La desinfección de las aguas de consumo y baño se ha ido realizando fundamentalmente por medio de la cloración. La adición de cloro y su reacción con la materia orgánica presente en el agua o aportada por los bañistas genera una serie de sustancias químicas conocidas como subproductos de la desinfección (SPD), entre las que se encuentran los trihalometanos (THM) y, en concentraciones inferiores, los ácidos haloacéticos o las halocetonas, además de compuestos inorgánicos como las cloraminas, las cuales son consecuencia de la reacción del cloro con el amonio derivado de la orina y el sudor de los bañistas1. Todos estos SPD se volatilizan en mayor o menor medida y pasan a la atmósfera de las instalaciones cubiertas, en forma de gas o como pequeñas gotitas. Su concentración en el aire interior de estas instalaciones se ha asociado con las características fisicoquímicas del agua de baño, el funcionamiento de los sistemas de ventilación o el número de bañistas y el tipo de instalación (de natación o recreativa)2.

La práctica de la natación conduce a que las vías principales de exposición sean la dérmica y la inhalación, y en este caso es de especial interés el hecho de que la intensidad del ejercicio aumenta la tasa de inhalación3. En estas condiciones, los miembros de los equipos de natación, u otras personas que practiquen este deporte frecuentemente y de forma intensa, podrían estar expuestos a niveles elevados de SPD.

Los efectos adversos para la salud con los que se han asociado los THM, principalmente el cloroformo, son diversos e incluyen desde el cáncer de vejiga4,5 hasta efectos adversos en la reproducción6. Por otro lado, la exposición a SPD de naturaleza inorgánica, como las cloraminas (fundamentalmente la tricloramina), se ha asociado, en nadadores o personas expuestas ocupacionalmente al aire ambiental de piscinas, con efectos irritantes agudos en los ojos, la nariz y la garganta7–9. También se han descrito efectos respiratorios crónicos, como la hipersensibilidad bronquial permanente y el asma, aunque no de forma consistente7,10–12.

En España no se han publicado datos sobre los niveles de exposición a contaminantes en el agua de las piscinas y en el aire interior, salvo de forma muy concreta. El objetivo de este estudio es aportar información sobre los niveles de exposición a THM y cloro en el aire y el agua de baño de las piscinas cubiertas, así como analizar la correlación entre estas variables, el número de bañistas y las características del sistema de ventilación.

Se identificaron 35 piscinas cubiertas públicas, no familiares, registradas en la Dirección de Sanidad de Guipúzcoa. En el estudio se incluyeron las 20 piscinas cubiertas que contaban con equipos de entrenamiento para competición. En todas las piscinas, el agua de baño se desinfectaba con hipoclorito. El muestreo de aire y agua se realizó desde enero hasta abril de 2006. Los muestreos se realizaron entre las 18.00 y las 20.00h, en dos días no consecutivos. Para la determinación de THM, el agua de baño de las piscinas se muestreó aproximadamente a 1m del borde y a una profundidad de 20cm, utilizando botellas de cristal ámbar de 50ml con tapón de rosca con junta de politetrafluoretileno (PTFE), que contenía 150μl de sodio tiosulfato al 10%, y rellenándolas para evitar la formación de burbuja de aire. Para la determinación de pH y cloro residual libre y combinado se utilizó un bote de polietileno (PE) de 500ml. Solamente se tomó una muestra de agua de la piscina, ya que un estudio piloto previo llevado a cabo en 3 piscinas, con 11 pares de muestras en cada piscina, mostró un grado muy alto de correlación para el cloroformo (r=0,98; p<0,001) y para los THM totales (TTHM) (r=0,97; p<0,001). En el agua de baño se analizaron las cifras de cloroformo (CHCl3), bromodiclorometano (BDCM), clorodibromometano (CDBM) y bromoformo (CHBr3), pH, temperatura, cloro residual libre y combinado. Con la suma de los 4 THM se calculó la concentración de los trihalometanos totales (TTHM). Los niveles de carbono orgánico total fueron obtenidos de los Programas de aguas de consumo y de piscinas de la Comunidad Autónoma del País Vasco. También se registró el número de bañistas coincidentes con el muestreo y el acumulado durante el día.

La toma de muestra de aire se realizó sobre la lámina de agua, a «nivel de la zona de respiración de los nadadores» (10–20cm de la superficie del agua), en dos puntos de muestreo opuestos en la diagonal de la piscina. Aunque el estudio piloto también mostró altos niveles de correlación en los valores de cloro (r=0,82; p<0,001) y cloroformo (r=0,85; p<0,001) de ambos puntos (11 pares de muestras en cada instalación), se mantuvo la toma de dos muestras de aire por instalación. El valor asignado a cada instalación, cada día de muestreo, fue el de la media de ambos valores. Las muestras de aire para la determinación de cloro se tomaron mediante una bomba programada para actuar durante 15min a un caudal de 1l/min, haciendo pasar aproximadamente 15l de aire a través de un sistema trampa y dos borboteadores que contenían sendas disoluciones ácidas de ioduro potásico. Las bombas se calibraron con un calibrador de flujo BIOS DCLite-M a 1l/min. Las determinaciones de cloro total se realizaron a la mayor brevedad posible, menos de 90min desde la toma de la muestra. Para la determinación de cloroformo en el aire se utilizaron botellas de un litro de cristal ámbar con tapones de rosca con agujero central y juntas septum de silicona, que se abrían y mantenían abiertas sobre la lámina de agua durante 1min aproximadamente. Las determinaciones realizadas en el aire interior fueron: humedad relativa, temperatura, dióxido de carbono (CO2), oxidantes clorados (expresados como cloro) y cloroformo. La información con respecto a otras variables relacionadas con el funcionamiento del sistema de ventilación (caudal de renovación, caudal de recirculación y volumen total de aire bombeado por el sistema de ventilación) pudo obtenerse en sólo 10 instalaciones partiendo de los datos aportados por los responsables de mantenimiento.

Los análisis químicos fueron realizados en el laboratorio de la Subdirección de Salud Pública de Guipúzcoa. Para medir el pH se utilizó un pHmetro con electrodo de vidrio y compensación de temperatura CRISON microCM2201; para el análisis de cloro en el agua y el aire se utilizó un espectrofotómetro UVvisible de doble haz Shimadzu UV-160A. La determinación de cloro libre y combinado en el agua de la piscina se realizó por N,N-dietil-p-fenilendiamina (DPD) en tubo Nessler, determinándose espectrofotométricamente a 515nm. Tras la reacción del cloro libre con la DPD se añade yoduro potásico y se desarrolla el color correspondiente al cloro total. Por diferencia entre ambos valores se obtiene el cloro combinado. Los equipos utilizados son calibrados y verificados periódicamente con patrones de reconocida trazabilidad. La determinación de cloro en aire se realizó siguiendo el procedimiento descrito por Drobnic et al13, consistente en que el cloro presente en el aire oxida el yoduro potásico de los borboteadotes y libera una cantidad estequiométrica de yodo. La coloración del yodo liberado en la disolución absorbente se mide posteriormente en un espectrofotómetro UV-visible a 352nm. Esta determinación del cloro incluye todas las formas oxidantes presentes en el aire, si bien la forma mayoritariamente predominante es la tricloramina2. Los niveles de cloro expresados en este estudio son, por tanto, muy similares a los valores estimados por los autores que expresan el cloro del aire como tricloramina. La determinación de CO2 en el aire, como indicador de la renovación del aire interior o «edad del aire», se realizó con un monitor de lectura directa de espectroscopia por infrarrojos (modelo de sensor Testo 535), que se calibraba automáticamente al inicio de cada sesión, siguiendo las instrucciones del equipo.

La determinación de THM en el agua se realizó mediante extracción líquido-líquido con pentano y posterior cromatografía de gases con detector de captura de electrones y calibración por patrón interno14. En el estudio de validación mediante adición a dos niveles, con 6 determinaciones por nivel en diferentes días, se obtuvieron recuperaciones medias entre el 91,3 y el 103,5%, con coeficientes de variación entre el 2,9 y el 6,8%. El laboratorio está acreditado en la realización de estos análisis en agua (ISO/IEC 17025:2005), participando periódicamente en ejercicios de aptitud interlaboratorios (LEAP Scheme of FAPAS: Laboratory Environmental Analysis Proficiency Scheme of Food Analysis Performance Assessment Scheme). La determinación de cloroformo en el aire se realizó por cromatografía de gases (HP 5890 series II) con detector de captura de electrones, inyectando directamente 500μl de la muestra gaseosa con una jeringa gastight (Hamilton®) y calibrando mediante patrón externo15. Los límites de cuantificación para cada uno de los parámetros analizados en el agua fueron: 0,4μg/l para CHCl3, 0,2μg/l para BDCM, 0,2μg/l para CDBM, 0,2μg/l para CHBr3 y 0,05mg/l para cloro libre residual y combinado. Los límites de cuantificación para los parámetros analizados en el aire fueron: 0,10mg/m3 para cloro total y 5μg/m3 para CHCl3.

Para el análisis estadístico se calcularon la media, la mediana, los percentiles y el rango con el objeto de describir las variables relacionadas con las características del agua y el aire de las piscinas cubiertas. La relación entre los niveles de contaminantes en el aire o el agua y las variables relacionadas con la ventilación o el número de bañistas se analizó por medio del coeficiente de correlación de Pearson, una vez comprobada la distribución normal de dichas variables. Los resultados de los parámetros inferiores al límite de cuantificación fueron sustituidos por la mitad de dicho valor.

En un análisis posterior, las variables dependientes cloro y cloroformo del aire fueron analizadas con un modelo de regresión lineal múltiple, en el que se iban incluyendo las variables independientes que mostraron una correlación significativa en el análisis bivariado, utilizando el procedimiento forward. Las variables se incluyeron en el modelo si su nivel de significación era<0,05 y producían una mejora de la R2 superior al 5%. Se analizaron las asunciones del modelo (linealidad, normalidad, homocedasticidad, independencia de los residuos, ausencia de valores extremos y multicolinealidad entre las variables independientes). Los análisis estadísticos se realizaron utilizando el paquete SPSS para Windows (SPSS, 1999).

Los percentiles 25 y 75, la mediana, la media y la desviación estándar de los parámetros medidos en el aire interior y el agua de baño se describen en la tabla 1. En el aire interior, las medias del cloro total y el cloroformo fueron de 0,4mg/m3 y 22μg/m3, respectivamente. Los valores de la temperatura del aire y del agua, la humedad relativa, los niveles de cloro libre y combinado y el pH se encontraron dentro de los límites admitidos por la Reglamentación de Piscinas de la Comunidad Autónoma Vasca16. Entre los THM en el agua de baño, el cloroformo fue la forma predominante, con un valor medio de 13,7μg/l, lo que representa el 86,7% del valor medio de TTHM. Los coeficientes de correlación se muestran en la tabla 2. El cloroformo en el agua de baño se correlacionó positivamente con el nivel de TTHM (r=0,97; p<0,01). Los niveles de cloroformo en el aire mostraron un grado de correlación positiva, moderadamente buena, con los niveles de TTHM y cloroformo del agua (r=0,57 y r=0,62, respectivamente; p<0,01 para ambos), con el nivel de CO2 en el aire interior (r=0,60; p<0,01) y una correlación negativa moderada con el número de nadadores acumulado durante el día (r=−0,50; p=0,03). El cloro del aire mostró una correlación, débil pero significativa, con el cloro libre del agua de baño (r=0,40; p=0,01), y el cloroformo del aire (r=0,43; p<0,01), y moderada con el nivel de CO2 del aire interior (r=0,56; p<0,01), pero ninguna asociación con el número de bañistas. El volumen total de aire (renovado y recirculado) bombeado por el sistema de ventilación mostró una correlación positiva muy elevada con el número de bañistas acumulado (r=0,93; p<0,01), y más moderada y negativa con el nivel de cloro en el aire (r=−0,44; p=0,05), sin ser estadísticamente significativa con el cloroformo. El resto de los parámetros relacionados con el sistema de ventilación, el caudal de renovación y el de recirculación no mostraron ninguna correlación significativa con los contaminantes en estudio.

En el modelo de regresión múltiple, el cloro libre y el pH del agua de baño y la concentración de CO2 del aire son las únicas variables que permanecen asociadas independientemente con la concentración de cloro en el aire. Asimismo, el CO2 del aire interior, el número de bañistas y el cloroformo en el agua son las variables relacionadas de forma independiente con el nivel de cloroformo en el aire (tabla 3).

Las concentraciones medias de cloroformo y TTHM en el agua de baño de las 20 piscinas públicas cubiertas estudiadas en Guipúzcoa son de 13,7 y 15,8μg/l, respectivamente. Los niveles medios de cloro total y cloroformo del aire interior fueron de 0,4mg/m3 y 22,0μg/m3. Los niveles de cloroformo y TTHM del agua de baño y los de cloro total y cloroformo del aire interior son bajos comparados con los descritos en la bibliografía.

Los niveles de cloroformo del agua de baño estimados en este estudio son similares a los observados por autores como Aiking et al17 y Erdinger et al18, pero inferiores a los descritos en otros estudios, en los cuales los valores medios de cloroformo eran entre 5 y 10 veces superiores15,19–23. Dada la contribución del cloroformo al TTHM, los niveles medios de TTHM de las piscinas cubiertas de también son inferiores a los observados en instalaciones similares23,24. La concentración de TTHM en el agua de la red de los municipios donde se ubican las piscinas cubiertas es muy similar a la encontrada en el agua de baño de las piscinas, a diferencia de lo observado, por ejemplo, en piscinas de Londres, donde los niveles de cloroformo se disparan, pasando de menos de 5μg/l en la red de distribución a más de 100μg/l23. Las menores concentraciones de TTHM de este estudio se podrían deber al hecho de que el carbono orgánico total del agua de la red y de las piscinas cubiertas es de 0,8 y 2mg/l, mientras que en las piscinas de Londres era de 2,3 y 6,3mg/l, respectivamente.

Los niveles de cloroformo observados en el aire de las piscinas cubiertas son inferiores a los descritos en la bibliografía15,18,20–22,25, que oscilan entre 50 y 200μg/m3. Sin embargo, los niveles de cloro total en el aire interior son muy similares a los expresados como cloro total por Drobnic et al en Cataluña13 y a los expresados como cloraminas, fundamentalmente como tricloramina, en piscinas de Bélgica12,26, Francia2,7 y Canadá8.

En el análisis bivariado cabe destacar la asociación negativa entre el número de bañistas y el nivel de cloroformo del aire, contraria a la descrita previamente23,27. La correlación negativa entre el número de bañistas y los niveles en cloroformo del aire se podría explicar por la potente y positiva correlación observada entre el volumen total de aire bombeado por el sistema de ventilación (recirculado y renovado) y el número de bañistas diario acumulado, y la correlación negativa del cloro y del cloroformo del aire con el volumen total ventilado. Es decir, las instalaciones que reciben más bañistas son también las que mayor volumen total de aire ventilan, de forma que el mayor volumen de aire recirculado y renovado impediría el aumento de los niveles de contaminantes.

El modelo de regresión múltiple permite obtener un grado de predicción moderado-bajo para el nivel de cloro en el aire interior (R2=51%), partiendo de variables sencillas de medir, como el pH y el cloro libre del agua de baño, y el nivel de CO2 del aire. Lévesque et al8 obtuvieron el mismo nivel de correlación entre cloraminas en el aire y el agua de piscinas, y señalan que la débil asociación entre dichas variables, a pesar de tener que ser mucho más fuerte, está muy condicionada por los sistemas de ventilación de las instalaciones. Sin embargo, el grado de predicción del cloroformo del aire es razonablemente bueno (R2=85%) e incluye un número reducido de variables: el nivel de CO2, el número de bañistas acumulado durante el día y el nivel de cloroformo en el agua de baño. De nuevo, este modelo muestra que los niveles del aire están asociados con los niveles del agua y con las variables relacionadas con el sistema de ventilación, como el CO2. La determinación de los niveles de cloroformo en el agua permitirá tener una estimación razonable de los niveles de cloroformo en el aire, ya que las otras dos variables del modelo de predicción de cloroformo en el aire, número de nadadores y nivel de CO2, son medidas sencillas de obtener.

Los nadadores de piscinas cubiertas experimentan una mayor frecuencia de síntomas irritativos en los ojos y las vías respiratorias altas que otros deportistas menos expuestos o no expuestos a los contaminantes de las piscinas cloradas; además, el grado de evidencia es creciente en relación con los síntomas respiratorios crónicos y el asma8,10,12,28. Se han sugerido diferentes valores de referencia para los niveles de cloro en el aire interior en función de los niveles para los cuales se han encontrado efectos en los nadadores. Así, mientras Hery et al2 establecieron un valor de referencia de 0,5mg/m3, Lévesque et al8 propusieron un valor más bajo: 0,37mg/m3. De las 20 instalaciones estudiadas, 4 superan el valor medio de 0,5mg/m3 y 11 el de 0,37mg/m3, lo cual indica que durante los entrenamientos los nadadores de estas instalaciones están expuestos a mayor riesgo de sufrir síntomas respiratorios agudos de tipo irritativo. En se han identificado varios episodios de síntomas respiratorios entre nadadores de equipos amateurs, aunque en el momento de estudiarlos no se detectaron niveles elevados de cloro u otros irritantes en las instalaciones9.

Finalmente, la asociación entre el nivel de CO2, utilizado como indicador de la renovación de aire o «edad del aire», y el nivel de cloro y cloroformo, así como los de ambos contaminantes, encontrados en el aire interior, apuntan la necesidad de aplicación de nuevas medidas en tres apartados: a) mejora o adecuación de los sistemas de tratamiento de las aguas de baño, como utilización de desinfectantes alternativos, no clorados, o sistemas de destrucción de subproductos de la desinfección; b) mejora de la eficacia de los sistemas de ventilación, y c) mejora de las condiciones y prácticas higiénicas de los nadadores, reduciendo la entrada en el agua de materia orgánica y compuestos nitrogenados que sirvan como fuente de productos tóxicos.