa sobre las aguas residuales.
Algunos de los indicadores actualmente empleados han demostrado que
no proveen información acerca de la existencia de otro tipo de
microorganismos como los virus, entre otros.
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ANEXO I
MATERIALES PARA EL METODO DE FLOCULACION INORGANICA POR
CLORURO DE CALCIO PARA 2 Y 10 LITROS DE AGUA RESIDUAL
Reactivos
- Aguas residuales
- CaCl2 1M
- NaHCO3 1M
- NaOH 2M para ajustar el pH a 10.
- Tween 80 0,01 %
- Acido Sulfámico 10% P/V
- PBS pH 7.4
- Kit Meryfluor para Giardia sp y Cryptosporidium sp.
Material de vidrio
- 2 Vasos precipitados de 400 ml
- Pipetas de 20 ml
- Laminas
Material de plástico
- 1 Garrafon plásticos de 2 Litros.
- 1 Garrafon plástico de 10 Litros.
Otros
- Manguera de caucho
- Pipeteador
Equipos
- Centrífuga
- Microscopio de fluorescencia
- Medidor de pH
- Papel indicador universal.
Concentración de la muestra por el método de floculación inorgánica por
Carbonato de Calcio
- Recoger 2 litros de agua (entrada) o 10 litros de agua (salida)
respectivamente, en bidones limpios y procesar inmediatamente o
conservar a baja temperatura.
- Añadir por cada 2 litros de muestra, 20 ml de Cloruro de calcio 1M y 20 ml
de Bicarbonato de sodio 1M.
- En agitación, ajustar el pH a 10 con Hidróxido de sodio 2M. ( Nunca corregir
el pH con ácido)
- Decantar durante 4 horas a temperatura ambiente.
- Pasadas las 4 horas, retirar el sobrenadante, intentando no aspirar el
precipitado blanco (carbonato de calcio).
- Retirar el precipitado del bote en que se ha realizado el proceso de
concentración y dispensarlo en tubos de centrifuga de 10ml.
- Lavar el recipiente en que se ha realizado la concentración con 10 ml de
ácido sulfámico al 10% (P/V) por cada 2 Litros de agua . El volumen de
ácido sulfámico utilizado en el lavado decantarlo en el tubo de centrifuga
que contiene el precipitado. Realizar el proceso de lavado 2 veces.
- Una vez lavado el recipiente con ácido sulfámico, realizar un lavado con 10
ml de PSB al 0.01%, Tween 80 (V/V) para cada 2 litros de agua . Decantar
el volumen dentro del tubo de centrifuga.
- Disolver el precipitado (contenido del tubo de centrifuga) con el volumen de
ácido sulfámico necesario. Centrifugar a 3000 rpm durante 10 minutos.
- Eliminar el sobrenadante ( ácido) dejando un poco de volumen para evitar
perder el pelet presente.
- Transferir el volumen a tubos de 10 ml asegurándose de no perder
precipitado. Realizar un lavado del tubo de centrifuga de 10 ml con PBS a
pH 7.4.
- Añadir PBS pH 7.4 en el tubo de centrifuga de 10 ml, resuspendiendo el
pelet de manera que se realice un buen lavado y centrifugar 10 minutos a
3000 rpm.
- Repetir el lavado del tubo de centrifuga con PBS a pH 7.4 ( Estos lavados
se realizan para eliminar la acidez de la muestra, neutralizando el pH.
Nunca utilizar hidróxido de sodio para neutralizar el pH ya que se correría
el riesgo de que se formara carbonato de calcio, perdiéndose la muestra)
- Una vez realizados los dos lavados, comprobar que el pH está neutralizado.
En caso contrario realizar un tercer lavado.
- Finalmente obtener un volumen final de 15 Ul que será usado en la técnica
de inmunofluorescencia directa.
ANEXO II PROTOCOLO DE FLOCULACIÓN INORGANICA POR CLORURO DE
CALCIO PARA 2 LITROS DE AGUA
2 Litros agua residual + 20 ml CaCl2 1M +20 ml NaHCO3 1M En agitación
Ajustar el pH a 10 con NaOH 2M
Decantar durante 4 horas a temperatura ambiente
Eliminar el sobrenadante por aspiración
Separación del floculo
Retirar el precipitado del bote e que se ha realizado el proceso de concentración y dispensarlo en tubos de centrifuga. Lavar 2 veces el recipiente donde se ha realizado la
concentración con 10 ml de ácido sulfámico al 10% (P/V) y decantarlo en tubos de centrifuga
Una vez lavado el recipiente con ácido sulfámico, realizar un lavado con 10 ml de PBS al 0.01% Tween 80 (V/V). Decantarlo en los tubos de centrifuga .
Disolver el precipitado (contenido del tubo de centrifuga) co n el volumen de ácido súlfamico necesario (aproximadamente 40 ml)
Centrifugar a 3000 rpm durante 10 min
Eliminar el sobrenadante, dejando un poco de volumen para evitar perder el pelet
presente
Transferir el volumen a tubos de centrifuga de 10ml asegurandose de no perder
precipitado. Si se cree opotuno se puede realizar un lavado del tubo de centrifuga de 10 ml con 9 ml de PBS a pH7.4
Lavar 2 veces con 6ml de PBS a pH 7.4
Centrifugar a 3000 rpm X 10 minutos
Comprobar que el pH sea 7.0, de lo contrario realizar un nuevo lavado con PBS pH 7.4
Detección de los quistes y ooquistes por Inmunofluorescencia Directa
ANEXO III PROTOCOLO DE FLOCULACIÓN INORGANICA POR CLORURO DE
CALCIO PARA 10 LITROS DE AGUA
10 Litros agua residual + 100 ml CaCl2 1M +100 ml NaHCO3 1M En agitación
Ajustar el pH a 10 con NaOH 2M
Decantar durante 4 horas a temperatura ambiente
Eliminar el sobrenadante por aspiración
Separación del floculo
Retirar el precipitado del bote e que se ha realizado el proceso de concentración y dispensarlo en tubos de centrifuga. Lavar 2 veces el recipiente donde se ha realizado la
concentración con 50 ml de ácido sulfámico al 10% (P/V) y decantarlo en tubos de centrifuga
Una vez lavado el recipiente con ácido sulfámico, realizar un lavado con 50 ml de PBS al 0.01% Tween 80 (V/V). Decantarlo en los tubos de centrifuga .
Disolver el precipitado (contenido del tubo de centrifuga) con el volumen de ácido súlfamico necesario (aproximadamente 200 ml)
Centrifugar a 3000 rpm durante 10 min
Eliminar el sobrenadante, dejando un poco de volumen para evitar perder el pelet
presente
Transferir el volumen a tubos de centrifuga de 10ml asegurandose de no perder
precipitado. Si se cree opotuno se puede realizar un lavado del tubo de centrifuga de 10 ml con 45 ml de PBS a pH7.4
Lavar 2 veces con 6ml de PBS a pH 7.4
Centrifugar a 3000 rpm X 10 minutos
Comprobar que el pH sea 7.0, de lo contrario realizar un nuevo lavado con PBS pH 7.4
Detección de los quistes y ooquistes por Inmunofluorescencia Directa
ANEXO IV
INMUNOFLUORESCENCIA DIRECTA
Fundamento kitt Merifluor para Giardia sp y Cryptosporidium sp.
La técnica de inmunofluorescencia directa consiste en la unión del antígeno o
anticuerpo marcado con isotioscianato de fluoresceína a su anticuerpo o
antígeno, respectivamente y la detección del producto marcado mediante el
microscopio de fluorescencia.
Cuando un microorganismo, tal como un parásito, invade un espacio corporal,
activa una cantidad de respuesta inmune, que originan clones de células
plásmaticas, cada uno de los cuales produce un anticuerpo diferente . Como
sabemos, la superficie de un parasito contiene una variedad de proteínas,
polisacaridos, lipoproteínas y lipopolisacaridos que son inmunógenas para el
huésped.
Merifluor contiene una mezcla de FITC (isotioscianato de fluoresceína) unido a
niveles de anticuerpos monoclonales dirigidos contra los antígenos de
ooquistes de Cryptosporidium sp y quistes de Giardia sp presentes en la
muestra (agua residual).
Los anticuerpos monoclonales producidos por una sola clona de células B,
presentan la misma especificidad y afinidad siempre y permiten una mayor
reproducibilidad en las pruebas.
Procedimiento
- Utilizar una asa para transferir una gota de muestra en un pozo, extenderla
completamente, teniendo cuidado de no rayar la superficie al deslizar o
extender la muestra.
- Realizar el mismo procedimiento con los pozos de control positivo y control
negativo.
- Dejar secar a temperatura ambiente (aproximadamente 30 minutos).
- Colocar una gota del reactivo de detección y una gota de reactivo de
contraste en cada pozo.
- Mezclar los reactivos con un aplicador y extenderlos sobre el pozo
completamente teniedo cuidado de no rayar la superficie de la lamina.
- Incubar en cámara humeda oscura durante 30 minutos a temperatura
ambiente.
- Use una botella de lavado ( 2.5ml de buffer con 47.5ml agua destilada) para
quitar el exceso del reactivo de detección y el reactivo de contraste; no
sumerga en la solución de lavado para evitar que el especimen o controles
se contaminen.
- Remover el exceso de buffer por el borde de la lamina en un papel
absorbente, no deje secar.
- Adicionar una gota de medio de montaje a cada pozo y colocar una
laminilla.
- Visualizar cada pozo completamente usando 100X - 200X de magnificación.
ANEXO V INMUNOFLUORESCENCIA DIRECTA
Depositar 15 Ul del especimen contenido en la solución de ooquistes sobre el pozo de la lámina
Secar a temperatura ambiente aproximadamente 30 minutos
Agregar reactivo de contraste y reactivo de detección
Colocar en cámara húmeda oscura durante 30 minutos
Lavar con solución Buffer
No dejar secar
Depositar una gota de solución de montaje y colocar una laminilla
Examinar al microscopio de inmunofluorescencia con objetivo de 100-200 X.
DETERMINACIÓN Y CUANTIFICACION DE Cryptosporidium spp Y Giardia spp COMO INDICADORES DE CONTAMINACIÓN PARASITARIA EN
SISTEMAS DE LAGUNAJE Betty Manzano Torrado, Luz Adriana Moreno Bernal, Carmen Inés Mora y Claudia Campos
ABSTRACT The increase of the man's population world and constant intervention in the environment is altering the quality of the residual waters, with discharges pollutants and returning more and more scarce the resources natural hÍdricos. The available reservations are impacted more and more, affecting their self-purification capacity. The discharges of municipal residual waters contaminate the aquatic bodies with organisms patogens and they transform them in vehicles of transmission of infectious illnesses. One of the most important aspects in the aquatic microbiology is the study of the contamination of the waters with microorganisms patogens that cause intestinal infections. Thi s study presents the procedures and some basic knowledge for the determination and quantification of indicators of parasitic contamination as Giardia spp and Cryptosporidium spp in systems of lagunaje of the Bogotá river corresponding to the basins discharge (Municipality of Chocontá) and it lowers (Municipality of Anapoima) who make part of a system of treatment of residual waters for Lagoons of Stabilization, natural system of treatment of minimum cost of operation, recognized worldwide as the most adaptive to all the economic capacities of populations of few financial resources. In the determination and quantification of these parasites: Giardia spp and Cryptosporidium spp carried out on treatment of residual waters, for stabilization lagoons, were considered as factors of important influence on the process, among other, the following ones: DBO. DQO, SDT, conductivity, temperature and precipitation providing the following results the concentration average in the high basin and it lowers in logarithmic uni ts (UL) of Giardia spp he/she went from 2.42 to 5.56 UL, while the Cryptosporidium spp went from 1.15 to 1.73 UL below the previous ones, indicating a permanent contamination of domestic type that can arrive waters under the one poured and to be deposited in the silts. RESUMEN El aumento de la población mundial y constante intervención del hombre en el medio ambiente están alterando la calidad de las aguas residuales, con descargas contaminantes y volviendo cada vez más escasos los recursos hídricos naturales. Las reservas disponibles son impactadas cada vez más, afectando su capacidad de autopurificación. Las descargas de aguas residuales municipales contaminan los cuerpos acuáticos con organismos
patógenos y los transforman en vehículos de transmisión de enfermedades infecciosas. Uno de los aspectos más importantes de la microbiología acuática es el estudio de la contaminación de las aguas con microorganismos patógenos que causan infecciones intestinales. Este estudio presenta los procedimientos y algunos conocimientos básicos para la determinación y cuantificación de indicadores de contaminación parasitaria como Giardia spp y Cryptosporidium spp en sistemas de lagunaje del Río Bogotá correspondientes a las cuencas alta ( Municipio de Chocontá) y baja ( Municipio de Anapoima), quienes hacen parte de un sistema de tratamiento de aguas residuales por Lagunas de Estabilización, sistema natural de tratamiento de costo mínimo de operación, reconocido mundialmente como el más adaptable a todas las capacidades económicas de poblaciones de pocos recursos financieros. En la determinación y cuantificación de estos parásitos: Giardia spp y Cryptosporidium spp realizado sobre tratamiento de aguas residuales, por lagunas de estabilización, se consideraron como factores de influencia la DBO, DQO, SDT, conductividad, temperatura y precipitaciones proporcionando los siguientes resultados: la concentración promedio en la cuenca alta y baja en unidades logarítmicas (UL) de Giardia spp fue de 2.42 a 5.56 UL, mientras que el Cryptosporidium spp fue de 1.15 a 1.73 UL por debajo de los anteriores, indicando una contaminación permanente de tipo doméstico, que puede llegar aguas abajo del vertido y depositarse en los sedimentos. _______________________________________________________________ INTRODUCCIÓN El agua es un recurso indispensable para la supervivencia del hombre. A través de los años con el aumento de la población y el manejo inadecuado el recurso hídrico disponible se ha agotado y contaminado con descargas, perdiendo características que lo hacen apto para el consumo u otras actividades y volviendo cada vez más escasos los recursos hídricos naturales (REVISTA FASPIN, 2000). En el intestino del hombre y de los animales existen bacterias, virus, protozoarios y helmintos patógenos (transmisores de enfermedades) Muchos de ellos después de excretados con las heces, pueden sobrevivir en el medio ambiente (agua, lodo, aguas negras, suelo) e incluso multiplicarse.
Uno de los aspectos más importantes de la microbiología es el estudio de la contaminación de las aguas (superficiales y subterráneas) con microorganismos patógenos que causan enfermedades intestinales. El suministro de agua microbiológicamente segura es uno de los principales propósitos del saneamiento, así como preservar de la contaminación y de la polución de las aguas en general. En las enfermedades que siguen la ruta oral-fecal, el contagio ocurre desde el material fecal contaminado hasta la boca de una persona sana, que será el nuevo huésped. Para esto es necesario establecer barreras múltiples de protección. (MENDOZA, 2000) Debido a esto se requieren
mecanismos de depuración y control más eficaces para asegurar y determinar su calidad. La utilización del agua residual comporta un riesgo sanitario asociado a la presencia de agentes patógenos que conlleva a que exista una probabilidad de enfermedad en la población por agentes patógenos.
La calidad de las aguas del río Bogotá ha sido afectada por las descargas de aguas negras de los asentamientos urbanos en su cuenca, especialmente en Bogotá (polución biológica), por los vertimientos de las aguas residuales industriales (polución química, mineral y orgánica) y por los aportes de materiales sólidos insolubles en el agua (polución física) a las redes de drenaje natural y/o artificial. (CAR, 1999) Las poblaciones que viven cerca al Río Bogotá están expuestos a los poluctantes de origen hídrico a través de una gran variedad de mecanismos. El consumo de agua tratada o parcialmente tratada es la ruta de exposición que puede resultar en la mayor absorción de tales contaminantes. El consumo de alimentos producidos con agua de riego contaminada o provenientes de ganaderías que toman dicha agua es la segunda ruta de exposición. Finalmente, el contacto físico directo en actividades de recreación, baño o trabajo pueden también producir efectos adversos sobre la salud. (GASPAR, 1997) El agua es un recurso susceptible de contaminación por parásitos que llagan a través de las aguas residuales. Algunos de estos parásitos como la Giardia spp y Cryptosporidium spp tienen gran efecto sobre la salud pública, haciendo que la prevalencia del parasitismo intestinal en Colombia, principalmente en las áreas rurales y urbana marginal, siga siendo tradicionalmente alta debido a que
los indicadores socioeconómicos y sanitarios son deficientes. (MENDOZA,2000) La giardiasis es una infección parasitaria intestinal más común en el mundo. Se encuentra en contaminación acuática a través de quistes contenido en las excretas animales. Las manifestaciones clínicas de la Giardia spp pueden pasar en estado asintomático, con sólo dolor abdominal apacibles en algunos casos hasta estados de gastroenteritis con producción de diarrea, calambres abdominales, inflamación, flatulencias, anorexia y náuseas. Los estudios epidemiológicos, realizados a raíz de las epidemias de giardiasis ocurridas en algunos países, han enfatizado la importancia del agua de consumo como agente portador de este parasitismo. El contacto directo entre personas ha sido destacado por estudios llevados a cabo en instituciones infantiles, así como la transmisión en adultos a través de relaciones sexuales.(SOTTO, 1999) Por otra parte la cryptosporidiosis hasta el momento una parasitosis poco diagnosticada debido a que es causada por un parásito al que sólo recientemente se le ha dado importancia. Esta patología ocurre por ingestión de comida contaminada, agua contacto con materia fecal. Sus ooquistes han comenzado a tener gran importancia principalmente en pacientes con VIH, quienes generalmente experimentan una infección aguda que dura de 10-15
días, los síntomas son diferentes como calambres epigástricos apacible, náuseas, anorexia y diarrea profusa, acuosa. (INS, 1987) La transmisión de protozoos intestinales plantea un problema en particular en jardines, guarderías y escuelas donde se han documentado varias epidemias. La Giardia spp y el Cryptosporidium spp constituyen actualmente los parásitos más frecuentes en muchos países desarrollados y en vías de desarrollo. El mejoramiento de las condiciones socioeconómicas en algunos países, ha logrado disminuir la helmintiasis y otras infecciones similares, como la amebiasis y la tricomoniasis, y, sin embargo, la giardiasis y cryptosporidiosis parecen haber aumentado. (SOTTO, 1999) Son estas las razones por las cuales el tratamiento de aguas residuales tienen como objetivo la transformación de la materia orgánica en material inorgánico y la reducción o eliminación de los organismos patógenos de transmisión hídrica. Para evaluar la eficacia de la eliminación de los microorganismos por medio de los métodos de tratamiento, es necesario cuantificarlos usando técnicas simples y económicas. Es necesario también utilizar microorganismos indicadores de contaminación fecal que señalen con su presencia la contaminación por heces o por aguas residuales y, en consecuencia, riesgos potenciales para la salud pública. (MENDOZA,2000)
MATERIALES Y METODOS Los quistes de Giardia spp y los ooquistes de Cryptosporidium spp fueron investigados en muestras de aguas residuales tomados de dos sistemas de lagunaje correspondientes a las cuencas alta (Municipio de Chocontá) y baja (Municipio de Anapoima) del río Bogotá. Para dicho estudio fueron tomados dos puntos de muestreo correspondiente a la entrada y salida de cada sistema de lagunaje. El número de muestras tomadas en total fue 28 distribuido de la siguiente forma: 13 en la cuenca alta y 15 en la cuenca baja. Para el análisis parasitológico los procedimientos realizados en los sistemas de lagunaje comprendieron: Floculación de base de carbonato de calcio e inmunofluorescencia directa. Floculación a base de carbonato de calcio: Este método tiene la propiedad de utilizar sustancias coloidales para la separación de una solución espontánea por la acción de varios agentes químicos, formando pequeños floculo de donde deriva su nombre. En la floculación el carbonato de calcio el CaCL2 1m y el NaHCO3 1m, actúan como sustancias coloidales que proporcionan la obtención de ooquistes o quistes resuspendidos en el floculo formado. Para que todo esto se pueda llevar a cabo con buenos resultados es necesario la utilización de NaOH 2M, quien permite que dicha suspensión se
realice a un pH de 10, después de este procedimiento se dejan las muestras como mínimo 4 horas, se lava el recipiente donde se realizo la floculación con Acido súlfamico que actúa como detergente y PBS para ajustar el pH a 10 que permitir su visualización por inmunofluorescencia directa. El procedimiento anterior se realiza posterior a la toma de la muestra con un lapso no superior a 2 horas. Inmunofluorescencia Directa: Para el recuento de los quistes de Giardia spp y los ooquistes de Cryptosporidium spp se utilizó el Kitt Meryfluor Cryptosporidium / Giardia de la casa comercial Meridian Este tipo de procedimiento utiliza anticuerpo de tipo monoclonal dirigido contra un componente localizado en la pared de estos parásitos. Para el análisis de los parámetros físico-químicos (DBO, DQO, Temperatura y Oxígeno disuelto) y precipitaciones ocurridas durante los días en los que se llevo a cabo el muestreo, se revisaron los registros proporcionados por la CAR ( Corporación Autónoma Regional) entidad encargada por el gobierno de realizar este tipo de análisis. ANÁLISIS ESTADÍSTICO La técnica estadística utilizada para el análisis de los datos obtenidos durante la experiencia fue la t de student para muestras relacionadas; buscando verificar si hay diferencias en el número promedio de quistes
de Giardia spp y ooquistes de Cryptosporidium spp entre la salida y la entrada de los sitemas de lagunaje de Chocontá y Anapoima. Por otra parte para el análisis de las variables independientes analizadas en diferentes condiciones , en este caso los paramétros físico-químicos DBO, DQO, precipitación, temperatura, SDT, y conductividad; se utilizó la prueba binomial para dos tipos de muestras. Dicho análisis permite determinar si existe reducción por parte de la planta de tratamiento y si los valores determinados para los análisis físico-químicos influyen sobre la permanencia de los parásitos en el sistema de lagunaje. Todas las operaciones realizadas para el desarrollo del análisis estadístico, se llevaron a cabo en el programa Statistical Packaege for Social Science ( SPSS ). RESULTADOS Y DISCUSION Estos resultados fueron obtenidos por medio del uso de inmunofluorescencia directa para Giardia spp y Cryptosporidium spp. La técnica de inmunofluorescencia directa como se menciono anteriormente consiste en la unión del antígeno o anticuerpo marcado con isotioscianato de fluoresceína a su anticuerpo o antígeno respectivamente y la detección del producto marcado mediante el microscopio de fluorescencia. Este tipo de procedimiento utiliza un
anticuerpo de tipo monoclonal dirigido contra un componente localizado en la pared de estos parásitos.
FIGURA 1. Fotografía de Giardia spp por Inmunofluorescencia Fuente: Autoras, 2001.
FIGURA 2. Fotografía de Cryptosporidium spp por inmunofluorescencia Autoras, 2001. ENTRADA Y SALIDA DE LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE CHOCONTA
PROM: Promedio, MAX: máximo, MIN: Mínimo, % Reduc: % reducción. Tabla 1. Resultados promedio de los indicadores de contaminación parasitaria en la Planta de Tratamiento de Chocontá En la tabla 1 se observa que los valores promedio de Giardia spp a la entrada es de 5.56 UL, con valores máximos de 6.54 UL y mínimos de 2.82 UL. Si analizamos por otra parte las concentraciones de Giardia spp a la salida se observa un promedio de 2.42 UL con un valor mínimo de 0 UL y un valor máximo de 5.6 UL observándose además un porcentaje de reducción de aproximadamente del 65.5%. Estos resultados coinciden con los obtenidos por V, ROUQUET, 2000. Este autor analizo la incidencia de Giardia spp y Cryptosporidium spp en aguas que serían vertidas al río Sena de París. Después de realizar una serie de métodos analíticos que incluían concentración, purificación y ensayos de inmunofluorescencia a las muestras de agua, pudo observar que la cantidad de ooquistes de Cryptosporidium spp (103 - 104 / 100 L) era más baja que la concentración de Giardia spp (10 5-106 / 100L) debido a que la eliminación de dicho parásito se ve influida por la velocidad de sedimentación, estando establecida la habilidad de sedimentación por su afinidad por las partículas. Visto de otra manera estos indicadores parasitarios poseen cargas eléctricas en su membrana que al estar en contacto con las partículas
CUENCA ALTA
ENTRADA SALIDA
INDICADOR PARASITARIO
PROM UL
MÁX UL
MIN UL
PROM UL
MÁX UL
MIN UL
% REDUC
GIARDIA SPP 5.56 6.54 2.82 2.42 5.6 0 65.5
CRYPTOSPORIDIUM SPP 1.73 5.3 0 1.73 4.81 0 73.0
suspendidas en el agua generan un campo magnético que facilita la sedimentación.
Gráfica 1. Concentración de quistes de Giardia spp (UL/1000ml) a la entrada y salida de la planta de Tratamiento de Chocontá Como se observa en la gráfica 1 la reducción de quistes de Giardia spp está entre 2.82 y 6.54 UL. De la totalidad de las muestras 13, correspondientes a la entrada del sistema de lagunaje de Chocontá, los quistes de Giardia spp en la muestra 1 presentó una concentración no uniforme muy inferior al resto de los muestreos. Para las muestras 2 y 3 aún cuando se observó un incremento significativo en comparación con la muestra 1 continuaba siendo inferior el comportamiento con respecto al presentado desde la muestra 4 a la muestra 13, los cuales reflejaron una concentración de quistes de Giardia spp que oscilaba entre 5.2 UL/1000 ml y 6.54 UL/1000 ml. Estos últimos valores si se analizan con detenimiento se observa que en la mayoría de los casos pertenecían a días correspondientes a fines de
semanas, cuando la población aumenta debido a la participación en eventos religiosos, actividades recreativas y visitas al comercio, por lo tanto aumenta el caudal de vertido al alcantarillado. Se considera que este comportamiento no uniforme de la muestra 1 en comparación con las demás muestras que se comportaron de manera uniforme, se presenta porque no existieron cambios relevantes a excepción del aumento de la población que incidieran en el afluente. Por otro lado si se tiene en cuenta el valor obtenido en el primer muestreo en el cual se obtuvo un valor muy inferior con relación a los demás, muy probablemente se debió a las fuertes lluvias que provocaron dilución en la concentración del parásito de la laguna. Los datos de las lluvias fueron suministrados por la persona encargada de la planta, ya que estos datos suministrados eran más confiables que los proporcionados por la CAR, los cuales eran tomados de la estación pluvial más cercana a la planta. Según lo indicado por ROSE 2000, quien tras un estudio realizado en Pensilvania pudo comprobar que las precipitaciones tienen un mayor efecto sobre en la calidad del agua. Como se sabe que más del 60% de los residuos urbanos son transportados durante las tormentas. Esta afirmación fue demostrada a través de las concentraciones de Giardia spp y Cryptosporidium spp en los arroyos urbanos en tiempos de sequía. En este tiempo se observó
GIARDIA A LA ENTRADA Y SALIDA (CHOCONTA)
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que las concentraciones para Giardia spp van de 13 a 6579 quistes/100L y para Cryptosporidium spp de 5 a 105 ooquistes/L. Sin embargo, durante el tiempo de lluvia se observan concentraciones que van de 9000 a 283000 quistes/L para Giardia spp y de 250 a 40000 ooquistes/L para Cryptosporidium spp, estas concentraciones se vieron en afluentes que afectan el suministro de agua de una localidad. Todo esto era debido a la escorrentía y a las suspensiones ocasionadas de desagüe de la tormenta. Los resultados presentados por los quistes de Giardia spp en la salida de la planta de tratamiento de Chocontá al contrario de las concentraciones de entrada presentaron un comportamiento heterogéneo, con resultados que oscilaban entre 0 UL/1000ml y 5.6 UL/1000ml. Sin embargo, se presentaron en seis de las muestras valores de 0 UL/1000ml y en cinco muestras cuyos resultados estaban dentro de 4.8 UL/1000ml y 5.6 UL/1000ml, los dos restantes fueron de 1.8 UL/1000ml. Si analizamos la concentración de quistes de Giardia spp a la salida del muestreo 1, podemos observar que se elimina o reduce la concentración en comparación con lo que había ingresado, este hecho se podría justificar de la siguiente manera: Hay que tener en cuenta que el agua que ha sido tomada a la salida de la planta de tratamiento de Chocontá no garantiza que
corresponda al agua que entro, aún sabiendo que la planta presenta un funcionamiento estable, y que esta planta es de construcción reciente, no tiene tanta relevancia como el tiempo de retención hidráulica que corresponde al tiempo medio en que el agua permanece en el sistema, que en este caso es de 43 días. Por otra parte el día que fue tomada la muestra correspondía al lunes. La muestra fue recolectada en las horas de la mañana (9:00a.m). MENDOZA 2000 observó que existen variaciones en el caudal que entra a la planta de tratamiento y que esta variación esta relacionada con la hora del día y el día de la semana, de acuerdo con los usos y costumbres de la población, además de la temperatura y de la precipitación atmosférica de la región. Por otra parte hay que tener en cuenta los cambios morfológicos que ocurren en el parásito que de forma indirecta pueden influir en dicho resultado. Los procesos de desenquistamiento o exquistamiento son parte del ciclo de vida de la Giardia spp, ocurren en un período de 20 minutos a 41/2 horas en condiciones favorables como temperatura (SOTTO, 1985), si observamos la temperatura en esos días se encontraba alrededor de 18°C y lo ideal para que exista desenquistamiento es una temperatura entre 18°C y 21°C entre cinco y 24 días, este hecho no ocurre con frecuencia. Además, como ya se había mencionado anteriormente la planta tiene un buen funcionamiento lo que
indica que su tiempo de retención es de aproximadamente de 43 días. Si analizáramos en el tiempo el día que ingreso el agua correspondiente a la muestra 1, que esta siendo analizada a la salida, podríamos observar que corresponde a un fin de semana en donde el caudal varia por los vertidos de la población, a pesar de ser una planta construida para recibir vertidos de origen doméstico hay incidencia de otras actividades de origen agrícola y ganadero que afectan las características del afluente. El comportamiento del Cryptosporidium spp a la entrada y salida de la planta de tratamiento de Chocontá de acuerdo con lo observado en la tabla 1. podemos observar a la entrada una concentración promedio de Cryptosporidium spp de 1.73 UL, encontrándose un valor mínimo de 0 y un máximo de 5.3 UL. Si se analizan además los resultados obtenidos a la salida se puede observar que existe un porcentaje de reducción del 73%, encontrándose un valor mínimo de 0 y un máximo de 4.81 UL. Estos resultados coinciden con los resultados de estudios realizados por CARRARO 2000, quien buscaba evaluar el impacto de una planta de tratamiento a nivel municipal en la reducción de quistes y ooquistes de Giardia spp y Cryptosporidium spp respectivamente en el agua de un receptor. Observó que todas las muestras del efluente contenían concentraciones bajas de Giardia spp y Cryptosporidium spp entre
0.139 +/- 0.510 quistes/L y 0.21 +/- 0.06 ooquistes/L respectivamente. Esto se relacionó con las altas concentraciones de los anteriores parásitos observadas en el alcantarillado que oscilaban entre 53.6 +/- 68 quistes/L y 4.5 +/- 0.3 ooquistes/L, las incidencias de la mayor concentración de Giardia spp por encima de Cryptosporidium spp tanto en el afluente como en el efluente probablemente está relacionado con la contribución de descargas de origen humano. Este estudio indica que las plantas de tratamiento tienen impacto en la reducción de Giardia spp y Cryptosporidium spp en aguas residuales contaminadas.
Gráfica 2. Concentración de ooquistes de Cryptosporidium spp (UL/1000ml) a la entrada y salida de la planta de Tratamiento de Chocontá. En la gráfica 2 se puede observar las concentraciones de Cryptosporidium spp. Del total de las muestras el 62% obtuvo una concentración de 0 UL/1000 ml y el 38% restante correspondía a una concentración de ooquistes de Cryptosporidium spp que oscilaba
CRYPTOSPORIDIUM ENTRADA Y SALIDA DE CHOCONTA
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entre 3.2 UL/1000 ml y 5.3 UL/1000ml. Cuando se observaron valores de 0 UL/1000ml en el análisis de las muestras por medio de Inmunofluorescencia Directa es por que muy posiblemente ocurrió alguno de los siguientes hechos:
• La sensibilidad de la técnica es más baja que la cantidad de parásitos que realmente existen en el punto de muestreo, en el momento de la toma de la muestra de entrada no existió un vertido importante por parte del matadero y del municipio a las aguas del alcantarillado.
• el día en que fueron tomadas las muestras influye, porque todos los días no se presentaban las mismas condiciones (población, hora, actividades cotidianas)
• El agua que fue recogida a la salida no garantiza que corresponda al agua de entrada porque hay que tener en cuenta las precipitaciones y el tiempo de retención hidráulica de la laguna. Lo ideal había sido conocer el tiempo de retención hidráulica y tomar dos muestras: en tiempo 0 y a los 43 días en Chocontá y a los 15 días en Anapoima, sin embargo obviamos esto debido a que el funcionamiento de la laguna es estable. Lo que hace suponer que el agua que sale a sido sometida al mismo
tiempo de tratamiento durante el tiempo que se hizo la evaluación.
Si se analiza por otra parte la concentración de ooquistes de Cryptosporidium spp a la salida de la planta de tratamiento de Chocontá, en la mayor parte de las muestras se observaba una reducción del 88.3%. Pero si se analizan las muestras 4 y 6 la cantidad de ooquistes a la entrada era baja pero cuando se observaba la salida existía mayor reducción de lo que inicialmente ingresaba. Este fenómeno ocurría por mecanismos muy similares a los ya expuestos para la Giardia spp. ENTRADA Y SALIDA DE LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE ANAPOIMA
PROM: Promedio, MAX: máximo, MIN: Mínimo, % Reduc: % reducción Tabla 2. Resultados promedio de los indicadores de contaminación parasitaria en la Planta de Tratamiento de Anapoima De acuerdo a la tabla 2 podemos observar que para Giardia spp a la entrada del sistema de lagunaje se observan unos valores que oscilan entre 0 y 7.1 UL con un promedio de 5.82 UL , pero si observamos la
CUENCA BAJA
ENTRADA SALIDA INDICADOR PARASITARIO
PROM UL
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MIN UL
% REDUC
GIARDIA SPP 5.82 7.1 0 1.77 5.88 0 53.8 CRYPTOSPORI- DIUM SPP 2.34 5.3 0 0.63 4.81 0 53.3
salida es evidente la reducción del parásito en un 53.8%.
Gráfica 3. Concentración de quistes de Giardia spp (UL/1000ml) a la entrada y salida de la planta de Tratamiento de Anapoima. En la gráfica 3 podemos observar las concentraciones de Giardia spp a la salida y entrada de la planta de tratamiento de Anapoima. Las concentraciones de Giardia spp a la entrada de la planta de tratamiento presentan un comportamiento homogéneo que oscila entre 5.3 UL/1000 ml y 6.6 UL/1000 ml para las quince muestras en total, excepto la concentración obtenida en la muestra 3 que presentó valor de 0 y que al igual que para los valores anteriores tiene la misma justificación. El comportamiento homogéneo confirma que existe una contaminación permanente de origen fecal. Además si analizamos con detenimiento las concentraciones son muy similares en todos los puntos de muestreo, hecho debido a que reciben todos los vertidos provenientes de fincas
ganaderas, del matadero del pueblo, aumento de la población, además la temperatura proporcionada es la adecuada para la proliferación de microorganismos como la Giardia spp, sin dejar de lado la incidencia de moscas de la región que mantienen viables los quistes por 24 horas y algunas especies de cucarachas que sirven de reservorio por varios días según un estudio realizado por el INS en 1985. Si analizamos las concentraciones de Giardia spp a la salida de la planta de tratamiento, para diez de las muestras la reducción fue del 100% y para las cinco muestras restantes los resultados se encontraron entre 4.81 UL/1000 ml y 5.8 UL/1000 ml. Estos valores comparados con los encontrados a la entrada presentan una reducción entre el 11% y el 28%. Esto se debió a que la temperatura se encontraba entre 16°C y 28°C lo que facilitaba el enquistamiento según lo indicado por SOTTO en 1985. Pasemos ahora a analizar el comportamiento del Cryptosporidium spp a la entrada y salida de la planta de tratamiento de Anapoima. De acuerdo con lo observado en la tabla 2 podemos observar que a la entrada el Cryptosporidium spp tienen una concentración promedio de 2.34 UL, con un valor mínimo de 0 y un máximo de 5.3 UL. En comparación con los resultados obtenidos a la salida se puede apreciar una reducción del 53.3% y los valores
GIARDIA A LA ENTRDA Y SALIDA (ANAPOIMA)
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mínimos de 0 y los máximos de 4.81 UL si se analizan con los de entrada se puede observar que son bien bajos. En estos datos se puede observar que hay una coincidencia con lo anteriormente expuesto por CARRARO, 2000.
Gráfica 4. Concentración de ooquistes de Cryptosporidium spp (UL/1000ml) a la entrada y salida de la planta de Tratamiento de Anapoima. En la gráfica 4 se puede observa las concentraciones de ooquistes de Cryptosporidium spp. El comportamiento estuvo dividido en un 53% de las muestras originando valores de 0 UL/1000ml y en el 47% restante tuvo unas oscilaciones entre 4.8 UL/1000ml y 5.1 UL/ 1000ml. Si analizamos las muestras podemos observar que se presenta un comportamiento irregular. Cuando se observaron valores de cero, pudo deberse a los mismo hechos ya mencionados en la salida de la planta de tratamiento de Chocontá. Además, en algunos casos para que exista Cryptosporidium spp debe coexistir con otro patógeno tipo Rotavirus según lo afirma el INS en
1985, pero cuando hablamos del 47% restante se observó una relación con la cantidad de sólidos suspendidos y sólidos disueltos totales que tenían concentraciones elevadas sobre los cuales el parásito se pudo adherir debido a las mismas circunstancias ocurridas en Chocontá para dicho parásito. Este hecho tiene relación con los resultados obtenidos por MORRIS, 2000 quien observó en aguas de ríos de Gran Bretaña que la cantidad de ooquistes de Cryptosporidium spp se encuentran asociados con la turbiedad y la cantidad de sólidos suspendidos hasta tal punto que puede ser un medio para medir la incidencia del parásito. Pero si se analiza desde el punto de vista de ROMERO en 1998, si este tipo de sólidos suspendidos en una laguna de estabilización logra producir biomasa sedimentable, fácil de retener, el efluente será de muy buena calidad, claro que hay que tener en cuenta que la antigüedad de la planta de tratamiento de Anapoima no permite que este fenómeno ocurra debido al tiempo de retención hidráulica que no es el suficiente para sedimentar. La cantidad de vacacionistas que recurren a este tipo de lugares por su clima como es el municipio de Anapoima ocasionan un aumento en la demanda de desechos de origen doméstico. Por otro lado la cantidad de Cryptosporidium spp a la salida fue de un 100% en ocho de las 15 muestras, lo que indica que existe
CRYPTOSPORIDIUM ENTRADA Y SALIDA DE ANAPOIMA
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ENTRADA SALIDA
un buen porcentaje de reducción por parte de la planta. Cuando se analizó la muestra 12 se observó la misma cantidad de ooquistes a la entrada y salida. Sin embargo, no podemos decir que no hubo reducción, ya que el agua que salió es un agua que entro hace quince días a la planta de tratamiento, esto fue debido como ya habíamos mencionado anteriormente a muchos factores que influyen en la reducción de microorganismos. Podemos suponer que al igual que las bacterias y los huevos de helmintos factores como la temperatura, el tiempo de retención hidráulica, adherencia de los microorganismos a los sedimentos y el pH influyen en la reducción de ooquistes de Cryptosporidium spp. La planta recibe muchos vertidos de diversos orígenes especialmente doméstico y de otras actividades relacionadas con la agricultura. Un factor importante en la eliminación de parásitos del tipo Giardia spp y Cryptosporidium spp es la existencia de los UASB en la planta de tratamiento de Anapoima. Este reactor de tipo anaerobio permite más rápidamente la oxidación bioquímica de las aguas de origen industrial, al poseer bacterias de tipo anaerobio que rompen los enlaces químicos y principalmente aquellos que contienen el ión oxígeno facilitando la degradación de la materia y la eliminación de los microorganismos aeróbios o heterótrofos facultativos como es el caso de la Giardia y el Cryptosporidium.
En este proceso, el residuo que se quiere tratar se introduce por la parte inferior del reactor. El agua residual fluye en sentido ascendente a través de un manto de fango constituido por gránulos o partículas formadas biológicamente. El tratamiento se produce en ponerse al entrar en contacto el agua residual y las partículas. Los gases producidos en condiciones anaerobias (principalmente metano y dióxido de carbono) provocan una circulación interior, que colabora en la formación de y mantenimiento de los gránulos. Parte del gas generado dentro del manto de fango se adhiere a las partículas biológicas. Tanto el gas libre como las partículas a las que se ha adherido gas, asciende hacia la parte superior del reactor. Allí, se produce la liberación del gas adherido a las partículas, al entrar éstas en contacto con unos deflectores desgasificadores (METCALF, 1995). Los lodos producidos en las plantas de tratamiento pueden ser digeridos en reactores anaerobios. En este caso, la eficiencia en la eliminación de los patógenos depende de la temperatura y del tiempo de retención. Digestores anaeróbicos que operan como sistemas cerrados, donde toda la masa de lodo esta a una temperatura constante durante un tiempo fijo preestablecido, pueden eliminar todos los microorganismos, si la temperatura es de 500C y el tiempo de permanecía es de 13 días. Cuando la temperatura disminuye a
32oC y el tiempo de permanecía aumenta a 28 días, ocurre la eliminación de virus y protozoarios y permanecen algunas bacterias y huevos de helmintos. En condiciones de temperatura ambiente, solo son eliminados algunos protozoarios después de algunos meses. En los lechos de secado, períodos de 2 a 3 meses pueden eliminar virus y bacterias y eventualmente protozoarios, si las temperaturas son superiores a 200C. Los efluentes de lagunas de estabilización en lagunas en serie, con tiempos de retención hidráulica inferior a diez días presentan parásitos. Cuando este tiempo se aumenta a veinte días, estos desaparecen del efluente MENDOZA, 2000. INFLUENCIA DE LOS PARÁMETROS FISICO-QUÍMICOS SOBRE LA CONCENTRACIÓN DE LOS INDICADORES PARASITARIOS Según Los análisis estadísticos de los parámetros físico-químicos (DBO, DQO, SDT, conductividad), temperatura y precipitaciones estos son determinantes en la concentración de los indicadores parasitarios.
CONCLUSIONES • El análisis parasitológico
realizado en los sistemas de lagunaje de los municipios de Chocontá y Anapoima han
mostrado la presencia de quistes de Giarda spp y Cryptosporidium spp por medio de inmunofluorescencia directa.
• Según los datos obtenidos se pudo determinar la eficacia de los sistemas de lagunaje de la cuenca alta y baja del río Bogotá con énfasis en la reducción de Giardia spp y Cryptosporidium spp con valores que van desde 5.56 UL hasta 6.54 UL para la Giardia spp y 1.73 UL a 1.15 UL para Cryptosporidium spp en Chocontá, y para Giardia spp de 5.82 UL a 7 UL y de 2.34 UL a 0.63 UL en Anapoima.
• El análisis comparativo de los efluentes de las dos plantas de tratamiento estudiadas ha evidenciado, desde un aspecto cuantitativo, una mayor carga parasitaria de quistes en 17 muestras, en términos generales, en la planta de Chocontá desde el punto de vista cualitativo, ambas plantas depuradoras han presentado en sus efluentes las mismas especies parasitaria Giardia spp y Cryptosporidium spp, por lo que podríamos decir que la existencia de animales ( gallinas, cerdos y vacas principalmente) de granja en las poblaciones en la zona de Chocontá parece ejercer una aparente influencia sobre la presencia de Giardia spp y Cryptosporidium spp detectados en dichas planta.
• El número promedio de quistes de Giardia spp es de 2.4 UL/ 1000ml y de ooquistes de
Cryptosporidium spp es de 0 UL/ 1000ml detectados en los efluentes de ambas depuradoras es muy alto en aguas residuales depuradas que se reutilizan para riego de cultivos; en este sentido, los efluentes de las dos plantas estudiadas no podrían ser reutilizados en agricultura con un riesgo para la salud humana, en lo que respecta a las parasitosis por Giardia spp y Cryptosporidium spp que se podrían transmitir según MENDOZA.
• En la utilización de los indicadores parasitarios Giardia spp y Cryptosporidium spp en sistemas de lagunaje fue evidente su presencia además de sus concentraciones constantes en las plantas de tratamiento evaluadas, demostrando un factor de contaminación continuo de tipo doméstico.
• Los indicadores parasitarios demostraron su cumplimiento con gran parte de las condiciones de un buen indicador, concentraciones constantes, presentes en todos los lugares de contaminación fecal, son resistentes a condiciones adversas y los métodos para el análisis son rápidos, económicos y no implican riegos.
• Al determinar y cuantificar la concentración de estos parásitos en los sistemas de lagunaje y al investigar en los Hospitales de los dos municipios estudiados la existencia de casos de diarrea
producidos por dichos microorganismos (Giardia spp y Crypstosporidium spp) se buscaba que existiera una correlación tipo parásito Vs diarrea y no se pudo establecer una relación, debido a que la población cuando comienza a presentar síntomas de diarrea no acude al centro de salud de inmediato, impidiendo de esta manera que dicho centro hospitalario tenga una estadística referente al número total de casos ocasionadas por la utilización de aguas residuales.
• Uno de los problemas más serios en Anapoima es la ocurrencia de flotación de lodo o bulking. Este fenómeno indica que el lodo formado tiene dificultades de sedimentación y por el hecho de estar flotando, puede ser descargado con el efluente final, compromete al propio tratamiento.
• En las lagunas facultativas, la remoción y la muerte de los indicadores parasitarios esta influenciado por los parámetros físico-químicos (DBO, DQO, SDT y conductividad.
• El tiempo de retención hidráulica de las aguas residuales dentro de la laguna es sin duda, un factor decisivo, que determina la eficiencia del sistema.
• Los valores de concentraciones parasitaria equivalentes a cero no indican que no existe Giardia spp y Cryptosporidium spp. Esto puede deberse a la sensibilidad de la técnica, el tiempo de
retención hidráulica, la adherencia de los microorganismos a los sedimentos, la temperatura y el pH.
• Si analizamos por otra parte el problema del funcionamiento de las plantas de tratamiento para aguas residuales en Colombia, todavía la falta mucha aplicabilidad de los principios básicos de la ciencia y de a ingeniería a los problemas de control de las aguas contaminadas. El objetivo final de toda planta de tratamiento es la gestión del agua residual y la protección del medio ambiente empleado medidas conformes a las posibilidades e inquietudes económicas, sociales y políticas.
• Las plantas de tratamiento de Chocontá y Anapoima no cumplen con lo establecido por el artículo 71 del 24 de junio de 1984, para el manejo, administración y control del recurso hídrico.
• Para reducir o eliminar el riesgo sanitario proveniente del uso agrícola de aguas residuales, se pueden tomar cuatro medidas de protección: el tratamiento de aguas residuales, la restricción de cultivos en campos regados con agua residual, el control de la exposición humana a aguas residuales, y los modos de aplicación.
• Las aguas residuales domésticas casi siempre contienen huevos de helmintos y quistes de protozoos. Las concentraciones de ambos
encontrados en la literatura varían mucho. Esto debido a situaciones locales, como el número de portadores en la comunidad, o a la presencia en el agua residual de aguas procedentes de un matadero.
AGRADECIMIENTOS Agradecemos a la Unidad de Saneamiento y Biotecnología Ambiental de la Pontifica Universidad Javeriana quien nos proporciono un espacio dentro de sus instalaciones para el análisis de nuestro estudio. De manera muy especial agradecemos a la CAR (Corporación Autónoma Regional) quienes nos ofrecieron todo el apoyo y colaboración de manera muy especial, sin dejar de lado al cuerpo de docentes de la Pontificia Universidad Javeriana en cabeza del Doctor Carlos Corredor y aquellos que por una u otra razón fueron artífice de esta gran meta. • REFERENCIAS
BIBLIOGRAFICAS
CORPORACIÓN AUTÓNOMA REGIONAL DE CUNDINAMARCA (CAR). (1999). Municipio de Anapoima. Planta de tratamiento de aguas residuales. Manual de operación y mantenimiento: 24 GASPARD, P., WIART., J AND SCHWARTZBROD ., J. (1997). Parasitological. Contamination of
urban Sludge used for agricultural purposes. Waste Management & Research. (15): 429-436. INSTITUTO NACIONAL DE SALUD ( INS ). (1987). Cryptosporidiosis. Ministerio de Salud:40
MENDOZA, S. (2000). Sistemas de laguna de estabilización. McGraw Hill: 68-136. REVISTA; FASPIN 2000 SOTTO, A. Giardiasis. (1999) Ministerio de Cultura, ed científico-técnica. Cuba:100
ANEXO VI
OBSERVACIÓN, IDENTIFICACIÓN Y RECUENTO DE PARÁSITOS POR
INMUNOFLUORESCENCIA
Las muestras se visualizan con el microscopio de inmunofluorescencia y se
observan todos los campos, siendo estos representativos de los 15 uL servidos en
el pozo, diferenciando a la vez la presencia de Cryptosporidium sp y Giardia sp.
Por lo que se refiere a la cuantificación de Cryptosporidium y/o Giardia en un litro,
existe una fórmula de recuento adaptada a la técnica; que se explica a
continuación con un ejemplo:
3 Cryptosporidium sp y/o Giardia sp observados en toda la lamina
1 Ul ----- 1x10 -3 ml
15 Ul ----- X
X = 0.015 ml
3 Cryptosporidium sp y/o Giardia sp -------- 0.015 ml
X -------- 1000 ml
X = 200.000 Cryptosporidium sp y/o Giardia sp / 1 Litro de agua residual.
Expresión de resultados
Se informa la cantidad de Giardia sp y Cryptosporidium sp contenida en 1 litro de
agua residual.
Sensibilidad y especificidad de la técnica
Giardia spp Crypstoporidium spp
Especificidad 93.90% 85.30%
Sensibilidad 96.60% 92.30%
ANEXO VII
ANÁLISIS FISICO-QUÍMICOS DE LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE CHOCONTA.
PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE CHOCONTA
FECHA PRECI DBO DQO TEMPERATURA SDT CODUCTIVIDAD
ENTRADA SALIDA % REDUC ENTRADA SALIDA % REDUC ENTRADA SALIDA ENTRADA SALIDA % REDUC ENTRADA SALIDA % REDUC OCT 11 1999 0.5 140 29.3 79.1 295 103 65.09 18 18 ND ND ND ND ND ND
OCT 13 1999 0.1 140 29.3 79.1 295 103 65.09 18 18 ND ND ND ND ND ND
MAY 12 2000 0.2 216 37 82.88 670 215 65.09 15.4 15.4 0.153 0.18 15 0.907 0.037 -2351
MAY 15 2000 0 216 37 82.88 670 215 67.92 15.5 18.6 0.192 0.184 -4.3 0.985 0.696 -41.52
MAY 17 2000 0 216 37 82.88 670 215 67.92 16.3 20 0.204 0.183 -11.47 0.408 0.967 57.8
FEB 14 2001 0 212 15.5 92.69 543 135 75.14 15 14 0.56 0.23 -143.47 1.12 0.45 -148.88
FEB 21 2001 0 212 15.5 92.69 543 135 75.14 15 14 0.974 0.253 -284.99 0.747 0.508 -47.04
MAR 4 2001 0 ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND
MAR 24 2001 1.5 ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND
MAR 25 2001 0 ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND
MAR 27 2001 0 551 103 81.31 927 334 63.97 ND ND ND ND ND ND ND ND
MAR 28 2001 0 551 103 81.31 927 334 63.97 ND ND ND ND ND ND ND ND
MAR 29 2001 0 551 103 81.31 927 334 63.97 ND ND ND ND ND ND ND ND
PROMEDIO 0.18 193.1 51 83.615 646.7 212.3 67.33 16.17 16.86 0.42 0.21 -85.846 0.83 0.53 -506.13
MAXIMO 1.5 551 103 92.69 927 334 75.14 18 20 0.974 0.253 15 1.12 0.967 57.8 MINIMO 0 140 15.5 79.1 295 103 63.97 15 14 0.153 0.18 -284.99 0.408 0.037 -2351
ND: No determinado.
ANEXO VIII
ANÁLISIS FISICO-QUÍMICOS DE LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE ANAPOIMA.
PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE ANAPOIMA
FECHA PRECI DBO DQO TEMPERATURA SDT CODUCTIVIDAD
ENTRADA SALIDA % REDUC ENTRADA SALIDA % REDUC ENTRADA SALIDA ENTRADA SALIDA % REDUC ENTRADA SALIDA % REDUC
JUL 12 2000 0 330 69,6 78.9 659 419 36.4 24.6 27.6 0.46 0.34 -35.29 0.918 0.68 -35
JUL 17 2000 11 330 69,6 78.9 659 419 36.4 28.4 25 0.475 0.945 49.73 0.95 0.691 -37.48
JUL 24 2000 0 330 69,6 78.9 659 419 36.4 28.2 28.3 0.478 0.336 -42.26 0.96 0.673 -42.64
JUL 26 2000 11.9 330 69,6 78.9 659 419 36.4 27.7 25.5 0.761 0.949 19.81 0.98 0.698 -40.4
AGO 21 2000 0 210 91,0 56.7 426 498 -16.9 19 19 ND ND ND ND ND ND
AGO 27 2000 0 210 91,0 56.7 426 498 -16.9 19 19 ND ND ND ND ND ND
FEB 26 2001 0 71,0 53,4 24.8 250 224 10.4 16 16 0.39 0.3 -30 0.78 0.61 -27.86
FEB 28 2001 0 71,0 53,4 24.8 250 224 10.4 16 16 0.36 0.32 -12.5 0.71 0.63 -12.69
MAR 4 2001 0 ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND
MAR 5 2001 18.7 ND ND ND ND ND ND ND ND 0.35 0.3 -16.6 0.71 0.6 -18.33
MAR 7 2001 0.9 ND ND ND ND ND ND ND ND 0.3 0.27 -11.1 0.6 0.55 -9.09
MAR 11 2001 0 ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND
MAR 23 2001 0.5 ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND
MAR 24 2001 0.9 ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND
MAR 25 2001 0 ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND
PROMEDIO 2.94 235.25 70.9 59.83 498.5 390 27.7 22.36 22.05 0.45 0.47 -9.78 0.83 0.64 -27.94
MAXIMO 18.7 330 91 78.9 659 498 36.42 28.4 28.3 0.76 0.949 49.73 0.98 0.698 -9.09
MINIMO 0 71 53.4 24.8 250 224 -16.9 16 16 0.3 0.27 -42.26 0.6 0.55 -42.64
ND: No determinado
.
