Bacterias indicadoras

Las bacterias indicadoras se pueden cultivar en medios formulados específicamente para permitir el crecimiento de la especie de interés e inhibir el crecimiento de otros organismos. Generalmente, las muestras de agua ambiental se filtran a través de membranas con poros 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 la formación de colonias insuficientes o excesivas en la placa. Las colonias bacterianas se pueden contar después de 24 a 48 horas, según el tipo de bacteria. Los recuentos se expresan en unidades formadoras de colonias por 100 mL (UFC/100 mL).

Una técnica para detectar organismos indicadores consiste en el uso de compuestos cromogénicos, que se añaden a medios de cultivo convencionales o de reciente desarrollo utilizados para el aislamiento de las bacterias indicadoras. Estos compuestos cromogénicos se modifican para cambiar de color o fluorescencia mediante la adición de enzimas o metabolitos bacterianos específicos. Esto facilita la detección y evita la necesidad de aislar cultivos puros y realizar pruebas de confirmación. ^{[ 3 ]}

Los métodos inmunológicos que utilizan anticuerpos monoclonales pueden emplearse para detectar bacterias indicadoras en muestras de agua. Es necesario realizar un precultivo en un medio seleccionado antes de la detección para evitar la detección de células muertas. Se ha desarrollado la tecnología de anticuerpos ELISA para permitir la detección visual a simple vista y la identificación rápida de microcolonias de coliformes . Otros usos de los anticuerpos en la detección emplean microesferas magnéticas recubiertas con anticuerpos para la concentración y separación de 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 su unión a partículas paramagnéticas recubiertas de estreptoavidina. La muestra cruda se mezcla con las microesferas, luego se utiliza un imán específico para mantener los organismos objetivo contra la pared del vial y se desecha el material no unido. Este método puede utilizarse 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 fluorescente in situ (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, Escherichia coli proporciona evidencia concluyente de contaminación fecal reciente y no debe 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 la normativa si más del 5 por ciento de sus muestras de agua mensuales contienen coliformes. ^{[ 5 ]}

Estudios iniciales demostraron que las personas que nadaban en aguas con densidades medias geométricas de coliformes superiores a 2300/100 mL durante tres días presentaban mayores tasas de enfermedad. ^{[ 6 ]} En la década de 1960, estas cifras se convirtieron a concentraciones de coliformes fecales, asumiendo que el 18 % del total de coliformes eran fecales. En consecuencia, el Comité Asesor Técnico Nacional de EE. UU. recomendó en 1968 el siguiente estándar para aguas recreativas: el 10 % del total de muestras durante cualquier período de 30 días no debería exceder los 400 coliformes fecales/100 mL o una media logarítmica de 200/100 mL (basado 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 las décadas de 1970 y 1980 para superar las deficiencias de los estudios anteriores. En 1986, la EPA revisó sus recomendaciones sobre los criterios bacteriológicos de calidad del agua ambiental para incluir E. coli y enterococos.

El enfoque de la Iniciativa Nacional de Normas Agroambientales de Canadá para caracterizar los riesgos asociados con la contaminación fecal del agua y la calidad bacteriana del agua en sitios agrícolas consiste en comparar estos sitios con sitios de referencia alejados de fuentes humanas o ganaderas. Este enfoque generalmente resulta en niveles más bajos si se utiliza E. coli como estándar o "punto de referencia", según 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 ]}

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 nadadores tenían más probabilidades de presentar síntomas gastrointestinales, infecciones oculares, afecciones cutáneas, infecciones de oído, nariz y garganta, y enfermedades respiratorias que los no nadadores y, en algunos casos, niveles más altos de coliformes se correlacionaron con una mayor incidencia de enfermedades gastrointestinales, aunque el tamaño de las muestras en estos estudios era pequeño. 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 las aguas recreativas y que las concentraciones de E. coli y enterococos se correlacionaron mejor con los resultados de salud entre todos los indicadores estudiados. El riesgo relativo (RR) de enfermedad para los nadadores en agua dulce contaminada en comparación con 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 patógenos en materiales de desecho, suelo o 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 ]} Las heces pueden depositarse directamente, ser arrastradas a las aguas por la escorrentía superficial, transportarse a través del suelo o descargarse en aguas superficiales mediante alcantarillas, tuberías o drenajes. El riesgo de exposición para los seres humanos requiere:

1. Los patógenos deben sobrevivir y estar presentes;
2. Patógenos que se reproducen en aguas superficiales;
3. Es necesario que las personas entren en contacto con el agua durante el tiempo suficiente o ingieran volúmenes suficientes de agua para recibir una dosis infecciosa.

Las tasas de mortalidad de las bacterias en el medio ambiente suelen ser exponenciales; por lo tanto, la deposición directa de materia fecal en las aguas generalmente contribuye con concentraciones más altas 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 requieren una dosis menor de un organismo patógeno para contraer una infección. Actualmente, existen muy pocos estudios que puedan cuantificar el tiempo que las personas pasan en aguas recreativas y la cantidad de agua que ingieren. Por lo general, los niños nadan con más frecuencia, permanecen más tiempo en el agua, sumergen la cabeza con mayor frecuencia y tragan más agua. Esto genera mayor temor hacia el agua del mar, ya que se cree que habrá más bacterias creciendo en ella y a su alrededor.

Las evaluaciones cuantitativas del riesgo microbiológico (QMRA, por sus siglas en inglés) combinan las concentraciones de patógenos en el agua con las relaciones dosis-respuesta y los datos que reflejan la exposición potencial para estimar el riesgo de infección.

Los datos sobre la exposición al agua generalmente se recopilan mediante cuestionarios, pero también pueden determinarse a partir de mediciones reales del agua ingerida o estimarse a partir de datos publicados previamente. Se solicita a los encuestados que informen sobre la frecuencia, el momento y el lugar 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 recopilados suficientes datos y considerados representativos de la población general, se suelen ajustar a distribuciones, y estos parámetros de distribución se utilizan posteriormente en las ecuaciones de evaluación de riesgos. Los datos de monitorización que representan la aparición de patógenos, la medición directa de las concentraciones de patógenos o las estimaciones derivadas de las concentraciones de patógenos a partir de las concentraciones de bacterias indicadoras también se ajustan a distribuciones. La dosis se calcula multiplicando la concentración de patógenos por volumen por el volumen. Las respuestas a la dosis también pueden ajustarse a una distribución. ^{[ 12 ]}

Cuantas más suposiciones se hagan, más inciertas serán las estimaciones de riesgo relacionadas con los patógenos. Sin embargo, incluso con una incertidumbre considerable, las QMRA son una buena manera de comparar diferentes escenarios de riesgo. En un estudio que comparó los riesgos estimados para la salud por exposiciones a aguas recreativas afectadas por fuentes humanas y no humanas de contaminación fecal, la QMRA determinó que el riesgo de enfermedad gastrointestinal por exposición a aguas afectadas por ganado era similar al de las afectadas por desechos humanos, y estos eran mayores que para aguas afectadas por heces de gaviota, pollo o cerdo. ^{[ 13 ]} Estos estudios podrían ser útiles para los gestores de riesgos para determinar la mejor manera de enfocar sus recursos limitados; sin embargo, los gestores de riesgos deben ser conscientes de las limitaciones de los datos utilizados en estos cálculos. Por ejemplo, este estudio utilizó datos que describían concentraciones de Salmonella en heces de pollo publicados en 1969. ^{[ 14 ]} Los métodos para cuantificar bacterias, los cambios en las prácticas de alojamiento de animales y saneamiento, y muchos otros factores pueden haber cambiado la prevalencia de Salmonella desde entonces. Además, este enfoque suele ignorar los complejos procesos de destino y transporte que determinan las concentraciones de bacterias desde la fuente hasta el punto de exposición.