XXIº Congreso Nacional del Agua 2007 Tucumán, 15 al 19 de Mayo

XXIº Congreso Nacional del Agua 2007
Tucumán, 15 al 19 de Mayo de 2007
EVALUACIÓN DEL ESTADO SANITARIO DEL LAGO SAN ROQUE
(CÓRDOBA) EMPLEANDO INDICADORES MICROBIOLÓGICOS
Ariana Rossen1,2, María Inés Rodriguez2, Ana Laura Ruibal Conti2, María
Susana Fortunato1, Alejandra Bustamante2, Marcia Ruiz2, Verónica Melero2,
Carlos Angelaccio2, Sonia Korol1
1
Cátedra de Higiene y Sanidad.Facultad de Farmacia y Bioquímica. UBA.
Junín 956 4º piso (1113). Tel (54 11) 49648258. Ciudad Autónoma de Buenos Aires, Argentina
2
Centro de la Región Semiárida (CIRSA)- Intituto Nacional del Agua (INA).
Av. Ambrosio Olmos N° 1142 (X5000JGT) Tel (54 351) 4682781. Córdoba, Argentina.
RESUMEN
El embalse San Roque se encuentra localizado en la cuenca alta del río Suquía a 35 km de
la Ciudad de Córdoba. Es la principal fuente de abastecimiento de agua potable de la ciudad
y un importante ámbito para el desarrollo de múltiples actividades recreacionales.
La población establecida en la cuenca descarga parte de sus efluentes cloacales sin
tratamiento, constituyendo éstos un aporte de nutrientes que sustenta el desarrollo de densas
poblaciones algales.
La calidad del agua del lago se determina mediante un programa de muestreo mensual
desde el año 1999, a través de parámetros físico-químicos y biológicos. Si bien se cuenta
con una valiosa información sobre las características del agua, pocos estudios
epidemiológicos se han realizado para relacionar la contaminación microbiológica con
enfermedades de origen hídrico.
El presente trabajo tiene por objetivo determinar el estado sanitario del lago San Roque a
través de la presencia de diversos indicadores de contaminación fecal, y evaluar la
incidencia de parámetros físico-químicos tales como oxígeno disuelto, temperatura,
concentración de nitratos, y fósforo. Se establecieron 3 estaciones de muestreo: dique,
centro y desembocadura del Río San Antonio, con monitoreos mensuales. Se determinó el
número de bacterias aerobias mesófilas viables, coliformes termotolerantes, estreptococos
fecales, y clostridios sulfitoreductores. La determinación bacteriológica se realizó mediante
la técnica del Numero Más Probable, excepto para las bacterias aerobias mesófilas donde se
empleó la técnica de recuento en placa.
El número de coliformes termotolerantes osciló entre 3/100ml y 1100/100ml de acuerdo al
sitio de muestreo y a las variaciones estacionales. El número de estreptococos fecales y
esporas de clostridios sulfito reductores oscilaron entre 240/100ml a 1500/100ml y, 23 a
150 esporas/100 ml correspondientemente. En todas las muestras los valores más elevados
se hallaron en la desembocadura del Río San Antonio donde no sólo se descargan los
efluentes cloacales, sino también donde se desarrollan actividades recreativas. En estas
muestras la Demanda Química de Oxígeno fluctuó entre 5,8 y 55 mg/L, los nitratos en el
rango 100-400 µg N/ L y fósforo entre 12 y 81 µg P/ L
Este trabajo pretende contribuir con la actual gestión del recurso y aportar datos que
permitan disminuir el riesgo potencial para la salud de la población.
Palabras claves: estado sanitario, lago San Roque, indicadores, contaminación fecal,
INTRODUCCIÓN
El Embalse San Roque se encuentra localizado en la cuenca alta del río Suquía a 35
km de la Ciudad de Córdoba. Es la principal fuente de abastecimiento de agua potable de la
ciudad y un importante ámbito para el desarrollo de múltiples actividades recreacionales.
En la cuenca del Embalse se encuentra una de las ciudades turísticas más importantes, Villa
Carlos Paz (60.000 habitantes) situada a orillas del lago San Roque. Asimismo en la cuenca
norte se encuentran las ciudades de Cosquín y Tanti, las cuales también incrementan su
población durante los meses de verano.
El río San Antonio y el río Cosquín son los principales tributarios del lago San
Roque, siendo los que transportan nutrientes y contaminantes desde las zonas más pobladas
hacia el cuerpo de agua receptor. La descarga de líquidos cloacales se realiza en forma
directa en superficies de agua, transportados al lago por los tributarios o por filtración de
los sistemas sépticos individuales (pozos absorbentes) instalados en la región. Debido a
estas descargas, los aportes de nutrientes como nitrógeno y fósforo se han incrementado
exponencialmente, en consecuencia esto ha dado lugar al desarrollo de densas poblaciones
algales que se repiten anualmente (Ruibal et al., 1999; Granero et al., 2000). Por otro lado
la contaminación deja expuesta a la población al peligro de enfermedades transmitidas por
el agua.
El deterioro evidente de la calidad del agua ha llevado al Centro de la Región
Semiárida (CIRSA-INA) y a la Empresa Aguas Cordobesas S.A. a iniciar un proyecto
conjunto de monitoreo y seguimiento de las variaciones en la calidad del agua del Embalse
(Bustamante et al., 2000; Granero et al., 2000). De esta forma desde el año 1999, se
estableció un programa de muestreo mensual, en el que se evalúan los cursos fluviales, el
perilago y lago a través de la determinación de parámetros físico-químicos y biológicos
(Bustamante et al, 2000). En la actualidad se cuenta con una valiosa información sobre las
características del agua; sin embargo, poco se conoce acerca de estudios epidemiológicos
que relacionen la contaminación microbiológica con enfermedades de origen hídrico.
Algunos estudios preliminares aportados por Rubial Conti et al, (2006) señalan el riesgo
potencial para la salud de la población del perilago por la exposición directa al agua (uso
doméstico e higiene personal) del embalse San Roque, el cual contiene estacionalmente
toxinas provenientes de las floraciones algales.
La presencia de indicadores microbiológicos de contaminación fecal, es
fundamental para poder prever ciertas enfermedades asociadas a la exposición al agua de
bañistas. En general estas enfermedades son transmitidas por la ruta fecal-oral como vía
principal de infección, pero también otras vías son vulnerables, como las afecciones de
oídos, ojos, cavidad nasal y tracto respiratorio superior adquiridas por contacto de aguas
contaminadas (Kay et al., 1994). En este sentido, existen estudios epidemiológicos que
demuestran la correlación entre el número de coliformes termotolerantes y gastroenteritis
en nadadores (Cabelli et al., 1982; Prüss, 1998; Wade et al., 2006). Los mismos son
utilizados para calcular estándares internacionales, sin embargo no hay un acuerdo
universal sobre cuáles son los organismos indicadores y cuál es el número de los mismos
que permite establecer niveles guía adecuados para aguas recreacionales (Shibata et al.,
2004; Falabella et al., 2006)
La selección de un organismo indicador tiene importantes consecuencias tanto para el
manejo de las fuentes de aguas recreacionales, como para la determinación de la calidad del
recurso. Nuestro país no ha establecido límites para los indicadores de contaminación fecal
en aguas recreacionales, por tal motivo, se utilizan guías internacionales de calidad de agua
Los habitualmente aplicados han sido los de la Organización Panamericana de la Salud
(Hederra, 1996) y el grupo coliformes ha sido el más comúnmente empleado como
indicador del posible deterioro bacteriológico de las aguas.
La determinación de microorganismos indicadores de contaminación fecal y su
grado de persistencia en aguas superficiales es fundamental para estimar la presencia de
microorganismos patógenos, así como establecer la relación causa-efecto de incidencia de
ciertas enfermedades (Pruss, 1998; WHO, 1994). Además, este análisis permite determinar
zonas de riesgo y establecer criterios para el control y la gestión del recurso.
El objetivo del presente trabajo fue determinar el estado sanitario del lago San
Roque a través de la cuantificación de indicadores microbiológicos de contaminación fecal:
coliformes termotolerantes, clostridios sulfitoreductores y estreptococos fecales; y evaluar
parámetros físico-químicos tales como oxígeno disuelto, pH, temperatura, nitratos y fósforo.
MATERIALES Y MÉTODOS
Área de estudio
El embalse San Roque (31 22´ S. 64 27´ W), se localiza en el Valle de Punilla entre
las Sierras Grande y las Sierras Chicas en la Provincia de Córdoba a 600 m sobre el nivel
del mar (Figura 1). En el año 1891 se construyó la primera presa la cual fue reemplazada
por el actual dique en el año 1940, con una nueva estructura de Hormigón y de tipo
Gravedad, planta curva. El objetivo de su construcción fue el control de las crecientes del
río Suquía y posteriormente se ampliaron los usos para el abastecimiento de agua potable a
la población de la ciudad de Córdoba, agua para riego, y generación de energía
hidroeléctrica.
El lago pertenece a la alta cuenca del Río Suquía, recibe el aporte de 4 tributarios: el
río San Antonio, Cosquín, y los Arroyos Los Chorrillos y Las Mojarras, siendo el río San
Antonio y el río Cosquín los de mayor caudal. La única desembocadura del lago es al río
Suquía. A nivel de cota de vertedero, la superficie del lago es de 16 Km2, con un volumen
máximo de 190 Hm3 y una profundidad media de 13 m. En la costa sur del Embalse se
asienta la ciudad de Villa Carlos Paz.
La región se encuentra bajo el dominio de un clima templado con una marcada
estacionalidad de las precipitaciones las cuales se concentran (80%) en el periodo
primavera verano Octubre-Marzo. La media anual promedio de los últimos 10 años es de
850 mm.
Muestreos
Se establecieron 3 estaciones de muestreo en el Embalse: Centro del embalse (C),
Dique (D) y Desembocadura del Río San Antonio (DSA) (Figura 1), con una frecuencia de
monitoreo mensual. El periodo que abarcó el presente estudio fue desde Mayo a Octubre de
2006.
Sitios de Muestreo
Centro -C
Dique-D
Desembocadura del
Río San Antonio-DSA
Figura 1: Cuenca del Embalse San Roque. Sitios de muestreo Centro (C), Dique (D) y Desembocadura del
Río San Antonio (DSA)
La determinación de las estaciones de muestreo responde a la morfología del
embalse en la que el Centro, el área cercana al Dique y la desembocadura del Río San
Antonio, presentan características heterogéneas. Las muestras del Centro y Dique se
tomaron en superficie (0,2 m) y en profundidad a 17 m en el caso de la muestra del Centro,
y entre 24 y 27 m en las muestras tomadas en el Dique. Estos puntos de muestreo se
denominarán de aquí en adelante como “Fondo”. A la altura de la desembocadura del río
San Antonio, las muestras se tomaron sólo en superficie. Las muestras de agua de
profundidad se extrajeron con un muestreador tipo Van Dorn. La toma de las muestras se
realizó de acuerdo a las normas IRAM 29012-2 y 29012-3 (2003). Para realizar las
determinaciones microbiológicas las muestras se recolectaron en frascos de plástico
esterilizados, los cuales fueron abiertos al momento del muestreo. Las mismas fueron
almacenadas a 4ºC y remitidas al laboratorio para su posterior análisis.
Análisis físico-químicos
Se utilizó una sonda multiparamétrica (Horiba modelo U-10) para el registro in situ
de la temperatura del agua, oxígeno disuelto, conductividad y pH. Asimismo, se registraron
las condiciones ambientales al momento del monitoreo.
Los parámetros que se analizaron en laboratorio fueron: fósforo total, fósforo reactivo
soluble, nitrógeno total, nitratos, nitritos, oxígeno disuelto (OD) y la demanda química de
oxígeno (DQO) de acuerdo a lo establecido por Standard Methods for the Examination of
Water and Wastewater (APHA, 1998).
Análisis microbiológico
Las determinaciones microbiológicas se efectuaron de acuerdo al Standard Methods
for the Examination of Water and Wastewater (APHA, 1998). El recuento de coliformes
termotolerantes, estreptococos fecales y clostridios sulfitoreductores se realizó mediante la
técnica del Numero Más Probable, utilizando caldo MacConkey, caldo Azida-Dextrosa y
agar TSN respectivamente. Para el recuento de las bacterias aerobias mesófilas se empleó la
técnica de recuento en placa utilizando Agar Tripteína Soja. Todos los medios de cultivo
fueron provistos por Biokar Diagnostics (Beauvais, France).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Análisis de los indicadores microbiológicos
Los recuentos obtenidos para las bacterias aerobias mesófilas se presentan en la
Figura 2. Se puede observar que en la estación del Centro (C) los valores hallados en las
muestras tomadas en la superficie son en general mayores a los valores obtenidos de las
muestras tomadas en el fondo, excepto en el mes de Mayo cuando se registró un mayor
número de bacterias en muestras tomadas del fondo.
En el caso del sitio de muestreo en el Dique (D), estas diferencias no son tan
marcadas y en general los recuentos obtenidos en las muestras tomadas de superficie y
fondo son similares, probablemente debido a que la influencia del viento es menor por ser
un canal estrecho y estar protegido por las sierras, de forma que se mantiene la
homogeneidad de la columna de agua esperable para este período del año. La
desembocadura del río San Antonio (DSA) registró en todos los muestreos el mayor
número de bacterias.
Durante el mes de Octubre se observó en todas las estaciones de muestreo un
marcado aumento en el número de bacterias de las muestras tomadas en superficie con
relación a las muestras provenientes del fondo consecuentemente con el aumento de la
temperatura del agua (Tablas 1, 2 y 3). Esto puede deberse al inicio de la estrataficación
térmica en el embalse (Ruibal Conti et al., 1999; Rodriguez et al., 2005).
Bacterias Aerobias Mesolofilas
Log (UFC/mL)
1.00E+05
1.00E+04
1.00E+03
1.00E+02
Mayo'06
Junio'06
Julio'06
Agosto'06
CS
Octubre'06
CF
DS
DF
DSA
Figura 2: Recuentos de bacterias aerobias mesófilas para cada sitio de muestreo.
El número de coliformes termotolerantes hallado osciló entre 3/100ml y
1100/100ml de acuerdo al sitio de muestreo y a las variaciones estacionales. En la Figura
3A, se puede observar que durante los meses de invierno los niveles de coliformes
termotolerantes, tanto en las muestras tomadas en la superficie y en el fondo para los sitios
de muestreo C y D, no presentan diferencias macadas. Excepto para el mes de Agosto, los
niveles de coliformes del sitio D aumentaron respecto del muestreo del mes anterior. Cabe
destacar que en la mayoría de los análisis, el número de coliformes termotolerantes fue
mayor en las muestras tomadas en el fondo que en superficie. En el caso del sitios de
muestreo en la DSA los niveles bacterianos fueron 10 veces mayores que para los hallados
en los sitios C y D (Figura 3B). Se puede destacar que en todos los sitios de muestreo, los
valores se mantuvieron altos durante los meses de invierno.
Estos resultados pueden tener relación con el hecho que los coliformes son buenos
indicadores de contaminación fecal reciente ya que son más vulnerables a las condiciones
ambientales y se mantienen cercanos a las fuentes de emisión (Nuzzi y Buhrans, 1997;
Noble et al., 2003). En la mayoría de las muestras obtenidas en el sitio de muestreo de DSA,
el número de coliformes termotolerantes hallado fue superior al límite establecido por la
EPA para aguas recreacionales (200 organismos/ 100 mL, USEPA, 2000)
A)
Coliformes termotolerantes
NMP/ 100 ml
50
40
30
20
10
0
Mayo'06
Junio'06
Julio'06
Agosto'06
Octubre'06
CS
CF
DS
DF
B)
Coliformes termotolerantes
NMP/ 100 ml
1200
1000
800
600
400
200
0
Mayo'06
Junio'06
Julio'06
Agosto'06
Octubre'06
DSA
Figura 3: Recuento de coliformes termotolerantes. En A) Se presentan los sitios de muestreo C y D, para
muestras tomadas de superficie y fondo. En B) Se presentan los resultados de DSA
Los resultados obtenidos del número de estreptococos fecales se presentan en la
Figura 4. Se obtuvieron valores altos para todos los puntos de muestreo (240/100ml y
2500/100ml). Cabe destacar que en general se han obtenido valores similares para las
muestras tomadas en superficie en los sitios de muestreo en C y D, indicando posiblemente
que las variaciones ambientales han influido en forma pareja sobre la superficie del lago.
Durante los meses de invierno los resultados han sido erráticos. Sin embargo, se observa
que en el mes de Octubre con el aumento de la temperatura, los valores hallados en
superficie para C y D (2400/100 mL) son significativamente mayores que para las muestras
tomadas en el fondo, incluso superan a los valores de las muestras de la DSA (930/100 mL).
Resultados similares fueron hallados por Folabella et al (2006), en aguas recreacionales en
la laguna de Los Padres de la provincia de Buenos Aires, Argentina. El número de
estreptococos fue mayor que el número de los coliformes termotolerantes en la mayoría de
las determinaciones realizadas en diferentes sitios de muestreo en la laguna. Los autores
concluyeron que la determinación de estreptococos fecales resultó ser más eficiente que los
coliformes termotolerantes como indicadores de contaminación fecal.
2500
Estreptococos
NMP/100 mL
2000
1500
1000
500
0
Mayo'06
Junio'06
Julio'06
Agosto'06
CS
Octubre'06
CF
DS
DF
DSA
Figura 4: Recuento de estreptococos fecales para cada sitio de muestreo.
Los valores de clostridios sulfito reductores oscilaron entre 23 a 150 esporas/100 ml
(Figura 5). Si bien, estos valores hallados son relativamente bajos en la mayoría de los
sitios de muestreo, cabe destacar que los mismos siempre fueron más altos en las muestras
de la DSA, lo cual guarda relación con la mayor afluencia de las descargas de la ciudad.
Además, si bien no hay una clara evidencia, es posible observar que los valores obtenidos
son mayores en las muestras tomadas en el fondo que en las de superficie en el sitio de
muestreo D, y sólo en el mes de Mayo se obtuvieron valores altos para todos los puntos de
muestreo.
Clostridios sulfitoreductores
NMP/100 mL
160
120
80
40
0
Mayo'06
Junio'06
Julio'06
Agosto'06
CS
Octubre'06
CP
DS
DP
DSA
Figura 5: Recuento de clostridios sulfitoreductores para cada sitio de muestreo
Los resultados hallados en este trabajo concuerdan con el hecho que el número de
clostridios sulfitoreductores se encuentra alrededor de 105-106 UFC/g en las heces humanas,
este número es comparativamente menor al de otras bacterias presentes en las heces
humanas como por ejemplo enterococos y E.coli, los cuales se encuentran en
concentraciones de 108 UFC/g. Por otro lado, en las condiciones aeróbicas del agua, los
clostridios sulfitoreductores no son capaces de multiplicarse. Más aún, los nutrientes
aportados por las descargas cloacales pueden favorecer el desarrollo de otros
microorganismos indicadores que aumentan significativamente respecto de los clostridios
sulfitoreductores (Shibata et al., 2004). (Esto podría explicar los resultados hallados en este
trabajo).
Análisis Físico-químicos
Los parámetros fisicoquímicos determinados en este muestreo para el sitio de
muestreo C (superficie y fondo) se muestran en la Tabla 1, para D (superficie y fondo) en la
Tabla 2 y para DSA en la Tabla 3. Cabe destacar que dichos valores coinciden con los
valores medios para las variables monitoreadas en muestreos anteriores. En este sentido, la
temperatura registrada, se encontró dentro del rango de temperaturas esperable para cada
estación del año, 8 a 14ºC en invierno y 20 a 24 ºC en primavera (Bustamante et al., 2000;
Rubial Conti et al., 2000; Rodriguez et al., 2005). Para el mes de Octubre las temperaturas
superficiales (23ºC promedio entre C y D) fueron mayores que las registradas en
profundidad (17ºC, promedio entre C y D). Esta diferencia podría deberse al inicio de la
estratificación térmica del embalse (Rubial Conti et al., 1999; Bustamante et al., 2000). Lo
mismo se halló con relación al pH, el cual se mantuvo entre los valores medios registrados
en monitoreos previos.
Los niveles de la demanda química de oxígeno (DQO) en las muestras tomadas de
superficie fluctuaron entre 7,9 y 55 mg/L, mientras que en las muestras tomadas en el fondo
se hallaron valores comprendidos entre 5,8 y 19,2 mg/L. En todas las muestras los valores
más elevados se hallaron en la desembocadura del río San Antonio donde se descargan los
efluentes cloacales crudos.
Los valores de oxígeno disuelto (OD) oscilaron entre 4,2 mg/L y 12,05 mg/L
encontrándose los niveles más bajos en el mes de Agosto para todas las muestras. Las
concentraciones halladas se encontraron dentro de los límites aceptables para un curso de
agua, las mismas son compatibles con la vida acuática y además posibilitarían al curso de
agua asimilar la carga orgánica que recibe sin sufrir una depleción apreciable en los niveles
de oxígeno disuelto. La actividad fotosintética juega un rol importante en el mantenimiento
de los niveles de oxígeno disuelto en agua, en monitoreos anteriores se han realizado
estudios sobre la comunidad fitoplanctónica, demostrándose la presencia de varios géneros
de algas que varían sus concentraciones medias máximas de acuerdo a las condiciones
locales (Rubial Conti et al., 2000; Rodríguez et al., 2005).
En relación con los valores de nitratos y fósforo total, estos oscilaron entre 200 y
410 µg N/L y entre 12 y 68 µg P/L respectivamente. Esto valores obtenidos se encontraron
dentro de los límites establecidos en monitoreos previos (Bustamante et al., 2000; Rubial
Conti et al., 2000; Granero et al., 2004; Rodriguez et al., 2005)
Tabla 1: Valores Físico-Químicos de los sitios de muestreo Centro superficie (CS) y Centro fondo (CF)
SITIO DE
MUESTREO
Centro
superficie
Centro
fondo
PARÁMETROS
MES
DQO
(mg/l)
pH
OD
(mg/l)
Conductividad
(µS/cm)
Temperatura
(ºC)
May-06
10,8
7,97
8,61
167
14,20
Jul-06
25
8,44
10,92
183
14,00
Ago-06
16
7,98
7,21
285
13,01
Oct-06
16
7,70
12,05
312
21,60
May-06
5,8
8,35
8,61
168
14,20
Jul-06
19,2
8,44
9,66
183
13,90
Ago-06
10
7,57
4,98
293
12,49
Oct-06
11
7,30
9,82
314
18,60
Tabla 2: Valores Físico-Químicos de los sitios de muestreo: Dique superficie (DS) y Dique fondo (DF)
SITIO DE
MUESTREO
Dique
superficie
Dique
fondo
PARÁMETROS
MES
DQO
(mg/l)
pH
OD
(mg/l)
Conductividad
(µS/cm)
Temperatura
(ºC)
May-06
21,25
8,00
7,66
167
14,10
Jun-06
7,9
8,40
ND
177
13,60
Jul-06
20
8,27
11,13
181
14,00
Ago-06
18
7,87
5,95
286
12,77
Oct-06
12
7,90
11,44
ND
23,12
May-06
11,25
8,82
7,66
170
14,00
Jun-06
14,6
8,40
ND
177
13,60
Jul-06
16,7
8,27
9,76
181
13,90
Ago-06
16
7,74
5,75
298
12,66
Oct-06
12
7,17
9,80
300
17,55
ND: no determinado
Tabla 3: Valores Físico-Químicos obtenidos en la Desembocadura del Río San Antonio (DSA)
PARÁMETROS
MES
DQO
(mg/l)
pH
OD
(mg/l)
Conductividad
(µS/cm)
Temperatura
(ºC)
May-06
55,4
10,05
ND
175
15,10
Jun-06
13
8,50
ND
220
13,60
Jul-06
21,2
8,09
ND
299
14,20
Ago-06
11
7,98
6,60
ND
14,35
Oct-06
29
7,50
10,71
414
23,90
ND: no determinado
CONCLUSIONES
En términos generales se ha observado que los valores de los indicadores fecales
más elevados se hallaron en la desembocadura del río San Antonio donde se descargan los
efluentes cloacales, esto constituye un riesgo para la población dado que en esta zona se
desarrollan actividades recreativas tales como natación, deportes acuáticos y pesca, de
forma que la exposición es mayor.
Cabe destacar que en este trabajo las determinaciones de los parámetros
microbiológicos fueron realizadas durante los meses de invierno cuando no ha llegado aún
la mayor afluencia turística, de forma que la carga aportada al lago por los efluentes
cloacales es menor. Más aún, el trabajo abarca el periodo de sequía cuando comienza a
disminuir la cota del lago, y las precipitaciones son mínimas de forma que hay un efecto de
concentración de las bacterias presentes.
El hecho de encontrar niveles tan altos de bacterias pertenecientes al grupo de
estreptococos fecales tiene correlación con su capacidad de sobrevivir en el ambiente. En
este sentido, es importante considerar que la variabilidad en las condiciones ambientales
puede afectar en distinto grado la supervivencia de los grupos bacterianos, de forma que
utilizar un solo grupo como indicador de contaminación fecal no permitiría tener una buena
estimación de la calidad higiénica del agua. Por tal motivo, consideramos que los
estreptococos fecales en combinación con los coliformes termotolerantes, que se
encuentran más relacionados al foco de emisión, permiten tener una mejor evaluación de la
contaminación fecal y su difusión en el ambiente.
Por lo expuesto anteriormente, se sugiere incluir la determinación de estos
parámetros microbiológicos como parte del monitoreo mensual establecido, especialmente
durante los meses de verano, cuando la afluencia turística incrementa ampliamente el
aporte de los efluentes cloacales.
Otro aspecto interesante a tener en cuenta, en especial en aguas eutroficadas, es la
posible asociación entre algas y los grupos de bacterias indicadoras de contaminación fecal
(Kinzelman et al., 2003). Sobre este tema Olapade et al (2006), demostraron que el alga
Cladophora, alga verde filamentosa, genera microcosmos a la altura de sus raíces y permite
albergar diversos organismos entre ellos bacterias patógenas como E.col.i. Los trabajos de
Whitman et al., (2003) informaron que además de E.coli, este mismo género de algas en las
costas del Lago Michigan pueden albergar grupos de enterococos. Es posible que el aporte
que ofrecen las algas en fósforo, compuestos orgánicos disueltos, oxígeno disuelto, además
de refugio, le permita a las bacterias encontrar un nicho óptimo de crecimiento. De hecho
estos autores comprobaron que la supervivencia de E.coli y los enterococos fue de
alrededor de 6 meses, aún cuando el alga se encontraba seca y expuesta al sol. Lo
anteriormente expuesto destaca la relevancia de las potenciales asociaciones entre grupos
bacterianos indicadores de contaminación fecal y algas. En relación a la evaluación de las
condiciones sanitarias del agua del lago San Roque, en especial cuando se desarrollan las
floraciones algales, consideramos que este es un aspecto a tener en cuenta en futuros
monitoreos.
Es preciso que las autoridades y organismos competentes diseñen estrategias para
que dentro de los programas de desarrollo turístico se incluyan los aspectos vinculados con
la preservación del medio ambiente y la protección de la salud. Para ello, en primer lugar se
deben incentivar los estudios de diagnóstico de la situación referida a estos aspectos
(Folabella et al., 2006).
Este trabajo pretende contribuir con la actual gestión del recurso y aportar datos que
permitan disminuir el riesgo potencial para la salud de la población.
BIBLIOGRAFÍA
APHA, AWWA, WEA (1998). Standard Methods for Examination of Water and Wastewater. 20th Edition.
Bustamante, A.; López, F.; Rubial, A.L; Bonetto, C.; Donatti, O. Y Berra, C. (2000). “Monitoreo y
Caracterización limnológica de nutrientes en el río San Antonio (Córdoba)”. Memorias del XVIII
Congreso Nacional del Agua: 257-258 Santiago del Estero, Argentina.
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