Introducción

Las aguas termales de origen natural han sido valoradas y usadas en diversas partes del mundo por sus propiedades curativas (^{Thorolfsdottir y Marteinsson, 2013}). Una piscina de agua termal natural se define como aquel ambiente recreativo que contiene aguas geotermales que no han sido esterilizadas, irradiadas o que no han recibido ningún tipo de tratamiento (^{WHO, 2005}). Los romanos construyeron diversos tipos de baños, los cuales con el tiempo se convirtieron en centros de reunión, entretenimiento, cultura, gimnasia, arte, debate, limpieza, e incluso de curación (^{Lagarto-Parra y Bernal-Sologuren, 2002}).

Los balnearios termales han promovido los potenciales efectos benéficos para la salud humana y se sugieren como un tratamiento para trastornos o enfermedades como artritis reumatoide, trastornos endocrinos y metabólicos, afecciones vasculares y padecimientos geriátricos (Uzunov et al., 2009). La utilización de aguas termales en aspectos de salud humana se identifica bajo diversas modalidades terapéuticas como hidroterapia, fisioterapia, fangoterapia y balneoterapia (^{Bender et al., 2005}). Las aguas termales pasan a través de fallas geológicas asociadas con algunas anomalías radiactivas (^{Santiago, 2004}). El agua normalmente proviene de capas profundas ricas en radio (²²⁶Ra); las cuales, además, transportan radón (²²²Rn) disuelto que proporciona la mayor parte de ²²²Rn en el aire.

De acuerdo a ^{Martínez-Leyva (1983)} las aguas termales se deben a la infiltración de aguas meteóricas que al descender a través de fracturas o fallas geológicas, aumentan su temperatura debido al gradiente geotérmico. Este mismo autor sugirió la presencia de focos calientes y cuerpos magmáticos emplazados durante la etapa de distensión tectónica. La circulación profunda enriquece a estas aguas termales con elementos radiactivos procedentes de minerales uraníferos emplazados en diferentes partes de la sección geológica, principalmente en su porción volcánica.

^{Ayala (2009)} señaló que los pacientes que inhalan directamente en baños termales, pueden adquirir una importante dosis de radiación en su sistema respiratorio debido a la desintegración del radón en el epitelio bronquial, aumentando en consecuencia, el riesgo de contraer cáncer de pulmón (^{UNSCEAR, 2000}; ^{Marsh et al., 2010}; ^{Muhammad et al., 2010}; ^{Walsh et al., 2010}; ^{Cevik et al., 2011}).

Incluso, una pequeña cantidad de radionúclidos ya sea ingerida o inhalada puede ocasionar una amenaza para la salud. Las partículas alfa, con bajo poder de penetración del radón tienen un alto poder ionizante y su energía varia de 4 a 6 MeV (^{Navarro y Martín, 2010}). Dentro del cuerpo, las partículas alfa ionizan y excitan los átomos del tejido depositando su energía a medida que el ²²²Rn decae (^{ICRP, 1990}) y, en consecuencia, se pueden presentar efectos bionegativos según lo documentado por la comunidad médica de los Estados Unidos de Norteamérica (^{Navarro y Martín, 2010}). Por esta razón, algunos países han establecido criterios sanitarios referentes a los niveles máximos de radón presentes en agua y aire. Por ejemplo, la Organización Mundial de la Salud (OMS) establece una concentración de 100 Bq L^-1 en agua y 148 Bq m^-3 en aire como límite máximo, la Comisión Internacional de Protección Radiológica (ICRP-International Commission on Radiological Protection) sugiere un monitoreo constante en balnearios termales (^{ICRP, 1990}). La Norma Oficial Mexicana no establece criterios para los niveles máximos de radón en agua y aire.

Es importante mencionar que en algunos países europeos, así como en Japón e Israel se han utilizado con éxito para el tratamiento, prevención o curación de diversas enfermedades y, de hecho, los consideran como un tratamiento eficaz principalmente para problemas reumáticos y respiratorios (^{Fioravanti et al., 2011}). En el caso especial de Latinoamérica, desde épocas prehispánicas, algunos países han empleado las fuentes termales para el tratamiento de diversas enfermedades; por ejemplo, en México la ciudad de Tequisquiapan en el estado de Querétaro es ampliamente reconocida desde hace siglos por los tratamientos termales que ofrece (^{Garzón, 2006}).

En el estado de Chihuahua, México, a partir del año 2000 se han realizado estudios referentes a la radiactividad en sedimentos, suelo, aire y agua (superficial y subterránea) en diferentes localidades (Villalba et al., 2011; ^{Colmenero-Sujo et al., 2004}). Sin embargo, los estudios que involucran aspectos de radiación en aguas recreacionales y salud humana, han sido poco documentados. Por lo tanto, el objetivo de este estudio fue cuantificar el radón (²²²Rn) en aire y evaluar la dosis de radiación en baños termales del norte de México en dos estaciones del año. Los resultados permitirán el cálculo de la dosis promedio anual (DPA) de inhalación de radón a la que se encuentran expuestas las personas que acuden a estos baños termales y establecer medidas preventivas o correctivas en su caso.

Método

El estudio se realizó en los baños termales que se encuentran en la comunidad de San Diego de Alcalá (SDA), en el municipio de Aldama, Chihuahua, México (Fig. 1). Las coordenadas geográficas del sitio de estudio son 28º 35’ 41” N y 105º 34’ 17” O, a una altitud de 1119 msnm.

Fig.1 Localizacióndel área de estudio en el municipio de Aldama en el estado de Chihuahua. 

Esta región se encuentra en la porción suroriental del acuífero denominado Valle de Aldama-San Diego, el cual está formado por sedimentos continentales de la edad Cuaternaria-Terciario Superior. Los baños termales pertenecen al Ejido de San Diego de Alcalá y en su totalidad son suministrados con agua natural.

Para cuantificar el ²²²Rn así como la dosis de radiación, en una primera etapa se seleccionó un cuarto de 23 m³ en donde se encontraba una tina de baño, se cerró la puerta y la ventana con el fin de representar de una manera real la acción que efectúan los usuarios que acuden a estos baños. En una segunda etapa, se estimaron el contenido de radón en aire y la dosis de radiación de acuerdo con la siguiente metodología.

La determinación del ²²²Rn fue utilizando un instrumento AlphaGUARD (GENITRON Instrumentos GmbH), el cual dispone de una cámara de ionización de 0.62 L en la cual, el radón ambiental se difunde a través de una membrana de fibra que tiene un factor de retención de 99.9%. Este equipo pertenece al Lawrence Berkeley National laboratory de los Estados Unidos de Norteamérica y es calibrado en dicha Institución cada cinco años. La concentración de radón fue medida en Bq m^-3. Se tomaron lecturas a los 10, 20, 30, 40, 50 y 60 min, realizándose tres mediciones; la primera en la epoca de invierno 2014 (enero) y dos en la epoca de primavera de 2015 (mayo y junio). Los intervalos de 10 min fueron tomados debido a que el equipo esta calibrado para lecturas en estos tiempos y las estaciones fueron seleccionadas como constrastantes (lluvias y estío) para detectar potenciales efectos por época.

El análisis estadístico consistió en correlacionar, mediante regresión lineal por el método de mínimos cuadrados no ponderados, la actividad de ²²²Rn por unidad de volumen y el tiempo de medición para cada conjunto de mediciones. La Dosis Promedio Anual (DPA) efectiva, en mSv año^-1 (H), debida a la inhalación directa de radón, se realizó utilizando la ecuación 1 (^{UNSCEAR, 2000}):

Donde: C es la concentración del radón medido en Bq m^-3; E es el factor de equilibrio (0.4); T es el número de horas en un año (hora-año) y; D es el factor de conversión entre la concentración de radón y la dosis (9X10^-6 mSv/hr/Bq/m³).

Resultados y Discusión

En la cuantificación de invierno de 2014, la concentración de radón en aire varió de 26 Bq m^-3 que fue detectado a los 10 min, hasta 812 Bq m^-3 observados a los 60 min (Fig. 2). Se encontró que existe una regresión lineal positiva, lo cual se muestra con la ecuación 2.

Fig.2 Concentración de ²²²Rn (Bq m^-3) en función del tiempo de medición en el muestreo de invierno (enero) 

Donde A es utilizado para denotar el valor de predicción por unidad de volumen de ²²²Rn en Bq/m³ y t es el tiempo transcurrido a partir de cerrar el recinto (min). En la Fig. 2, el valor de 79.5599 representa el valor de la desviación estándar (S) del conjunto de datos bajo el modelo lineal. Su coeficiente de variación (CV=S/µ) de 0.22 representa el porcentaje de la desviación con respecto a la media, cuyo valor es aceptable. El valor R-Sq de 94.6% (r²) identifica el porcentaje de variación en la concentración de ²²²Rn que es explicada por el tiempo y se considera que las variables están altamente correlacionadas. El valor R-Sq (adj) de 93.3% corresponde a r² ajustada esta indicando que los grados de libertad en el modelo no afectan de manera importante a la r².

En el muestreo de mayo de 2015 la concentración de radón varió de 153 Bq m^-3 a los 10 min hasta 1,696 Bq m^-3 observados a los 60 min (Fig. 3). Al igual que para el muestreo de invierno, se encontró una regresión lineal positivia lo cual se muestra en la ecuación 3.

Fig.3 Concentración de radón en aire (Bq m^-3) en el muestreo de primavera (mayo) 

Para estos datos que se muestran en la Fig. 3 el valor de la desviación estándar (S) es mayor que en el muestreo de invierno, pero menor el CV con un valor de 0.19 lo cual es aceptable. El valor de r²=95.3% identifica el porcentaje de variación en la concentración de ²²²Rn que es explicada por el tiempo y se considera que las variables están altamente correlacionadas. El valor de 94.1% que corresponde a r² ajustada esta indicando que los grados de libertad en el modelo no afectan de manera importante a la r².

Para el caso del muestreo realizado en junio de 2015 se tuvo un rango de concentración de 32 a 880 Bq m^-3 para las mediciones a los 10 y 60 min respectivamente (Fig. 4) y se encontró también una regresión lineal positiva, lo cual se muestra en la ecuación 4.

Fig.4 Concentración de radón en aire (Bq m^-3) en el muestreo de primavera (junio)  

Este modelo de predicción presentó una desviación estándar (S) de 86.0692 y un CV de 0.15 lo cual es un valor también aceptable. Es notorio que los valores de r² y de r² ajustado que se especifican en la Fig. 4 son similares a los encontrados en las mediciones de invierno (enero) y primavera (mayo).

Las concentraciones encontradas fueron superiores a las reportadas por ^{Labidi et al. (2006)} que notaron concentraciones en un rango de 33 Bq m^-3 hasta 589 Bq m^-3 en un baño de Túnez, mientras que ^{Sola et al. (2013)} encontraron niveles en un rango de 11 Bq m^-3 a 147 Bq m^-3 en la provincia de Ratchaburi, Tailandia. Estos resultados, asi como los obtenidos en este estudio permiten reafirmar que un incremento de los niveles de ²²² Rn se presenta en un periodo corto de tiempo, lo cual potencialmente puede presentar un problema de salud. La diferencia encontrada en la concentración de radón al comparar las estaciones, podría ser debido a factores externos e internos los cuales son explicados ampliamente por ^{García-Tobar (2014)}. Este autor especifica que los parámetros externos son variables meterorológicas como la presión atmosférica, la temperatura, humedad relativa, precipitación y velocidad y dirección del viento mientras que los internos se refieren a la infraestructura del lugar y geología. En las ecuaciones de predicción, se observa que en el mes de mayo la actividad fue mayor, disminuyó en junio y la menor se encontró en enero. Estas diferencias pueden ser explicadas por diferencias meteorológicas, toda vez que la región de estudio, presenta altos contrastes por efecto de la estación. Por ejemplo, en invierno (enero) se pueden presentan temperaturas de -10° C en contraste con temperaturas hasta de 40° C en primavera (mayo).

El radón detectado en este estudio puede ser producto de una relación directa del acuífero Aldama-San Diego con la continuidad tectónica estructural al noroeste de las sierras de Peña Blanca-El Cuervo, la cual es la región denominada provincia uranífera de Aldama. Los investigadores ^{Villalba et al. (2010)} encontraron que el agua de los manantiales que se encuentran en la región de estudio presentaban un alto contenido de ²²⁶Ra (5.6 Bq L^-1), que luego se convertía en radón, el cual presenta un alto coeficiente de solubilidad que le permite ser transportado por las aguas termales (^{Quindós et al., 1989}) y después ser liberado al aire. Además, algunos factores como las características físicas, el proceso de agitación, las altas temperaturas propias del agua (^{Rábago, 2013}), el contenido de elementos radiactivos de los materiales de construcción (^{Ramírez et al., 2011}) y la escasa ventilación originan la acumulación de radón hasta niveles de 1,696 Bq m^-3. Estos resultados son importantes cuando se analiza que ^{Mestre et al. (2013)} establecieron que por cada incremento de 100 Bq m^-3 de radón en locales cerrados, el riesgo de contraer cáncer de pulmón aumentaba un 16%. La dosis promedio de radiación a la que estan expuestos los visitantes que acuden a los baños depende del número de visitas que realizan durante el año. Las visitas consideradas en este trabajo fueron 12, 26 y 52 veces que son las más comunes que practican las personas que visitan estos baños y el tiempo de permanencia son de 10 hasta 60 min como se observa en la Tabla 1.

Tabla 1 Promedio de la DPA efectiva anual [mSv/año] en función del tiempo de uso del baño termal 

Los resultados relativos a la DPA efectiva variaron en un rango de 0.0005±4x10^-4 mSv cuando se visitan los baños 12 veces al año con un permanencia de 10 minutos, hasta 0.0352±1.1x10^-2 mSv visitando una vez a la semana por un periodo de 60 minutos.

Estas dosis de radiación se suman a las recibidas por la radiación natural que depende de tipo de rocas y yacimientos de minerales radiactivos entre otras (^{Manosalva, 2006}) y a los hábitos, como el fumar. La ^{EPA (2015)} ha reportado hasta 21,000 casos anuales de muerte por cáncer de pulmon donde 2,900 eran no fumadores. El aumento de la dosis por estas causas puede desarrollar en el futuro, un proceso que genere células cancerígenas a lo largo de los años (^{Ruano y Barros, 2013}; ^{Al-Jundi et al., 2011}). Para reducir este riesgo, es necesario que el tiempo de permanencia y el número de visitas sean las menores posibles. Otro aspecto importante a considerar es lo especificado por los investigadores ^{Tómas et al. (2011)} quienes señalaron que el personal que labora en los balnearios termales son los más irradiados por radón. Por esta razón, es recomendable establecer mecanismos de discusión y análisis a diferentes niveles para la protección de trabajadores con más exposición a la radiación. Cabe mencionar que los trabajadores de los baños termales bajo estudio se encuentran en el exterior de los mismos y solo vigilan esporádicamente, por lo que la dosis que reciben es debido a la radiación natural (fondo).

Conclusiones

El nivel de radón en los baños termales de San Diego de Alcala no representa un peligro de salud pública para visitantes que utilicen este servicio los primeros 10 minutos de permanencia. Las dosis promedio anual variaron conforme al tiempo y al número de visitas, donde la mayor fue a los 60 min., con 52 visitas al año (0.0352 mSv año^-1). Lo recomendable sería que los usuarios, quienes buscan un efecto benefico con este tipo de tratamiento, reduzcan el tiempo de permanencia y la frecuencia de visitas.