Bacterias indicadoras

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Las bacterias indicadoras son tipos de bacterias que se utilizan para detectar y estimar el nivel de contaminación fecal del agua. No son peligrosas para la salud humana, pero se utilizan para indicar la presencia de un riesgo para la salud.

Cada gramo de heces humanas contiene aproximadamente ~100 mil millones (1 × 10 ¹¹ ) bacterias. ^[1] Estas bacterias pueden incluir especies de bacterias patógenas , como Salmonella o Campylobacter , asociadas con gastroenteritis . Además, las heces pueden contener virus patógenos , protozoos y parásitos . La materia fecal puede ingresar al medio ambiente desde muchas fuentes, incluidas las plantas de tratamiento de aguas residuales , el estiércol de ganado o aves de corral, los vertederos sanitarios, los sistemas sépticos , los lodos de depuradora , las mascotas y la vida silvestre. Si se ingieren cantidades suficientes, los patógenos fecales pueden causar enfermedades. La variedad y, a menudo, las bajas concentraciones de patógenos en las aguas ambientales hacen que sea difícil analizarlos individualmente. Por lo tanto, las agencias públicas utilizan la presencia de otras bacterias fecales más abundantes y más fáciles de detectar como indicadores de la presencia de contaminación fecal. Además de las bacterias que se encuentran en la materia fecal, también se pueden encontrar en el contenido oral e intestinal. ^[2]

La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA) enumera los siguientes criterios para que un organismo sea un indicador ideal de contaminación fecal: ^{[ cita requerida ]}

1. El organismo debe estar presente siempre que haya patógenos entéricos.
2. El organismo debe ser útil para todo tipo de agua.
3. El organismo debería tener un tiempo de supervivencia más largo que el patógeno entérico más resistente.
4. El organismo no debe crecer en el agua.
5. El organismo debería encontrarse en los intestinos de animales de sangre caliente.

Ninguno de los tipos de organismos indicadores que se utilizan actualmente se ajusta perfectamente a todos estos criterios; sin embargo, cuando se considera el costo, el uso de indicadores se hace necesario.

Las bacterias indicadoras comúnmente utilizadas incluyen coliformes totales, o un subconjunto de este grupo, coliformes fecales , que se encuentran en los tractos intestinales de animales de sangre caliente. Los coliformes totales fueron utilizados como indicadores fecales por agencias públicas en los EE. UU. ya en la década de 1920. Estos organismos pueden identificarse basándose en el hecho de que todos metabolizan el azúcar lactosa, produciendo ácido y gas como subproductos. Los coliformes fecales son más útiles como indicadores en aguas recreativas que los coliformes totales que incluyen especies que se encuentran naturalmente en plantas y suelo; sin embargo, incluso hay algunas especies de coliformes fecales que no tienen un origen fecal, como Klebsiella pneumoniae . Quizás el mayor inconveniente de usar coliformes como indicadores es que pueden crecer en el agua bajo ciertas condiciones.

También se utilizan como indicadores Escherichia coli ( E. coli ) y enterococos .

Las bacterias indicadoras se pueden cultivar en medios específicamente formulados para permitir el crecimiento de las especies de interés e inhibir el crecimiento de otros organismos. Normalmente, las muestras de agua ambiental se filtran a través de membranas con tamaños de poro pequeños y luego la membrana se coloca sobre un agar selectivo. A menudo es necesario variar el volumen de la muestra de agua filtrada para evitar que se formen muy pocas o demasiadas colonias en una placa. Las colonias bacterianas se pueden contar después de 24 a 48 horas, según el tipo de bacteria. Los recuentos se informan como unidades formadoras de colonias por 100 ml (ufc/100 ml).

Una técnica para detectar organismos indicadores es el uso de compuestos cromogénicos, que se añaden a medios convencionales o de reciente creación que se utilizan para aislar las bacterias indicadoras. Estos compuestos cromogénicos se modifican para cambiar el color o la fluorescencia mediante la adición de enzimas o metabolitos bacterianos específicos. Esto permite una fácil detección y evita la necesidad de aislar cultivos puros y realizar pruebas de confirmación. ^[3]

Los métodos inmunológicos que utilizan anticuerpos monoclonales se pueden utilizar para detectar bacterias indicadoras en muestras de agua. El precultivo en un medio seleccionado debe preceder a la detección para evitar la detección de células muertas. La tecnología de anticuerpos ELISA se ha desarrollado para permitir la detección legible a simple vista para la identificación rápida de microcolonias de coliformes . Otros usos de los anticuerpos en la detección utilizan perlas magnéticas recubiertas con anticuerpos para la concentración y separación de los ooquistes y quistes como se describe a continuación para los métodos de separación inmunomagnética (IMS). ^[3]

La separación inmunomagnética implica la biotinilación de antígenos purificados y unidos a partículas paramagnéticas recubiertas de estreptoavidina. La muestra cruda se mezcla con las perlas, luego se utiliza un imán específico para mantener los organismos objetivo contra la pared del vial y se vierte el material no unido. Este método se puede utilizar para recuperar bacterias indicadoras específicas. ^[3]

Los métodos basados ​​en secuencias genéticas dependen del reconocimiento de secuencias genéticas exclusivas propias de cepas específicas de organismos. La reacción en cadena de la polimerasa (PCR) y la hibridación in situ con fluorescencia (FISH) son métodos basados ​​en secuencias genéticas que se utilizan actualmente para detectar cepas específicas de bacterias indicadoras. ^[3]

Las Directrices de la Organización Mundial de la Salud para la calidad del agua potable establecen que, como organismo indicador, la Escherichia coli proporciona evidencia concluyente de contaminación fecal reciente y no debería estar presente en el agua destinada al consumo humano. ^[4] En los EE. UU., la Norma de coliformes totales de la EPA establece que un sistema público de agua no cumple con las normas si más del 5 por ciento de sus muestras de agua mensuales contienen coliformes. ^[5]

Los primeros estudios demostraron que las personas que nadaban en aguas con densidades medias geométricas de coliformes superiores a 2300/100 mL durante tres días presentaban tasas de enfermedad más elevadas. ^[6] En la década de 1960, estas cifras se convirtieron a concentraciones de coliformes fecales suponiendo que el 18 por ciento del total de coliformes eran fecales. En consecuencia, el Comité Técnico Asesor Nacional de los EE. UU. recomendó la siguiente norma para aguas recreativas en 1968: el 10 por ciento del total de muestras durante cualquier período de 30 días no debe superar los 400 coliformes fecales/100 mL o una media logarítmica de 200/100 mL (basándose en un mínimo de 5 muestras tomadas durante un período no superior a 30 días). ^[7]

A pesar de las críticas, la EPA recomendó este criterio nuevamente en 1976; sin embargo, la Agencia inició numerosos estudios en los años 1970 y 1980 para superar las debilidades de los estudios anteriores. En 1986, la EPA revisó sus recomendaciones de criterios bacteriológicos de calidad del agua ambiental para incluir E. coli y enterococos.

^[7]

El enfoque de la Iniciativa Nacional de Normas Agroambientales de Canadá para caracterizar los riesgos asociados con la contaminación fecal de las aguas bacterianas en los sitios agrícolas consiste en comparar estos sitios con los de los sitios de referencia alejados de las fuentes humanas o ganaderas. Este enfoque generalmente da como resultado niveles más bajos si se utiliza E. coli como estándar o “punto de referencia” con base en un estudio que indicó que se detectaron patógenos en el 80% de las muestras de agua con menos de 100 ufc de E. coli por 100 ml. ^[8]

La mayoría de los casos de gastroenteritis bacteriana son causados ​​por microorganismos entéricos transmitidos por los alimentos, como Salmonella y Campylobacter ; sin embargo, también es importante comprender el riesgo de exposición a patógenos a través de aguas recreativas. Este es especialmente el caso en las cuencas hidrográficas donde los desechos humanos o animales se descargan en los arroyos y las aguas río abajo se utilizan para nadar u otras actividades recreativas. Otros patógenos importantes además de las bacterias incluyen virus como el rotavirus , la hepatitis A y la hepatitis E y protozoos como giardia , cryptosporidium y Naegleria fowleri . ^[9] Debido a las dificultades asociadas con el monitoreo de patógenos en el medio ambiente, las evaluaciones de riesgos a menudo se basan en el uso de bacterias indicadoras.

En la década de 1950, se realizó una serie de estudios epidemiológicos en los EE. UU. para determinar la relación entre la calidad del agua de las aguas naturales y la salud de los bañistas. Los resultados indicaron que los bañistas tenían más probabilidades de tener síntomas gastrointestinales, infecciones oculares, afecciones cutáneas, infecciones de oído, nariz y garganta y enfermedades respiratorias que los no nadadores y, en algunos casos, los niveles más altos de coliformes se correlacionaban con una mayor incidencia de enfermedades gastrointestinales, aunque los tamaños de muestra en estos estudios eran pequeños. Desde entonces, se han realizado estudios para confirmar las relaciones causales entre la natación y ciertos resultados de salud. Una revisión de 22 estudios en 1998 ^[10] confirmó que los riesgos para la salud de los nadadores aumentaban a medida que aumentaba el número de bacterias indicadoras en aguas recreativas y que las concentraciones de E. coli y enterococos se correlacionaban mejor con los resultados de salud entre todos los indicadores estudiados. El riesgo relativo (RR) de enfermedad para los nadadores en agua dulce contaminada frente a los nadadores en agua no contaminada fue de entre 1 y 2 para la mayoría de los conjuntos de datos revisados. El mismo estudio concluyó que los indicadores bacterianos no estaban bien correlacionados con las concentraciones de virus. ^[10]

La supervivencia de los patógenos en los desechos, el suelo o el agua depende de muchos factores ambientales, como la temperatura, el pH, el contenido de materia orgánica, la humedad, la exposición a la luz y la presencia de otros organismos. ^[11] La materia fecal puede depositarse directamente, arrastrarse a las aguas por la escorrentía terrestre, transportarse a través del suelo o descargarse a las aguas superficiales a través de líneas de alcantarillado, tuberías o desagües. El riesgo de exposición para los seres humanos requiere:

1. Patógenos para sobrevivir y estar presentes;
2. Patógenos que se recrean en aguas superficiales;
3. Las personas deben entrar en contacto con el agua durante un tiempo suficiente o ingerir volúmenes suficientes de agua para recibir una dosis infecciosa.

Las tasas de muerte de bacterias en el medio ambiente suelen ser exponenciales, por lo tanto, la deposición directa de material fecal en las aguas generalmente aporta mayores concentraciones de patógenos que el material que debe transportarse por tierra o a través del subsuelo.

En general, los niños, los ancianos y las personas inmunodeprimidas necesitan una dosis menor de un organismo patógeno para contraer una infección. Actualmente, hay muy pocos estudios que puedan cuantificar la cantidad de tiempo que las personas probablemente pasan en aguas recreativas y la cantidad de agua que probablemente ingieran. En general, los niños nadan más a menudo, permanecen en el agua más tiempo, sumergen la cabeza más a menudo y tragan más agua. Esto hace que las personas tengan más miedo al agua del mar, ya que habrá más bacterias creciendo sobre ellas y a su alrededor.

Las evaluaciones cuantitativas de riesgos microbiológicos (QMRA) combinan concentraciones de patógenos en el agua con relaciones dosis-respuesta y datos que reflejan la exposición potencial para estimar el riesgo de infección.

Los datos sobre la exposición al agua se recogen generalmente mediante cuestionarios, pero también pueden determinarse a partir de mediciones reales del agua ingerida o estimarse a partir de datos publicados previamente. Se pide a los encuestados que informen sobre la frecuencia, el momento y la ubicación de las exposiciones, información detallada sobre la cantidad de agua ingerida y la inmersión de la cabeza, y características demográficas básicas como la edad, el sexo, el nivel socioeconómico y la composición familiar. Una vez que se recogen datos suficientes y se determina que son representativos de la población general, normalmente se ajustan a distribuciones, y estos parámetros de distribución se utilizan luego en las ecuaciones de evaluación de riesgos. Los datos de seguimiento que representan la aparición de patógenos, la medición directa de las concentraciones de patógenos o las estimaciones que derivan las concentraciones de patógenos a partir de las concentraciones de bacterias indicadoras también se ajustan a las distribuciones. La dosis se calcula multiplicando la concentración de patógenos por volumen por el volumen. Las dosis-respuestas también se pueden ajustar a una distribución. ^[12]

Cuanto más supuestos se hagan, más inciertas serán las estimaciones del riesgo relacionado con los patógenos. Sin embargo, incluso con una incertidumbre considerable, los QMRA son una buena manera de comparar diferentes escenarios de riesgo. En un estudio que comparaba los riesgos estimados para la salud de las exposiciones a aguas recreativas impactadas por fuentes humanas y no humanas de contaminación fecal, QMRA determinó que el riesgo de enfermedad gastrointestinal por exposición a aguas impactadas por ganado era similar al de las aguas impactadas por desechos humanos, y estos eran más altos que para las aguas impactadas por heces de gaviotas, pollos o cerdos. ^[13] Estos estudios podrían ser útiles para los administradores de riesgos para determinar la mejor manera de enfocar sus recursos limitados, sin embargo, los administradores de riesgos deben ser conscientes de las limitaciones de los datos utilizados en estos cálculos. Por ejemplo, este estudio utilizó datos que describen concentraciones de Salmonella en heces de pollo publicadas en 1969. ^[14] Los métodos para cuantificar bacterias, los cambios en las prácticas de alojamiento de animales y el saneamiento, y muchos otros factores pueden haber cambiado la prevalencia de Salmonella desde entonces. Además, este enfoque a menudo ignora los complicados procesos de destino y transporte que determinan las concentraciones de bacterias desde la fuente hasta el punto de exposición.

En los EE. UU., los estados pueden desarrollar sus propios estándares de calidad del agua basados ​​en las recomendaciones de la EPA en virtud de la Ley de Agua Limpia de 1977. Una vez que se aprueban los estándares de calidad del agua, los estados tienen la tarea de monitorear sus aguas superficiales para determinar dónde se producen alteraciones, y se desarrollan planes de cuencas hidrográficas llamados Cargas Diarias Máximas Totales (TMDL, por sus siglas en inglés) para dirigir los esfuerzos de mejora de la calidad del agua, incluidos cambios en la carga bacteriana permitida por fuentes puntuales y recomendaciones para cambios en las prácticas que reducen las contribuciones de fuentes no puntuales a las cargas bacterianas. Además, muchos estados tienen programas de monitoreo de playas para advertir a los bañistas cuando se detectan altos niveles de bacterias indicadoras. ^[15]