MODELO DE DISPERSÃO E DESCARGA DE ESGOTO DE CRIPTO E GIARDIA NA ÁGUA SUPERFICIAL

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MODELO DE DISPERSÃO E DESCARGA DE ESGOTO DE CRIPTO E GIARDIA NA ÁGUA SUPERFICIAL.

INTRODUÇÃO

Os parasitas protozoários C. parvum e G. intestinalis causam muitos surtos de doenças gastrintestinais através da água potável (Craun et al, 1998; lisle e Rose, 1995). o estagio (oo)cístico destes parasitas é excretado pelos hospedeiros infectados e é resistente ao meio ambiente. Pode sobreviver por bastante tempo não água de superfície (DeReignier et al, 1989; Robertson et al, 1992; Chauret et al, 1995, 1998; Medema et al, 1997) e é resistente a desinfecção química (Finch et al, 1993). os baixos números de (oo)cistos são suficientes para estabelecer a infecção em um hospedeiro susceptível. A extrapolação dos dados proveniente de um experimento de dose-resposta em voluntários humanos (Dupont et al, 1995; rendtorff, 1954) com o modelo exponencial indica que mesmo uma dose de um único (oo)cisto resulta em uma probabilidade de infecção: para o cripto de 0,4% e para giardia de 2% (Teunis et al , 1996). Embora estes resultados sejam extrapolações dos dados experimentais, é possível eu uma estratégia bem sucedida destes parasitas dependa da infectividade de um único (oo)cisto. A persistência dos (oo)cistos no ambiente aquático, sua resistência a infectividade e a desinfecção química tornam os (oo)cistos de cripto e giardia patógenos críticos para a produção de água potável proveniente de fontes de águas superficiais e de recreação.

Muitos estudos tem demonstrado a presença de cripto e giardia na água de superfície em pontos de abstração para a produção de água potável (LeChevallier et al, 1991; Altherholt et al, 1998; Rose et al, 1991; Carrington e Smith, 1995; Hutton et al, 1995; Armon et al, 1995; Karanis e Seitz, 1996; Medema et al, 1999). surpreendentemente, poucas pesquisas foram conduzidas nas áreas de banho, porem poucos estudos também mostram a presença de cripto e giardia em águas de banho marinhas (Johnson et al, 1995) e de rio (Ruiter, 1988).

As fontes importantes de contaminação de cripto e giardia das águas superficiais são descargas do run-off agrícola e de esgoto domestico tratado e não tratado. As elevadas concentrações de cripto e giardia foram demonstradas no esgoto domestico tratado e não tratado (Sykora et al, 1991; Rose et al, 1986; Madore et al, 1987). um aumento na concentração de parasitas na água superficial é observado downstream (rio abaixo) nas áreas agricolas (Svoboda et al, 1997; Xiao, 1994; Casemore et al, 1997) ou nas descargas do esgoto domestico tratado ou não. Alem disso, a vida selvagem é sugerida como uam fonte importante de contaminação das águas prístinas (Hansen e Ongerth; Craun, 1990).

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A significância relativa destas diferentes fontes para a ocorrência de (oo)cistos em um local especifico de água superficial é determinada por uma combinação de fatores: (i) nível de contaminação destas fontes, (ii) magnitude das fontes (carga), (iii) transporte de (oo)cistos provenientes da fonte de água superficial, (iv) transporte de (oo)cistos na água superficial proveniente da fonte de contaminação ao local especifico e (v) sobrevivência dos (oo)cistos. Os (oo)cistos sobrevivem por vários meses nas fezes e na água (Dereigner et al, 1989; Robertson et al, 1992; Chauret et al, 1995; Medema et al, 1997). Embora pouco se saiba sobre os mecanismos que controlam o transporte de (oo)cistos na água do rio, parece provável que o transporte através do fluxo de água é o principal determinante. As concentrações de (oo)cistos estão positivamente correlacionadas com o fluxo de água e os níveis de turbidez (Atherholt et al, 1998; Medema et al, 1999). Nestes estudos, as concentrações de giardia diminuíram com o aumento da temperatura, enquanto as concentrações de cripto não estiveram relacionadas com a temperatura abaixo de 20º. C. o transporte (oo)cístico nos mananciais pode ser rápido, como ilustrado pelas elevadas concentrações encontradas nestas águas na " primeira descarga" após a ocorrência de chuvas (Stewart et al, 1997).

A descrição quantitativa da descarga e do destino dos (oo)cistos nas águas superficiais nos fornece uma perspectiva da significância das diferentes fontes e dos processos que determinam a probabilidade dos (oo)cistos serem transportados a partir do ponto de descarga aos locais de abstração de água potável ou de recreação.

Na Holanda, foram desenvolvidos modelos para a descrição da emissão dos poluentes químicos na superfície da água e a posterior dispersão destes poluentes na água superficial. Estudamos a aplicabilidade destes modelos para descrever a emissão dos (oo)cistos (giardia e cripto) na água superficial proveniente das descargas de esgoto tratado ou não e a dispersão dos (oo)cistos jogados nas águas de superfície na Holanda. Esta informação pode ser usada para o projeto de uma estratégia efetiva de proteção da água.

METODOS

Modelos de emissão do esgoto domestico

Modelo. A emissão de (oo)cistos através das descargas de esgoto domestico tratado ou não foi calculada com o uso do software PROMISSE versão 2.5.0 desenvolvido para descrever a emissão do nitrogênio, fósforo, metais pesados e compostos aromáticos policiclicos (Quarles van Ufford e Ros, 1991). O PROMISSE reúne informação sobre as localidades e as quantidades de descargas de esgoto, tratado (biologicamente) ou não tratado (descargas diretas). Os dados sobre estas descargas foram usados de 1993 (Coppoolse et al, 1993).

Informações colhidas. Para a descrição da emissão de parasitas, o modelo precisou de informação precisa da excreção media de (oo)cistos por habitante ao ano, o numero total de habitantes e a remoção de cripto e giardia através do tratamento biológico dos resíduos.

A excreção media foi calculada a partir da concentração de (oo)cistos no esgoto domestico e a produção media de resíduos por pessoa durante o ano.

A concentração de cripto e giardia no esgoto domestico e sua remoção pelo tratamento foram determinadas através da amostragem de 10 a 50 l de influente depositado e 100 l de efluente secundário em 5 estações de tratamento biológico de esgoto. As amostras foram coletadas com o metodo de filtração de cartucho usando filtros de 1 µm DPPPY Microwynd CUNO em 41 min, estes foram cortados e as fibras foram lavadas com Tween 20 0,1% em PBS. O eluato 21 foi concentrado em 2 seqüências de centrifugação de 15 min, em 900 x g para giardia e em 1200 x g para cripto. Os sedimentos foram purificados através da flutuação em sucrose e analisados através da microscopia imunofluorescente, como descrito por Medema et al (1998). 6 amostras bimestrais foram colhidas em cada local de maio de 1994 a maio de 1995. Em cada local, um amostra do influente e uam do efluente foi semeada com os (oo)cistos para determinar a eficiência de recuperação do metodo de detecção.

A produção media de esgoto domestico ao ano (122,3 m³) foi calculada a partir da população total da Holanda em 1994 (15,4 x 10⁶ (Anon. 1994) e o volume total de esgoto domestico produzido em 1994 (1876 x 106 m3, Coppoolse et al, 1993).

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Modelos de dispersão na água de superfície

Modelo. A dispersão de cripto e giardia na água de superfície foi calculada com o software WATNAT versão 2.05 (Schijven et al, 1995). WATNAT é um modelo hidrológico que consiste de um modulo de transporte hidrodinâmico para a rede de água da Holanda, cm base em um esquematização que divide o pais em 85 áreas. Estes locais são conectados aos principais cursos de água perfazendo um total de 109 "módulos" ao longo destes cursos. Um segundo modulo descreve os processos que afetam a qualidade da água (como a contaminação) em cada parte da rede.

Os parasitas são transportados na água de superfície através da advecção, como outras partículas minúsculas. Para cada local, o transporte de protozoários foi calculado a partir da entrada dos protozoários pelas descargas de esgoto domestico (saída de PROMISE), os fluxos de entrada de protozoários provenientes dos locais upstream e os de entrada dos locais downstream. No casos das áreas distritais diretamente adjacentes a margem no ponto de entrada dos cursos de água para o pais, a carga de protozoários era necessária ser calculada proveniente de outros locais para a Holanda.

Coleta de dados. Para calcular a dispersão parasitaria, WATNAT precisava de informações sobre a entrada das descargas provenientes do esgoto tratado e não tratado e a concentração de cripto e giardia no esgoto tratado e bruto. As informações obtidas com o PROMISE sobre as descargas de (oo)cistos do esgoto domestico por área distrital foram passadas para o WATNAT.

A Holanda é o delta de 2 rios grandes rios internacionais (Reno e Meuse). Estes rios carregam a carga de cripto e giardia proveniente das descargas de resíduos agrícolas e de esgoto domestico dos outros paises (upstream = rio acima). Portanto, a contribuição destes rios, tanto com relação ao seu fluxo quanto a carga parasitaria são dados importantes para o WATNAT. A concentração de cripto e giardia no ponto de entrada do Reno e Meuse na Holanda foi estimada com a coleta de amostras de 100 l em cada local no outono de 1995, através do metodo descrito por Medema et al (1998). Para os cálculos do modelo, presumiu-se que a carga de (oo)cistos (que é o número de (oo)cistos que entra na Holanda por unidade de tempo) permaneceu constante.

Para determinar o impacto das concentrações no ponto de entrada, foram calculadas as concentrações na água superficial na Holanda, os cálculos da concentração foram realizados com e sem estes dados fornecidos.

As informações sobre a sobrevivência dos oocistos de cripto na água de (.....) foram também incorporadas neste modelo. A partir dos dados experimentais reportados, os índices de inativação foram calculados com uma curva descendente da linha de regressão linear do gráfico log-linear da concentração dos (oo)cistos viáveis x tempo. Os dados sobre os índices de sedimentação indicam que a sedimentação dos (oo)cistos desagregados na água superficial não é um fator importante no transporte de (oo)cistos na água de superfície (Ives, 1990; Medema et al, 1998). Os oocistos prontamente se agregam as partículas na água (Medema et al, 1998), e a sedimentação dos (oo)cistos agregados pode ser importante. Isto é sugerido pelos achados de Stewart et al (1997), que descobriram elevadas cargas de oocistos nas primeiras amostras destas, porem nenhum oocisto foi encontrado na água que sai do reservatório o qual recebia estas cargas. Se ocorrer a sedimentação de (oo)cistos, a ressuspensão de sedimentos durante a elevação do fluxo, através do movimento de embarcações e outras atividades, podem provocar aumento das concentrações de (oo)cistos na água. Entretanto, a sedimentação e a ressuspensão não poderiam ser incorporadas no modelo, porque muito poucos dados quantitativos estavam disponíveis.

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Concentrações observadas de parasitas x as calculadas. Para validar o resultado dos cálculos do modelo, eles foram comparados às concentrações observadas em 6 locais de água de superfície na Holanda. Os 2 locais eram o ponto de entrada do Rio Reno e Meuse na Holanda e os outros 4 pontos eram de abstração para a água potável. Este ultimo estava localizado no Rio Meuse, aproximadamente 215 km dowstream (rio abaixo) do ponto de entrada, em 2 ramificações do Rio Reno 80 e 105 km abaixo do ponto de entrada e um local onde havia um córrego regional na área agrícola, não era influenciado pelos 2 rios. A concentração de cripto e giardia nestes locais foi determinada ao coletar e avaliar 5100 l de amostras em cada local durante o outono de 1995 através do metodo descrito por Medema et al, 1998.

RESULTADOS

Cripto e giardia presentes no esgoto domestico bruto e tratado.

A giardia foi encontrada em todas as amostras de efluente primário e secundário, enquanto o cripto foi detectado em 20/31 (65%) das amostras do efluente primário e em 14/31 (45%) das amostras do efluente secundário. Para determinar as concentrações reais destes parasitas no esgoto, as concentrações observadas foram corrigidas para a eficiência de recuperação media do metodo de detecção.

A Eficiência de recuperação media nas amostras do influente foi de 0,36% para os oocistos de cripto e de 10% para os cistos de giardia. A concentração corrigida de cripto no efluente primário foi de <1 a 3,9 x 10⁵ por 1 (fig. 1). A maioria das amostras continha <1 –100 oocistos por 1, porem as concentrações máximas ocasionais de ate 10⁴ a 3,9 x 10⁵ por 1 foram observadas em agosto, setembro, novembro, e fevereiro. As concentrações de giardia foram de 21 a 2600 por 1. Não foi observada variação sazonal forte; as concentrações foram relativamente baixas em agosto e abril. As concentrações de giardia eram geralmente mais elevadas que as concentrações de cripto, porem menos variáveis.

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Modelo de emissão

Para determinar a excreção media por habitante ao ano, foi usada a mediana da concentração no efluente primário, corrigida para a eficiência media de recuperação do método de detecção: 17 oocistos por litro para cripto e 200 cistos por litro para giardia. A produção de esgoto domestico em 1,53 x 10⁷ habitantes foi de 1,87 x 10¹²l ao ano e 97,6% dos habitantes tinham sistema de esgoto em suas casas (dados de 1993). Grande parte do esgoto é tratada em estações de tratamento biológico antes da descarga na água superficial, porem uma pequena proporção é descarregada sem tratamento, porque nenhum tratamento esta instalado ou aumento do fluxo de esgoto aumenta durante as chuvas.

A eficiência de remoção do tratamento biológico foi determinada a partir da diferença na concentração media do influente e do efluente. Para o cripto, isto resultou em uma eficiência de remoção de 75%. As eficiências similares de remoção são também reportadas por Rose et al, (1986) e Madore et al (1987) para o tratamento dos resíduos biológicos. Para a giardia, a eficiência de remoção negativa foi calculada, porque a concentração media corrigida no efluente era maior que no influente. Com o uso da concentração media incorreta, a eficiência de remoção para os cistos de giardia seria de 93%. A Analise dos dados de Sykora et al (1991) sobre as concentrações de giardia no efluente de 11 estações de tratamento de água esgoto produziu uma eficiência de remoção de 99,6%. Robertson et al (1992) reportaram uma remoção de 89-97% de cistos de giardia na água residual através do tratamento biológico. Para aos cálculos do PROMISE, usamos uma eficiência de remoção intermediária de 99%.

Modelo de emissão

A combinação da concentração media de (oo)cistos no esgoto domestico e o volume total de esgoto domestico produzidos na Holanda forneceu a carga anual de (oo)cistos através desta rota em 1994; 3,2 x 10¹³ oocistos de cripto e 3,8 x 10¹⁴ cistos de giardia (tabela 1). A divisão desta carga pelo número da população produziu a excreção media por habitante ao ano; 2,1 x 10⁶ oocistos de cripto e 2,5 x 10⁷ cistos de giardia.

Os cálculos do modelo mostraram que a vasta maioria (85%) dos oocistos que foi descarregada na água de superfície via da descarga do esgoto tratado biologicamente (tabela 1). Para os cistos de giardia, isto é apenas 18%. Visto que a eficiência de remoção do tratamento de esgoto para giardia que foi fornecida ao modelo era bem maior, a maioria dos cistos (82%) entram na água superficial através da descarga do esgoto não tratado (tabela 1).

Cripto e giardia nos rios presentes nos pontos de entrada.

A concentração de cripto e giardia nos rios Reno e Meuse na Holanda é apresentada na tabela 2. As concentrações medias corrigidas para a eficiência de recuperação do metodo de detecção, e o volume anual de água do rio que passa pelo pais foram usados para calcular a carga anual de (oo)cistos na Holanda nestes rios.

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Modelo de dispersão.

Os dados obtidos do PROMISE sobre as descargas de (oo)cistos do esgoto tratado e bruto para os distritos foram usados para o WATNAT. Assim, a carga de (oo)cistos que flui no rio Reno e no rio Meuse na Holanda serviu como fonte de dados para o WATNAT.

Para incorporar a taxa de sobrevivência nos índices de inativação de (oo)cistos na água, estes foram abstraídos da literatura. Para os oocistos de cripto, o índice de inativação se baseou nos estudos de sobrevivência de (Medema et al (1997), Robertson et al, 1992 Dereigner et al, 1989; Robertson et al, 1992; Chauret et al, 1995;).descobriram os índices de inativação de 0,01 a 0,024, unidades log10 ao dia e nenhuma diferença no índice de inativação entre 5º.C e 15˚C. a partir dos dados de Robertson et al (1992) e Chauret et al (1995) os índices de inactivação de 0,0022 a 0,0027 unidades log10 foram calculadas. Charet et al 91995) descobriram que ao índice de inativação não era dependente da temperatura da água até 20º.C. a partir destes estudos, deduzimos um índice conservativo de inativação não dependente da temperatura de 0,003 unidade log10 ao dia. Para giardia, o índice de inativação dependente da temperatura de 0,01 x t (˚C)foi usado, com base no estudo de Dereigner et al (1989). Seus dados de sobrevivência foram reunidos em períodos com medias de temperaturas iguais. A curva descendente da analise de regressão de log10 da fração sobrevivente e a temperatura (0,01 ao dia por ˚C) foi usada como uma constante da inativação dependente da temperatura. A temperatura diária da água superficial na Holanda no ano inteiro foi abstraída a partir das informações de Nijs e Burns (1994).

Modelo de dispersão

Foram escolhidos 15 locais de água superficial (principalmente os pontos de abstração, estes foram selecionados (fig. 2) e a media e a faixa da concentração de cripto e giardia foram calculadas (tabela 3). O modelo de dispersão resultou nas concentrações medias de 0,30 a 0,38 oocistos de cripto por litro e de 0,013 a 0,09 cistos de giardia por litro do cursos de águia com pouca ou nenhuma influencia dos rios internacionais1,9 a 7,6 oocistos e 0,6 a 57 cistos por litro na água de superfície sob a influencia direta dos rios Reno e Meuse. Para investigar a contribuição da carga de (oo)cistos proveniente de concentrações externas, estas foram calculadas com e sem a presença de carga. A importação de (oo)cistos provenientes de outros locais através dos rios Reno e Meuse possui um forte efeito sobre as concentrações calculadas. Nos locais que estavam sob a influência direta destes rios (B-G, J e K) as concentrações calculadas de cripto eram de 4,4 a 200 x mais baixas se a importação dos 2 rios fosse negligenciada; para a giardia, as concentrações sem a importação foram até mesmo 4,2 a 4100 x mais baixas. Evidentemente, nos locais que estavam sob a influencia destes rios (L e M), ou apenas só um pouco, as concentrações com e sem a importação eram iguais.

Nos cálculos realizados com relação à importação, a concentração de cripto e giardia diminuiu com o tempo de permanência da água na Holanda (tabela 3: compare C com B e A; K com J e I; H com D e A). Nos cálculos sem importação, o reverso foi observado. Assim, quanto maior o tempo de permanência da água na Holanda, maior é a importância das descargas locais. A contribuição das descargas do esgoto domestico no pais somava de 0,5 a 23% da concentração media calculada para cripto nos locais que estavam sob influencia direta do rio Reno ou Meuse; e até mesmo menor que 5% da concentração media de giardia nestes locais.

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Concentrações observadas x calculadas

Os dados sobre a ocorrência de cripto e giardia na água de superfície estavam presentes para seis locais. A comparação destes dados para a emissão e os cálculos do modelo de dispersão demonstraram que as diferenças entre as concentrações observadas e calculadas de cripto e giardia na água superficial eram menores que um fator de 2 a 3 na maioria dos casos (fig. 3). No local L, a concentração calculada de cripto era um fator 7 menor que a da concentração observada. Para giardia, a concentração calculada era até mesmo um fator 37 menor que a observada. Este local estavam sitiado rio acima das descargas de esgoto domestico e rio abaixo da área agrícola com criação de bovinos e caprinos e a aplicação de adubo orgânico para a fertilização do solo, indicando que a fonte principal de poluição fecal era o run-off (escoamento de água) desta área, ao passo que as concentrações calculadas foram determinadas pela descarga calculada do esgoto domestico. Alem disso, este local não estava sob a influencia do rio Reno ou Meuse. No local B, a concentração de cripto era um fator 6 maior que a concentração observada.

Em um certo local do Rio Meuse (K), os dados sobre a ocorrência de cripto e giardia provenientes da amostragem coletada semanalmente ou de 2 em 2 semanas durante todo o ano estavam disponíveis (Teunis et al, 1997). Os dados diários fornecidos por este modelo neste local foram comparados às concentrações observadas (fig. 4). Para o cripto, as concentrações calculadas do modelo eram menores durante o inverno porem maiores na primavera e no verão. As concentrações de giardia era quase iguais às observadas durante o verão e o outono, porem um pouco maiores na primavera e no inicio do verão.

Discussão

Validação do modelo

Este estudo demonstrou que os modelos PROMISE e WATNAT, que foram desenvolvidos para a descrição da emissão e dispersão dos poluentes químicos, podem ser aplicados para aproximar a emissão de cripto e giardia através do esgoto doméstico e sua dispersão na água de superfície. A concentração na água de superfície que é calculada pela combinação destes modelos esteve próxima da observada em 5 dos 6 locais de água superficial examinados. O local onde o modelo previu concentrações menores que aquelas observadas (L) foi principalmente influenciado pela poluição agrícola, que não esta incorporada ao modelo . Isto mostra a relevância da inclusão da poluição agrícola nos modelos de cálculo. Para este propósito, são necessários dados sobre a ocorrência de cripto e giardia na movimentação dos animais de criação na Holanda e sobre as rotas de transporte de (oo)cistos provenientes do esterco usado na agricultura até a água de superfície (run-off, escoamento da água no solo). Esta informação é emergente (Mawdsley et al, 1996 Svoboda et at., 1997). Com base nas concentrações de (oo)cistos no esgoto doméstico e a sua produção total, a excreção anual total de oocistos de cripto e de cistos de giardia na Holanda foi estimada em 3.2 x 10¹³ e 3.8 x 10¹⁴, respectivamente, e uma excreção media anual de 2.1 x 10⁶ oocistos e 2.5 x 10⁷ cistos por habitante foram calculadas. De forma alternativa, a combinação destes dados com os dados sobre a prevalência de criptosporidiose e giardiase na Holanda teve como resultado a excreção estimada de (oo)cistos por caso, um estudo da população feito por Hoogenhoom et al. (1989) indicou que o numero total de casos de gastroenterite na Holanda foi de 2 x 10⁶ ao ano. Cripto e giardia foram detectados nas amostras de fezes de 1.6 e 3-5% destes casos, respectivamente. A prevalência de infecções assintomáticas de giardia na Holanda foi também de 3-5%, enquanto que o transporte assintomático de cripto era raro (Kortbeek et al, 1994). Isto indica que aproximadamente 32000 casos de criptosporidiose ocorrem a cada ano no pais. Para giardia, os dados sobre prevalência somam um total de 60.000-100.000 casos de infecções sintomáticas e 500.000-800.000 assintomáticas ao ano. A fim de considerar o numero total de oocistos no esgoto doméstico, a excreção total por caso de criptosporidiose deve ser de aproximadamente 10⁹ oocistos. Chappell et al (1996) infectaram voluntários humanos com oocistos de C. parvum administrando doses diferentes. Eles determinaram que a excreção media de oocistos em pessoas infectadas que contraíram diarréia era de 3 x 10⁷ por caso, indo de 5 x 10⁵ a 3 x 10⁹. isto indica que a excreção media por caso em infecções naturais maior que a reportada para os voluntários adultos saudáveis ou que as outras fontes, como as fezes bovinas, contribuem significativamente para a contaminação do esgoto doméstico. Para giardia, isto somaria uma excreção total de aproximadamente 4 x 10⁹-6 x 10⁹cistos por paciente com gastroenterite e giardia ou 5 x 10⁸-8 x 10⁸ por pessoa infectada, se o transporte assintomático também estiver incluído. Os dados sobre os indivíduos infectados revelam grandes flutuações na excreção diária de cistos (Tsuchiya, 1931), indo de 3 a 700 x 10⁶ cistos ao dia. O numero total de cistos excretados soma 10⁹ a 10¹⁰ em ambos os indivíduos. Se estes dados forem representativos para a excreção de giardia pelos pacientes com giardiase na Holanda, estes estão bem dentro da faixa de excreção total calculada com base na concentração de cistos no esgoto. a comparação das concentrações de protozoários observados e calculados durante todo o ano em um só local do rio Meuse onde os dados estavam disponíveis mostrou que as concentrações observadas eram menores que as concentrações calculadas de cripto e giardia durante a primavera e o verão e para o cripto também no inicio do outono.

Isto correspondia às temperaturas da água de mais de I5˚C. uma possível explicação para esta discrepância é que o índice de inativação de cistos e de oocistos é maior sob as condições naturais que os calculados a partir dos Experimentos laboratoriais. Entretanto, isto não explica a discrepância entre as concentrações observadas e calculadas de giardia durante o inverno.

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especialista em textos de medicina, com vários trabalhos publicados no exterior (área de parasitologia) - criptosporidium e giardia). desde 1992

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Implicações e resultados dos modelos

O calculo do numero de (oo)cistos jogados na água superficial pelo esgoto, as descargas do esgoto doméstico tratado e não tratado tornam possíveis selecionar as medidas preventivas mais apropriadas para a proteção da fonte de água, em escala regional e nacional. Visto que a maioria (85%) dos oocistos de cripto é jogada juntamente com o esgoto tratado. Intensificando a remoção dos oocistos de cripto através do tratamento resultará na redução mais significante da descarga na água de superfície. Portanto, com o aumento da porcentagem de moradores que possuem sistema de esgoto em casa (1994: 98%) e a porcentagem de esgoto que é tratado (1994: 97.6%) e a prevenção da sobrecarga deste (1994: 0-87% do volume total de esgoto doméstico) será mais efetivo para reduzir a descarga de giardia.

a partir dos cálculos do WATNAT, é evidente que a importação de (oo)cistos através dos rios Meuse e especialmente o Reno é muito significante para a contaminação da maioria das águas superficiais na Holanda . A carga total de (oo)cistos através destes rios para a Holanda ultrapassou a descarga total de (oo)cistos provenientes do esgoto doméstico tratado e não tratado em aproximadamente 1 ordem de magnitude (tabelas 1 e 2). As concentrações calculadas presentes na água de superfície que foram influenciadas por estes rios foram também muito menores quando a importação de (oo)cistos através do Reno e Meuse foi estabelecida em zero (tabela 3 ). A influência da importação reduziu-se com a o aumento do tempo de permanência da água na Holanda. 2 processos podem contribuir para esta redução: diluição e inativação. A diluição afetaria de forma semelhante às concentrações de ambos os protozoários. Visto que as concentrações de giardia foram reduzidas mais que as de cripto (tabela 3), e a inativação constante para giardia foi mais elevada que para Cripto, é provável que a inativação seja um processo mais importante que a diluição na determinação das concentrações de Cripto e giardia nos locais de estudo. O impacto da importação dos (oo)cistos sobre as concentrações nas águas de superfície em muitas partes da Holanda indica que a proteção da fonte de água é uma questão internacional e que as medidas preventivas em escala nacional devem ser balanceadas contra as medidas de proteção adotadas em paises rio acima do Reno e Meuse.

Melhorias nos modelos e nos dados fornecidos As descargas calculadas de Cripto e giardia na água de superfície se basearam nas estimativas da concentração de (oo)cistos no esgoto e na eficiência de remoção do tratamento de esgoto. Ambas foram estimadas a partir das concentrações medianas medidas antes e após do tratamento. A partir dos dados, era evidente que ambas as concentrações no esgoto doméstico e a eficiência de remoção demonstraram considerável variação. Uma outra fonte de variação é a eficiência de recuperação do método de detecção. A necessidade de pesquisa mais importante é a metodologia melhorada de detecção, com elevadas eficiências de recuperação, a capacidade de discriminar diferentes genótipos de Cripto e giardia e a capacidade de determinar a viabilidade ou a infectividade dos (oo)cistos. Quando estes métodos estiverem disponíveis, mais dados de monitoramento serão necessários para uma descrição precisa da descarga de (oo)cistos através do esgoto doméstico e a inclusão de variações temporais na concentração de (oo)cistos no esgoto doméstico. Da mesma forma, os dados sobre a ocorrência de Cripto e giardia na água de superfície que foram usados para o modelo ou verificar o desempenho do modelo eram limitados em seu numero e tempo. A melhoria do modelo pode ser obtida através da coleta de dados mais elaborados que cobrem todas as estações do ano, em ambos os lados que os rios entram na Holanda como dados fornecidos ao WATNAT e em vários locais da água de superfície verificar o resultado do modelo. Isto também permite a verificação da sazonalidade que é observada nos dados avaliados com concentrações relativamente baixas de Cripto e giardia no verão. A dominância dos rios internacionais pode ter ocultado as discrepâncias entre as concentrações observadas e calculadas. Portanto, a inclusão de um ou mais locais que não são influenciados pelos rios internacionais e que recebem o esgoto doméstico permitiria uma melhor Validação dos cálculos relativos ao modelo, porem nenhuma informação estava disponível. O Run-off proveniente das terras cultivadas não foi incorporado ao modelo. Visto que ambos os parasitas são encontrados em elevados números e freqüências no esterco dos animais de criação, isto pode ser uma omissão significante. São necessários dados sobre a incidência da disseminação de (oo)cistos pelos animais de criação, a sobrevivência de (oo)cistos durante o armazenamento do esterco e processamento e especialmente sobre o transporte e o destino dos (oo)cistos provenientes das fezes animais depositadas na terra e na água de superfície. No PROMISE, as sobrecargas combinadas de esgoto são estabelecidas no modelo como uma descarga constante de uma pequena porcentagem de esgoto bruto (0.87% in 1994). Entretanto, a natureza destas descargas não é constante porem segue períodos de chuvas intensas, levando a curtos acréscimos na concentração de (oo)cistos na água recebida (Stewart et al., 1997; Atherholt et al., 1998). Estas adições são significantes, visto que podem sobrecarregar os sistemas de tratamento de água potável e resultar em surtos de doença (Craun et al., 1998). É possível incorporar as variações a curto prazo que ocorrem com a incidência de chuvas e o fluxo de água nos modelos de dispersão e de descarga. Esta extensão permitiria as previsões da ocorrência de adições na concentração de (oo)cistos nos pontos de abstração. Não há dados quantitativos sobre a sedimentação dos (oo)cistos agregados e aqueles presentes nos sedimentos dos rios e lagos e a sua sobrevivência nestes sedimentos. Visto que isto pode ser um significante reservatório de (oo)cistos que pode ser ressuspenso e dar vazão a repentinos aumentos nas suas concentrações, precisa de mais atenção. Este estudo é o Primeiro passo na direção de uma descrição quantitativa do ciclo de transmissão de cripto e de giardia na água. O uso destes modelos combina os dados da ocorrência observacional de diferente tipos de água e locais de água de superfície e os dados experimentais provenientes dos Estudos de sobrevivência laboratorial em uma única descrição integrada. A descrição precisa de mais melhorias: incorporação do runoff agrícola e o aumento no numero e no tempo dos dados de concentração no esgoto, efluente e os pontos de entrada no Reno e Meuse. Além disso, as melhorias do método de detecção trariam beneficio para a precisão e relevância dos dados obtidos.

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Fig. 1. concentração de (oo)cistos em efluentes primários e secundários de 5 estações de tratamento de esgoto (dados corrigidos para a recuperação media do métodos de detecção).

Tabela 1. emissão total estimada de (oo)cistos provenientes do esgoto domestico na Holanda em 1994.

Tabela 2. concentração de cripto e giardia no Reno e Meuse a medida que estes entram na Holanda, outono de 1995.

Fig. 2. locais da água de superfície em que a concentração de cripto e giardia foi calculada com a ajuda dos modelos PROMISE e WATNAT.

Fig. 3. concentrações máximas e mínimas, media observada x calculada de cripto e giardia em 6 locais de água superficial.

Fig. 4. concentração observada x calculada de cripto e giardia no rio Meuse em Keinzersveer (local K) em 1994.

Fatores ecológicos que influenciam a sobrevivência e o crescimento dos patógenos humanos em frutas e verduras.

introdução

O numero de surtos documentados de infecções humanas associado ao consumo de frutas, verduras e sucos não pasteurizados tem aumentado bastante nos últimos anos (1-3). Avanços feitos nos programas de controle epidemiológico tem possibilitado investigar estas ligações. Entretanto, as alterações dos hábitos alimentares, métodos de produção de frutas e verduras e seu preparo, fontes produtivas, e a emergência dos patógenos anteriormente não reconhecidos quanto a sua associação com os alimentos consumidos crus tem intensificado o potencial de surtos (4,5).

Enquanto se sabe bastante sobre a ecologia dos patógenos microbianos nos alimentos de origem animal, o comportamento dos patógenos em associação com a microflora natural em frutas e verduras ainda esta mal definido. As grandes diferenças observadas na morfologia superficial, composição interna dos tecidos, e as atividades metabólicas das folhas, caules, flores, frutos, raízes e tubérculos proporcionam uma ampla variedade de diversos nichos ecológicos seletivos para espécies especificas ou grupos de microorganismos. Cortar ou ferir a superfície tecidual libera fluidos que contem nutrientes e numerosas fitoalexinas e outras substancias antimicrobianas que podem intensificar ou retardar o crescimento da microflora natural e dos patógenos (6). A presença de terra ou de material fecal na superfície dos produtos alimentícios pode penetrar nos cortes dos tecidos alterando assim o ambiente ecológico e talvez também o comportamento dos patógenos e outras microfloras.

O crescimento de fungos nestes ambientes pode resultar no aumento de pH, assim intensificar a probabilidade de desenvolvimento de bactérias patogênicas. Pode ter como resultado o desenvolvimento da colonização e da biopelícula, proporcionando assim condições que assegurariam a sobrevivência dos patógenos ou promoveriam o crescimento de microorganismos patogênicos. A viabilidade dos parasitas afetada pelos fatores intrínsecos e extrínsecos únicos as frutas e as verduras é desconhecida.

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2. Patógenos isolados ou associados as frutas e verduras

Embora bactérias, leveduras, e fungos dominem a microflora de frutas e verduras, a presença ocasional de bactérias patogênicas, parasitas e viroses capazes de causar infecções humanas foi também documentada (para revisões veja (2,7-12). Todos os tipos de produtos tem Potencial para albergar patógenos (13) porem Shigella spp., Salmonella, E. coli enterotoxigenica e enterohemorrahagica, Campylobacter sp., Listena monocytogenes, Yersinia enterocolitica, Bacillus cereus, Clostridium botulinum, viroses, e parasitas como giardia lamblia, Cyclospora cayetanensis, e Criptosporidium parvum são de maior preocupação para a saúde publica (2, 7,14,15). frutas e verduras podem ficar contaminadas com microorganismos patogênicos enquanto crescem nos campos, pomares, vinhedos, ou estufas, ou durante a colheita, após esta no manuseio, processo, distribuição e o preparo de alimentos em casa ou restaurante.

Na tabela 1 são apresentados exemplos de verduras frescas em que as bactérias patogênicas foram isoladas. Cada vegetal nesta lista possui uma serie única de fatores intrínsecos que pode influenciar a sobrevivência e o crescimento dos microorganismos patogênicos humanos. Uma ampla faixa de frutas e verduras frescas, bem como sucos não pasteurizados foi implicada em surtos de infecções. Exemplos mostrados na tabela 2. Esta n ao é uma lista compreensiva porem ilustra a diversidade dos tipos de produtos eventualmente capazes de servir como veículos para a infecção humana. A sobrevivência e o crescimento de um patógeno em produtos consumidos crus ou não pasteurizados são ditados por sua capacidade metabólica. Entretanto, a manifestação destas capacidades pode ser grandemente influenciada pelos fatores ecológicos extrínsecos e intrínsecos naturalmente presentes nos produtos ou impostos em ou mais pontos durante todo o sistema de produção, processo, distribuição e preparo no local de consumo.

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3. Possíveis razões para o aumento de números de surtos ou infecções.

As alterações presentes na tecnologia agrícola, de processamento, preservação, acondicionamento, distribuição e comercialização em escala global tem possibilitado a indústria de verduras e frutas fornecer aos consumidores produtos de alta qualidade em muitos paises o ano todo. Algumas das mesmas tecnologias e praticas tem também introduzido um aumento no risco de doenças humanas associadas aos microorganismos patogênicos. O uso do adubo orgânico animal que foi compostado em vez do fertilizante químico, bem como o esgoto e a água de irrigação não tratados contendo patógenos contribuem para este risco. As alterações na demografia social, O consumo de alimentos, e a consciência dos epidemiologistas e os profissionais da saúde que as frutas e as verduras são Potenciais veículos de infecções podem também ser contribuintes de um aumento nos produtos documentados associados aos surtos de doença humana.

Muitos dos fatores que supostamente contribuem para a epidemiologia das doenças associados às frutas e verduras (5.110) são direta ou indiretamente impactados pelas condições ecológicas que afetam a sobrevivência ou o crescimento dos microorganismos patogênicos. A adaptação aos ambientes de estresse pode resultar em um patógeno que se torna melhor adaptado à sobrevivência e ao crescimento, ou se tornar mais virulento. E. coli 0157:H7 [111-113] e Salmonella [ 114,115], Por exemplo, são conhecidos por se adaptarem ao pH reduzido e posteriormente exibem aumento na tolerância aos ambientes de estresse. O comercio global e as viagens internacionais tem resultado em um aumento no contato de pessoas com os patógenos em que estas não tinham sido anteriormente expostas. As Tendências com relação à distribuição geográfica das frutas minimamente processadas e verduras provenientes das instalações de processamento e o posterior armazenamento e as praticas de manuseio nas áreas de preparo de alimentos podem também ser fatores contribuintes para um aumento na freqüência de infecções associadas aos produtos. O comportamento ecológico dos patógenos e dos microorganismos em frutas e verduras pode ser grandemente afetado por estas alterações, assim resultando no aumento de risco de doença.

4. O Entendimento do ecossistema dos patógenos é superior aos métodos estabelecidos para o controle

Um entendimento melhor dos ecossistemas microbianos sobre a superfície de frutas e verduras seria extremamente úteis Quando se desenvolvem intervenções para minimizar a contaminação, impedir o crescimento dos patógenos, e matar ou remover os patógenos em varias estágios da produção, processamento, comercialização, e preparo para o consumo destes ecossistemas as extremamente diversos e complexos.

A presença e o número de bactérias, leveduras, fungos, parasitas e viroses diferem, dependendo do tipo do produto, praticas agrícolas, região geográfica de produção e as condições do tempo antes da colheita (113, 116, 117). Os ecossistemas microbianos únicos para vários tipos de produtos após a colheita podem ser bastante influenciados pelo manuseio e as condições de armazenamento bem como as condições de processamento, acondicionamento, distribuição e comercialização. Os patógenos, juntamente com os microorganismos podem contaminar as frutas e as verduras via várias rotas diferentes e em diversos pontos em todo o sistema ante e após a colheita. As eventuais fontes de microorganismos antes da colheita incluem o solo, fezes, água de irrigação, água usada pra a aplicação de fungicidas e inseticidas, poeira, insetos, o esterco compostado de forma inadequada, os animais domésticos e selvagens, e o manuseio humano.

As fontes após a colheita incluem as fezes, manuseio humano, equipamento de colheita, recipientes de transporte, animais domésticos e selvagens, insetos, poeira, água para a lavagem. Gelo, veículos de transporte e o equipamento de processamento. Janisiewicz et al.(118) demonstraram que as moscas das frutas contaminadas com uma cepa não patogênica de marcação fluorescente de E. coli 0157:H7 serviam como vetores na colonização do organismo na maçã. A bactéria foi isolados a partir de amostras de maçã em 48 h de exposição às moscas. O esterco usado como fertilizante ou material de correção do solo, bem como a água de irrigação, representa uma eventual fonte de patógenos para contaminar as frutas e verduras. E. coli 0 157:H7 e Salmonella são transportadas por animais e são excretadas nas fezes (119, 120). O esterco compostado de forma inadequada ou não compostado usado na , ou o esterco que entra nas águas de superfície podem conter estes patógenos e posteriormente contaminam os produtos (121). os Estudos sobre o destino de E. coli 0157:H7 em fezes bovinas revelaram que o patógeno sobreviveu no esterco bovino por 42-49 dias em 37 ˚C (122). Um outro estudo sobre o comportamento de E. coli 0157:H7 no esterco revelou que o patógeno poderia sobreviver até 47 dias, 4 meses, e 21 meses, no esterco bovino, esterco ovino aerado, e no esterco ovino não aerado, respectivamente (123). Beuchat (124) pôde detectar E. coli 0157:H7 em alface contaminada pelo esterco armazenada a temperatura de 4 ˚C por até 15 dias, mesmo Quando o inoculo inicial era de apenas 10⁰-10¹ CFU/g.

L. monocytogenes é amplamente distribuído no ambiente, onde esta associado à deterioração das plantas, solo, esgoto e fezes de animais, e foi isolado em vários tipos de verduras (7). Os casos de listeriose humana que foram associados ao consumo de verduras cruas são propensas, em parte, devido à contaminação causada pelo esterco proveniente dos ruminantes (8). L. monocytogenes é conhecido por crescer em uma variedade de vegetais em temperaturas de refrigeração (13, 125, 126). Embora os produtos possam se tornar contaminados com patógenos, como resultado do contato com o esterco usado como fertilizante do solo, através da água de irrigação contaminada, ou pelo contato direto com as fezes provenientes de aves e os animais que pastam, muito pouco se sabe a respeito do efeito das condições ecológicas sobre a sobrevivência dos patógenos presos ao esterco sobre as superfície das frutas e das verduras. Da mesma forma, Embora o uso de esterco na produção de frutas e verduras deva ser cuidadosamente administrado para limitar o Potencial de contaminação com os patógenos antes da colheita, há poucos dados científicos para validar os tratamentos práticos que matam os patógenos no esterco os quais podem aderir aos produtos frescos. Os fatores extrínsecos bem como os intrínsecos determinam à faixa e as populações de microorganismos associado às frutas e verduras em qualquer dado ponto durante toda a produção e o manuseio após a colheita, assim influenciando o índice e o tipo de contaminação que eventualmente torna os produtos crus não comestíveis. As superfícies das frutas, caules, raízes, flores, e folhas, Por exemplo, são caracterizados pelos únicos micro ambientes que influenciam a colonização ou bactérias, leveduras e fungos, bem como a agregação destes microorganismos, parasitas e viroses.

O ambiente em que as plantas crescem impõe fatores extrínsecos que influenciam a sobrevivência e o crescimento da microflora superficial associada, ao passo que os parâmetros intrínsecos como a natureza do epitélio e a cutícula protetiva, pH tecidual, e a presença de antimicrobianos ditam quais grupos de produtos podem ser mais propensos que os outros para albergar certos tipos de microorganismos em tecidos danificados. A faixa de microorganismos recuperados de frutas e verduras in natura reflete a maioria frequentemente a microflora presente no campo, pomar, pequenas plantações ou vinhedos durante a colheita (2, 117, 127). O s determinantes agrícolas e climáticos que afetam o ecossistema microbiano na colheita incluem a localização geográfica, historia de precipitação, vento, irrigação, Pré-colheita, colheita e pós-colheita, e a presença de insetos, animais e aves (4, 13). As bactérias gram-negativas dominam a microflora associada à maioria dos vegetais, enquanto os fungos e as leveduras levemente fermentadas frequentemente compõem a maioria da microflora das frutas, em grande parte devido ao pH acido da fruta, que Geralmente é menos de 4.0 (128).

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5. A co-habitação com outros microorganismos pode afetar a sobrevivência e o crescimento dos patógenos.

Enquanto o pH de muitos vegetais esta em uma faixa adequada para o crescimento de bactérias patogênicas, alguns ,ex, tomates plenamente maduros, estão em uma faixa de pH (3.9-4.4) que impede o retarda o crescimento. As leveduras e os fungos, Por outro lado, tem uma vantagem competitiva sobre as bactérias que podem ter acesso aos tecidos cortados de vegetais e muitas frutas, porque podem crescer em uma faixa menor de pH (2.2-5.0) característica de grande parte destes produtos. A perda das frutas é frequentemente causada por fungos específicos ou grupos de fungos e leveduras (128). Quando a pele ou tecido dos frutos são perfurados ou quebrados por insetos ou sofrem abuso mecânico, as leveduras e os fungos naturalmente presentes na superfície podem rapidamente se desenvolver na abundancia dos nutrientes disponíveis nos fluidos celulares liberados. Deterioração causada pelas leveduras geralmente é o resultado da atividade da fermentação. Os fungos, muitos dos quais utilizam etanol e açucares simples como fontes de energia, então crescem e eventualmente degradam os polissacarídeos estruturais. Muitos fungos produzem amônia e outros subprodutos alcalinos durante o curso dos nutrientes dos substratos metabolizantes. Alguns fungos e leveduras utilizam ácidos orgânicos, levando a redução da acidez e o aumento do pH. pelo menos 2 reportagens mostram que o crescimento dos fungos na superfície do suco de tomate (pH 4.2) aumenta o pH para 6.3-7.6, permitindo C. botulinum de crescer e produzir toxina (129,130). Das 58 espécies que representam 21 gêneros de fungos examinados por Mundt (131), todas exceto 2 aumentaram o nível de pH do suco de tomate (pH 4.1) pra uma faixa de 4.9-9.0. os insetos como os carunchos e a mosca domestica são portadores de E. coli 0157:H7 (132, 133). As moscas das frutas transmitem E. coli 0157:H7 para as maçãs (118). Reconhecendo que os surtos de E coli 0157:H7 associados à cidra de maçã pode ser, em parte, devido à amplificação do patógeno dentro do tecido cotado da maçã, Dingman (134) investigou a sobrevivência e o crescimento de E. coli 0157:H7 no tecido de 5 cultivares de maçã. Enquanto o crescimento ocorreu no tecido "machucado" (bruised) de todos os 5 cultivares, a iniciação do crescimento variou de 2 a 6 dias após a Inoculação e foi influenciada pelo tempo decorrido entre a coleta das maçãs e a sua inoculação. As bactérias alem de E. coli 0157:H7 não foram isoladas no tecido inoculado. As populações de fundos e leveduras não foram determinado; Entretanto, o pH das maçãs cortadas foi significativamente maior que o pH das maçãs intactas, indicando que o crescimento dos fungos pode ter ocorrido. Em qualquer caso, o aumento do pH favoreceria a sobrevivência e o crescimento de E. coli 0157:H7 e outros patógenos. Em uma pesquisa de 401 amostras de frutas e verduras coletadas em mercados varejistas, 66% afetadas por bactérias foram positivas e as colônias presumidas de Salmonella (135). 30% dos 166 isolados representativos de 20 produtos diferentes, inclusive melão e tomate, foram confirmados como Salmonella. A Inoculação de batata, cenoura e pimenta com bactéria (soft-rot) e com Salmonella typhimurium, seguida pela incubação por 24 h, resultou em contagens 10 x maiores de patógeno em relação aos vegetais inoculados com Salmonella apenas. Os vegetais inoculados com Pseudomonas viridiflava e S. typhimurium continham populações de Salmonella aproximadamente 3 x maiores que os vegetais inoculados só com Salmonella. Janisiewicz et al. (136), Por outro lado, reportaram que a Inoculação de Pseudomonas syringae nos cortes feitos nas maçãs impediu que E. coli 015TH7 desenvolvesse. As populações de leveduras e fungos nos produtos sob teste no foram registradas nestes Estudos (135, 136).

Com exceção de alguns tipos de melões, ex, melão cantaloupe (pH 6.2-6.9) e melancia (pH 5.2-5.7), que são reconhecidos como bons substratos pra o crescimento de Salmonella (137) e E. coli 0157:H7 (138), frutas e sucos com pH menor que 4.0 Geralmente não são considerados substratos que dão suporte ao crescimento de bactérias patogênicas. Entretanto, o desenvolvimento do gradiente de pH que envolve o crescimento micelial nos tecidos cortados ou na superfície do suco poderia fornecer condições para o crescimento de células incidentes de bactérias patogênicas. A maioria da microflora natural sobre a superfície dos produtos frescos não exerce um efeito deletério sobre as qualidades sensórias. Entretanto, Quando ocorre a deterioração, Pseudomonas,Xanthomonas, Erwinia, Bacillus, Clostridium, e vários gêneros de leveduras e fungos estão comumente envolvidos (139, 140). Alguns microorganismos naturais podem ter um efeito antagonístico ou letal sobre as bactérias capazes de causar doenças humanas. As cepas Bacteriocinogenicas de Pediococcus e Enterococcus, Por exemplo, Recentemente demonstraram controlar o crescimento de L. monocytogenes em brotos de feijão mungo (141).

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6. Comportamento dos patógenos nas biopelículas

São vários os meios pelos quais os patógenos contaminam os produtos frescos, inclusive as fontes ambientais no campo ou nos pomares, como observado acima, ou o contato com o equipamento usado na colheita e os recipientes usados no transporte dos produtos do campo para o mercado, e talvez o preparo destes alimentos pelas pessoas. Os Exopolysaccarides secretados pelas bactérias podem formar uma camada de ligação quando associados à parede celular ou liberados pela célula para criar uma estrutura da matriz (142). Os agregados microbianos que podem albergar as bactérias, leveduras e fungos dentro da matriz foram observados nas superfícies das plantas, e estas estruturas são referidas como biopelículas (143). A colonização dos microorganismos que deterioram ou não os produtos como frutas e verduras e as superfícies de contato pode fornecer uma ambiente protetivo para os patógenos, reduzindo a eficácia dos desinfetantes e outros agentes inibitórios (144). L. monocytogenes, em uma biopelícula de múltiplas espécies contendo Pseudomonas fragi e Staphylococcus xylosus, foi reportado como sendo não afetado pelo tratamento com 500 ppm de cloro (145). Fett (146) examinou cotilédones, hipocótilos e raízes de alfafa, brócolis, cravo da índia e brotos de girassol. Foram observadas biopelículas em partes da planta. Ele concluiu que as biopelículas naturais em brotos podem proporcionar locais protegidos de colonização para os patógenos humanos como a Salmonella e E. coli 0157:H7, tornando difícil sua eliminação com compostos antimicrobianos. A formação de biopelículas nas superfícies das folhas de espinafre, alface , repolho, aipo, alho poró, manjericão, salsa e endívia foi demonstrada (143). As estimativas da abundancia da biopelícula nas comunidades da filosfera mostram que as bactérias nas biopelículas constituem 10-40% da população bacteriana nas folhas de salsa e endívia (147). O recipientes usados na colheita, transporte e para expor os produtos ao publico não são frequentemente limpos e desinfetados, o que pode levar ao desenvolvimento de biopelículas (148-150). Mesmo os recipientes descartáveis pode acondicionar os produtos durante um tempo suficiente para permitir a formação de biopelículas. A contaminação de produtos frescos com patógenos podem resultar no contato com as superfícies que albergam estas biopelículas. Se os patógenos atacarem as biopelículas durante o transporte ou processamento, sua sobrevivência e crescimento podem ser intensificados (151-153). O crescimento dos patógenos incorporados nas biopelículas aumentaria a probabilidade de contaminação cruzada dos produtos. Jeong e Frank (154-155) determinaram que L. monocytogenes se desenvolve em biopelículas de múltiplas espécies contendo microflora de leite e carne. Nenhuma informação esta disponível sobre o comportamento de L. monocytogenes ou outras bactérias patogênicas nas biopelículas formadas pela microflora associada às frutas e as verduras. Os microorganismos predominantes nas biopelículas sobre as superfícies dos recipientes e o equipamento usados na indústria de processamento de frutas e vegetais provavelmente diferem grandemente daqueles usados nas indústrias de leite e carne. Mesmo na industria de produtos alimentícios, a microflora presente nas biopelículas em recipientes e equipamentos diferiria bastante, dependendo do tipo dos produtos a ser coletado ou processado. As características de crescimento e de sobrevivência dos patógenos também seriam provavelmente influenciadas por estas diferenças. Durante o crescimento e a maturação das frutas e verduras bem como durante a colheita, transporte, processamento e armazenamento após o processamento, existem oportunidades do desenvolvimento das biopelículas. Estas podem fornecer proteção contra a desinfecção. . Foi demonstrado o crescimento de L. monocytogenes em uma biopelícula de múltiplas espécies com o desenvolvimento concorrente da Resistência ao hipoclorito de sódio (145). Precisa ser desenvolvido um sistema modelo para simular a biopelícula dos produtos para o propósito de determinar o comportamento dos patógenos incorporados a eles. A capacidade dos patógenos de sobreviver nas biopelículas submetidas à desidratação e ao tratamento com os desinfetantes , p.

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7. O processamento pode exacerbar o problema ao matar ou remover os patógenos.

A falta de eficácia dos desinfetantes usados para descontaminar a superfície das frutas e das verduras foi amplamente atribuída a incapacidade de ativar os componentes nas soluções de tratamento para atingir o local das células microbianas (9). A infiltração dos patógenos nas fendas, aberturas, e espaços intercelulares das frutas e verduras foi demonstrada por vários pesquisadores. A infiltração de tomates com Salmonella (156-158) e Erwinia carotovora (159) e de alface(160, 161), maçãs ( 162,163), e laranjas (164) com E. coli 157:H7 foi descrita também. Uma vez posicionadas nestes nichos ecológicos, as células podem sobreviver e se desenvolver em uma elevada população até os produtos infectados serem consumidos. A infiltração de patógenos nas frutas e vegetais depende da temperatura, tempo e pressão, e único ocorre Quando a pressão da água sobre a superfície dos produtos ultrapassa a pressão interna do gás e a natureza hidrófoba da superfície dos produtos. A infiltração é intensificada se a temperatura das frutas ou dos vegetais for maior que a temperatura da suspensão celular com água. A adição de detergentes (surfactantes) a água também promove a infiltração dos produtos, aparentemente ao reduzir a tensão superficial da água na interface água-ar com a cutina danificada, células parenquimais, ou os poros que levam aos tecidos. Apesar do modo de infiltração, as células podem estabelecer micro colônias que são extremamente difíceis de conseguir com as soluções químicas aquosas. Isto pode resultar em um risco elevado de consumo de frutas e verduras que podem albergar microorganismos patogênicos.

Referências

Tabela 1. exemplos das bactérias patogênicas isoladas em vegetais crus.

Tabela 2. Exemplos de surtos de infecções epidemiológicas associados às frutas e verduras e aos produtos não pasteurizados.

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Água subterrânea como agente transmissor de protozoários intestinais

INTRODUÇÃO

As infecções intestinais causadas por protozoários constituem uma das causas mais freqüentes de enfermidade entre os seres humanos, a nível mundial.1 três destes se destacam como causadores de diarréia aguda em pacientes imunocompetentes, Giardia lamblia (intestinalis), Cryptosporidium parvum Entamoeba histolytica, porem existe um numero até maior de pacientes que são portadores assintomáticos. ¹Na Argentina, se desconhece a prevalência que os protozoários têm na população geral porque a maioria dos dados provem de pacientes que consultaram, de maneira espontânea, em diferentes centros hospitalares; apesar disso, se presume que G. lamblia é o protozoário diagnosticado com mais freqüência em todo o pais. ^6,7 Vários estudos foram realizados na região

Centro-norte da província de santa Fé; alguns deles chamam a atenção sobre a prevalência que os protozoários tem em uma determinada cidade ou em setores da mesma, enquanto que outros informam sobre o aumento dos quadros sintomáticos causados por algum protozoário em particular. ^8-12 A OMS aconselha a realização de estudos para determinar a importância relativa das diferentes rotas de transmissão Quando em algumas áreas a infecção por protozoários é endêmica. ^13,14 são 3 as rotas conhecidas, acompanhado a rota fecal-oral: Através da água, os alimentos e por contato de pessoa-a-pessoa. Os materiais fecais humanos e/ou animais são as fontes de contaminação. ^{3, 15-17} A importância da rota hídrica tem sido documentada através de numerosos trabalhos que estudaram os surtos de diarréia aguda causados por G. lamblia y Cryptosporidium^18-27 e com menor freqüência, com alguns estudos sobre E. histolytica y Balantidium coli.Entretanto, não é fácil avaliar esta rota como um agente transmissor em uma comunidade localizada em uma área endêmica porque pode apresentar casos esporádicos de infecção originados por contaminação, as vezes intermitente, das fontes provedoras de água ou dos sistemas de distribuição, sem que necessariamente sejam reconhecidos como surtos

de origem hídrica. ¹⁴ Os cistos de protozoários tem três características que permitem que eles se transformem em importantes agentes etiológicos de enfermidades transmitidas pela água: São estáveis no meio-ambiente, efetivos ainda que em baixas doses infecciosas e não são destruídos pelo cloro nas concentrações usadas para a potabilização da água de beber.^30-32 Sua detecção na água potável não acontece de forma rotineira porque os métodos utilizados para o diagnóstico são difíceis, de custo elevado e consomem muito tempo por parte dos operadores.³³ Em nosso pais é muito freqüente o uso de água potável proveniente de fontes subterrâneas, já que é distribuída para o consumo logo após a adição de cloro como único tratamento; um bom exemplo disso constitui a região centro-norte da província de Santa Fé, onde a maioria da população recebe este tipo de água.^34-38

O objetivo do presente trabalho foi estabelecer se havia associação entre o consumo de água obtida de fontes subterrâneas, só desinfetada com cloro antes de ser utilizada e a presença de protozoários intestinais em uma população pediátrica.

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população

A população estudada era composta por crianças de ambos os sexos que residiam em 3 cidades da região centro-norte da província de Santa Fé, de 400 mil, 30 mil e 18 mil habitantes cada uma, geograficamente afastadas entre si. A faixa etária estava compreendida entre 4 meses e 11 anos, 11 meses e 29 dias de idade. Levando em conta o caráter endêmico das parasitoses intestinais na região citada e com o objetivo de descartar os surtos sazonais39, o estudo foi realizado durante o período compreendido entre o dia 1º de abril e 30 de setembro de 1995. Foram incluídas também crianças que compartilhavam condições socioeconômicas e sanitárias similares, que viviam em casas modestas, tinham água encanada e cujas famílias residiam nesse grupo de população há pelo menos 3 anos. Eram excluídas as crianças que haviam passado por quadros de diarréia aguda durante o mês anterior ao estudo ou aquelas que, até 90 dias antes, tinham recebido tratamentos antiparasiticos. Também eram excluídas as crianças que moravam em casas localizadas a uma distancia menor que 50 metros de terrenos onde animais eram criados. Foram eliminadas do estudo crianças cujos pais não respeitavam a recomendação de coletar material fecal durante 7 dias ou não respondiam uma pesquisa estruturada. A seleção da amostra foi solicitada ao Instituto Provincial de Estadísticas y Censos (IPEC) que identificou um estrato de habitantes que era similar nas 3 cidades que se desejava estudar, tomando como base os dados do último Censo Nacional (1991) e utilizando as seguintes variáveis: moradia particular unifamiliar, com paredes, pisos e teto de tijolos, banheiro instalado, água encanada intradomiciliar, renda familiar media similar e, como mínima, nível de escolaridade primaria completa para o chefe de família. Para realizar a estratificação, o IPEC utilizou uma analise multivariada que levava em conta as variáveis descritas anteriormente. Foram selecionados 4 grupos da população, denominados de A, B, C e D. as crianças residentes nos grupos A, B e C possuíam água encanada proveniente de fontes subterrâneas, só tratada com cloro antes de ser distribuída; as crianças residentes no grupo D, que foi considerado de controle, eram providos de água de fonte superficial que recebia tratamento de potabilização convencional completo (floculação, sedimentação, filtração e cloração). Os grupos da população A e D eram da cidade de 400 mil habitantes. Nesta, aproximadamente 75% de seus habitantes eram providos de água potável proveniente de fontes subterrâneas (armazenada em tanques comunitários) ou de fonte superficial. Para o grupo A, foi escolhido um tanque que servia 3.600 moradores e para o grupo D foi escolhido por sorteio, entre os bairros que por suas características pertenciam ao mesmo estrato e que eram abastecidos por água de origem superficial.

Os grupos B e C pertenciam às cidades de 30 mil e 18 mil habitantes, respectivamente, providas exclusivamente de água proveniente de fontes subterrâneas. Para o grupo B, foi escolhido um tanque que servia 4 mil moradores e coincidia com o estrato desejado. O grupo C era abastecido por um único tanque de distribuição. Dentro de cada grupo de população, foram enumeradas as ruas e, utilizando uma tabela de números aleatórios, foram selecionados aquelas cujas casas seriam visitadas. As ruas foram contadas por esquina no sentido contrario as agulhas do relógio. Era estudada uma criança por casa visitada. Se em uma mesma casa viviam variam crianças, era escolhida aquela cuja idade estava mais próxima aos 5 anos. se isto não fosse possível, se optava pela idade mais próxima a aquela estabelecida. Quando não era encontrada nenhuma criança elegível na rua visitada, se passava para a próxima casa seguindo em direção ao oeste.

Ante a ausência dos dados anteriores, o tamanho da amostra era calculada de maneira que o erro cometido, para cada grupo de população, era menor de 10%, supondo para seu cálculo a situação mais desfavorável, que era de se esperar uma porcentagem de exames coproparasitológicos positivos de 50%.^40,41 Para cumprir com esse objetivo era necessária uma amostra onde n seria igual a 120, ou seja, de n =30 para cada grupo de população, porem como se esperava um não cumprimento na recuperação próxima a 20% se estabeleceu n= 40. No grupo C, ante o elevado número de crianças em que os protozoários intestinais foram identificados quando foram processadas as primeiras amostras, se decidiu aumentar n=50.

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Materiais e métodos

Estudo da água de beber

A água que abastecia cada grupo de população foi estudada do ponto de vista físico-químico, bacteriológico e parasitológico. Nos grupos A, B e C, a captação da água subterrânea era feita através de vários poços (2 em A, 11 em B e 14 em C). A profundidade das perfurações era de aproximadamente 28-30 metros. A água obtida era armazenada em tanques e, antes de sua liberação na rede de distribuição, esta era submetida ao tratamento de desinfecção mediante a adição de cloro, para se ter uma concentração final de 0,5-1 mg/l. Foram colhidas amostras de água dos tanques de distribuição e de todas as perfurações de abastecimento. Cada tanque era identificado pela letra correspondente ao grupo de população abastecida e as perfurações eram identificadas e enumeradas. Assim, por exemplo, no grupo A: tanque de distribuição, TA e perfurações, PA1 e PA2. Também foram colhidas amostras da rede de distribuição de água potável do grupo D.

Exame físico-químico e bacteriológico

Cada uma das amostras foi processada seguindo-se a metodologia proposta para os métodos padronizados de testes de água e esgoto. ⁴² As determinações físico-quimicas que foram realizadas são: pH, Condutividade, temperatura, resíduos sólidos, alcalinidade total, cloretos, sulfatos, dureza total, oxidabilidade, amoníaco, nitritos e nitratos. Nas amostras de água provenientes dos tanques de armazenamento, colhidas nas primeiras etapas da rede de distribuição, total o conteúdo de cloro residual livre e total foi determinado. O exame bacteriológico ocorreu mediante a recontagem de heterótrofos na placa (bactérias mesófilas aeróbicas) ((unidades formadoras de colônias/ml, UFC/ml) e foram determinadas as bactérias coliformes totais e coliformes termorresistentes (termotolerantes) mediante a técnica de fermentação em tubos múltiplos, expressando os resultados como numero provável/100 ml (NMP/100 ml). Como norma para avaliar a qualidade bacteriológica da água investigada foi levado em conta o recomendado por: - las Guías para la calidad del agua potable de la OMS, ⁴³ que expressam: "E. coli ou bactérias coliformes termorresistentes, não devem ser detestáveis em nenhuma amostra de 100 ml"; a lei 11.220 (30/11/94) da província de Santa Fe, que fixa como limite obrigatório: " bactérias aeróbicas até 100 UFC/ml; coliformes totais < 2,2 NMP/100 ml; coniformes fecais < 2,2 NMP/100 ml".

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Estudo parasitológico da água

Foram realizados exames parasitológicos nas amostras de águas provenientes de todos os tanques de armazenamento e da redes de distribuição. Em compensação, só foram investigadas amostras de água das perfurações que apresentaram índices de contaminação através da medição de seus parâmetros bacteriológicos. Amostras foram coletadas novamente e processadas de acordo com o descrito pelos Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater,⁴² de Feldman y col. ³¹ e Abramovich e col.,²⁷ realizando-as da seguinte maneira:

Foram filtrados 4 mil litros de água provenientes de perfurações e tanques comunitários de cada Um dos grupos da população A, B e C e da rede de distribuição de água potável do grupo D, através de filtros de polipropileno, com uma porosidade nominal de micrometro (Cuno Micro Wynd D-PPPY) e um fluxo de 15-20 litros por minuto. Finalizada a filtração, cada Um dos filtros foi enviado ao laboratório, em bolsa dupla de polietileno e refrigerados com gelo úmido. Nas 48 horas seguintes e trabalhando de maneira asséptica, eles foram desmembrados minuciosamente, lavando cada porção obtida com uma solução de Tween 80 a 0,2% (substancia tensoativa caotrópica, que interrompe as interações hidrofóbicas que constituem um importante fator de adesão dos cistos as fibras do filtro, facilitando sua captura física). Todo o liquido do lavado (2 litros), foi centrifugado a 3.000 rpm, durante 10 minutos, o sobrenadante foi descartado. Os sedimentos foram ressuspensos em 1 ml de formaldeído a 3,7%. A busca dos parasitas foi feita mediante os exames microscópicos diretos a fresco.

utilizando lugol, corantes vitais (corante de Taranto)⁴⁴ e colorações permanentes e diferenciais (tricrômica Ziehl Nielsen e Kinyoun). Todas as amostras foram concentradas usando as técnicas de flutuação com sulfato de zinco e com a solução de Sheather, o estudo foi realizado do mesmo modo que os exames diretos. Os exames realizados foram avaliados do ponto de vista qualitativo, com a presença ou ausência de parasitas. Como norma para avaliar a qualidade parasitológica da água investigada foi levado em conta o recomendado por: - las Guías para la calidad del agua potable da OMS,⁴³ que expressam: nenhum protozoário ou helminto patógeno deve ser detectado na água de beber"; - a lei 11.220 (30/11/94) da província de Santa Fe, que fixa como limite obrigatório: ausência de Giardia lamblia e de Cryptosporidium.

Estudo dos protozoários intestinais nas crianças.

Foram estudadas amostras de material fecal obtidas durante 7 dias na solução de formaldeído a 3,7%. Cada amostra foi concentrada mediante a técnica de acetato de etilo-formaldeído. Posteriormente, foram realizados exames parasitológicos utilizando as técnicas descritas para a investigação na água.

Os exames realizados foram avaliados do ponto de vista qualitativo, com a presença ou ausência de parasitas. Para corroborar com a homogeneidade do estrato identificado pelo IPEC e a fonte de provisão de água encanada. Foi realizada uma pesquisa estruturada. Foram processados os dados da criança eleita e foram levados em conta os seguintes aspectos: 1) tipo de trabalho dos pais, 2) renda familiar mensal total, 3) características da moradia, 4) tipo de banheiro e instalações sanitárias, 5) presença de animais domésticos, 6) eliminação de resíduos, 7) tratamento da água de beber.

Analise estatística

Foram comparadas, do ponto de vista parasitológico, as crianças nos grupos A, B e C x os do grupo D (controle). Foi planejado um estudo de casos e controles e foi realizada também a estatística descritiva e inferencial. Na primeira, os resultados são expressos como número de amostras com achado positivo/número total de amostras e sua porcentagem correspondente; enquanto que na estatística inferencial, através do uso do X², foi determinada a significância estatística na diferença de proporções e dependência estatística, calculando-se em todos os casos, o p exato associado. A analise da idade das crianças que faziam parte do estudo foi realizada mediante o uso de intervalos de confiança, já que por sua facilidade de leitura, foi considerada como a forma mais adequada para se comparar os grupos entre si. Ademais, os valores das amostras foram permitidos refletir com relação ao seu tamanho e desvio padrão, como uma direção de incerteza ou medida de erro.^40,41 Para se estimar a potencia da associação entre os fatores estudados foi levado em conta a proporção de desigualdade (Odds ratio, OR), 39 como uma estimativa de risco relativo. Os intervalos de confiança para OR foram obtidos seguindo os critérios dados no manual de SPSS que coincidem com as modificações de Fleiss.⁴⁵Foi escolhida esta medida de associação por considera- la mais adequada ao estudo de comparação.39, 46-49 todos os cálculos estatísticos foram realizados com o Software SPSS (versão 6.0 Windows).

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RESULTADOS

Assim, estes eram os critérios de eliminação, as amostras juntamente com aquelas que foram trabalhadas em cada grupo da população foram as seguintes: A, n= 34; B, n= 36; C, n= 45 e D, n= 34. as medias (X) e medianas (Mn), com intervalos de confiança de 95%, das idades das crianças estudadas, expressos em meses, foram as seguintes A,`C: 59,78; Mn: 60,0 (46,95-72,97); B,`C: 73,47; Mn: 72,0 (60,62-86,32); C,`C: 57,60; Mn: 55,0 (40,08-68,13) y D,`C: 60,25; Mn: 60,0 (47,01-72,99).

Estudo parasitológico da água

Os resultados dos exames físico-químicos de todas as amostras estudadas estavam dentro da faixa de valores considerados normais. nos tanques TA, TB e TC foram encontradas cifras similares de cloro livre (1,5 mg/l) e cloro total (2 mg/l). Os resultados dos estudos bacteriológicos e parasitológicos, realizados nas amostras provenientes da rede de distribuição de água potável, no grupo D, apresentaram ausência de parâmetros bacteriológicos e parasitológicos que indicaram contaminação. No grupo A, 1 das perfurações estudadas estava contaminada com bactérias e protozoários; no B, 4 de 11 e no C, 1 de 14 (tabela 1). Nenhum dos tanques de armazenamento apresentou parâmetros que indicassem contaminação bacteriológica. Nos correspondentes aos grupos B e C, foi detectada contaminação parasitológica (tabela 1).

Determinação de protozoários intestinais nas crianças.

O número de amostras positivas de material fecal para protozoários intestinais e suas porcentagens nas crianças residentes em cada grupo de população foram os seguintes: A, 16 (47%); B, 15 (41%); C, 30 (67%) e D, 4 (12%). Os diferentes tipos de protozoários identificados são informados através da tabela 2. com o objetivo de saber se ao menos um dos grupos de crianças parasitadas era distinto dos demais, foi realizada a prova de c2 que permitiu confirmar que existiam diferenças altamente significativas entre eles (p< 10-5). Com base neste fato e como era evidente a menor proporção de parasitados no grupo D, abastecido com água de fonte superficial, foi realizada a comparação entre este grupo e cada um dos restantes, providos de água subterrânea. Foram comprovadas diferenças significativas entre B-D (p= 0,012) e altamente significativas entre A-D (p= 0,0039) e C- D (p= 4,2 x 10-6). As diferenças relativas (odds ratio) com intervalos de confiança de 95%, correspondentes as comparações foram as seguintes: A-D, 5,16 (1,43; 19,65); B-D, 4,14 (1,16; 15,62) e C-D, 11,60 (3,35; 42,88).

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Pesquisa estruturada

Utilizando a prova de c2 não foram encontradas diferenças significativas a respeito do tipo de moradia empregado por diferentes grupos. tão pouco se descobriu a relação com as características dos banheiros, instalações sanitárias, eliminação de resíduos e a presença de animais domésticos.

18% dos integrantes do grupo A, 14% do B. 0% do C e 16% do D (p= 0,0502), faziam o tratamento da água destinada ao consumo humano com 2 gotas de hipoclorito de sódio por litro. Não foram possíveis processar, de forma estatística, os itens da pesquisa referentes ao tipo de trabalho dos pais e a renda mensal total da família, porque a maioria dos não respondeu sobre os mesmos.

Conclusões

Nas amostras estudadas, as diferenças relativas existentes entre o grupo controle e os resto dos grupos estudados permitiram inferir que existe um alto risco de infecção com protozoários intestinais Quando se consome água contaminada de origem subterrânea que só foi clorada antes de sua distribuição.

Discussão

A água potável é definida como aquela adequada para o consumo humano e para todos os usos domésticos habituais, incluída a higiene pessoal.^50,51 As fontes de água devem ser protegidas do contato com materiais fecais, já que estas podem ser portadoras de bactérias, vírus, protozoários e helmintos. A detecção de qualquer destes agentes em uma determinada fonte indicaria que a mesma esta contaminada com fezes e que nela pode estar presente uma grande multiplicidade de patógenos, Ademais do identificado, aqueles que estão presentes no intestino dos seres humanos e animais.⁵⁰

No presente trabalho, os resultados obtidos no estudo da água, analisados de acordo com as definições de qualidade que constam em las Guías para la calidad del Agua Potable (OMS, 1995)⁴³ e na Lei Nº 11.220 da província de Santa Fe, permitiram comprovar que existia contaminação bacteriana em algumas perfurações dos grupos da população A, B e C, só que esta contaminação não persistia em nenhum dos tanques de armazenamento. Também ficou comprovado, em algumas destas perfurações, a presença de cistos ou oocistos de protozoários e parasitas foram identificados do mesmo tipo, ao longo da cloração, nos tanques TB e TC. Enquanto que o abastecimento do grupo D estava livre de bactérias e protozoários.

Se ao que antes foi exposto se agregar o fato de as diferenças significativas ter sido comprovadas entre os grupos A, B e C e o grupo D utilizado como controle [e possível considerar que existem fundadas suspeitas da participação relevante da via hídrica na transmissão de cistos de protozoários nas 3 comunidades abastecidas com água proveniente de fontes subterrâneas. Entretanto, visto que esta rota não é a única via de transmissão possível, alguns resultados merecem ser analisados de maneira severa já que podem ser fonte de controvérsias. Apesar de que não ter sido possível constatar a presença de cripto nos filtros colocados em TA, é provável que a água de beber distribuída estivesse contaminada, já que os oocistos foram identificados em 21% das amostras de material fecal das crianças que residiam nesse grupo da população. Esta prevalência é muito superior a informada pelos trabalhos realizados a nível local e nacional, já que nestes há variação entre 0,10 e 0,80%.^{7, 52}Por outra parte, nenhuma amostra foi positiva para este tipo de protozoários nos grupos B, C e D. A recuperação de oocistos de cripto de PA 2, porem não do tanque de distribuição, pode ser atribuída a limitada sensibilidade da técnica de pesquisa.. que se baseou na identificação microscópica dos protozoários realizada por

um operador bem treinado. se deve ter em conta que os protozoários são encontrados em concentrações muito baixas em águas contaminadas, tanto que é necessário filtrar com pelo menos 1000 litros para se ter alguma chance de detectá-los.³³ No ano que foi realizado este estudo, em nosso meio não foram utilizadas técnicas de imunofluorescência, que são mais sensíveis e facilitam as tarefas de identificação. Porem, ainda no caso de termos utilizado-as,poderia acontecer que estas igualmente passaram despercebidas, já que distintos autores concordam que a recuperação de cistos, em geral, é pobre e é afetada pela quantidade de materiais em suspensão que contem a água que se investiga. ^53,54 a identificação de cistos de Entamoeba coli e do complexo E. histolytica-E. díspar em 2 das perfurações e no tanque do grupo B indicaram que os mesmos estavam contaminados com material fecal e a quantidade de amostras positivas para protozoários intestinais constatadas nos coproparasitológicos desse grupo era significativamente diferente do grupo controle. Apesar disso o tipo de protozoários identificados no abastecimento de água, Ainda que presente nas amostras de material fecal, não foi encontrado em uma porcentagem elevada das mesmas. Não são conhecidas as causas que contribuíram para que isto tenha acontecido. Em busca de uma explicação que poderia ter levado conta algumas possibilidades. A sobrevida dos cistos de E. histolytica na água varia, segundo a temperatura da mesma, desde alguns dias até semanas ou meses.⁵⁵ a técnica utilizada neste trabalho para a identificação de protozoários não água não assegurou que os mesmos fossem viáveis e que tinham capacidade para infestar hospedeiros humanos.56- 58. por outro lado, aceita-se que a contaminação das fontes pode ser intermitente e não necessariamente deve prolonga-se com o tempo.¹⁴

A presença nos exames coproparasitológicos de outros protozoários sensíveis ao mesmo tipo de drogas permitiu descartar a possibilidade de aplicação de critérios de exclusão incorretos enquanto que os tratamentos antiparasitários durante o estudo tinham sido responsáveis pela diminuição das amostras positivas. Se bem alguns dos entrevistados disseram que estavam acostumados a fazer o tratamento da água com hipoclorito de sódio, deve-se ter em mente que a concentração utilizada, se bem que é efetiva para eliminar as bactérias vegetativas, não é suficiente para destruir cistos de protozoários. 30-32

Apesar da proximidade física que existia entre as distintas perfurações que abastecia cada tanque de armazenamento, só algumas delas estavam contaminadas. Isto sugeriu que havia contaminação em algum poço, esta não seria razão suficiente para descartar os outros sem haver realizado estudos prévios. A OMS anuncia que é mais importante escolher corretamente o lugar onde se fará a perfuração, Protegendo logo a fonte subterrânea da contaminação, que o tratamento posterior da água obtida, ⁵⁹ já que, uma vez liberado o serviço destinado a uma comunidade seria necessário eliminar o poço em questão se houvesse comprovação da contaminação fecal em alguma das perfurações. Se não fosse possível, Ademais tratar a água com cloro, esta deveria ser submetida aos processos de filtração para reduzir os níveis insignificantes o risco de transmissão de cistos de parasitas intestinais.⁶⁰

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Tabela 1
Resultados dos estudos bacteriológicos e parasitológicos das amostras de água subterrânea provenientes de tanques de distribuição (T) e de perfurações que os abasteciam (P), nos grupos A, B e C

TABELA 2
Distribuição de protozoários intestinais identificados nos exames coproparasitológicos.

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Amebíase torácica

Amebíase é uma infecção protozoária causada por Entamoeba histolytica (1-3). É a terceira causa mais comum de morte proveniente das doenças parasíticas depois da malaria e esquistossomose, com uma taxa anual de 100 mil vitimas (4). Embora o intestino seja o local comum da infecção causada pela entamoeba, grande parte das mortes se deve a amebíase extra-intestinal, que inclui abscesso amébico do fígado, pleura, pulmões, cérebro, pericárdio e trato geniturinário. A amebíase pleuropulmonar é a forma de amebíase torácica que é a segunda mais comum entre as extra-intestinais (após os abscessos amébicos do fígado ); a amebíase pericardial é uma forma rara de doença torácica (5). A infecção pulmonar geralmente é causada por E. histolytica. A infecção pulmonar ocasional causada por uma outra ameba de vida livre, Acanthamoeba, que esta associada à meningoencefalite, também foi reportada recentemente (6-9). A amebíase pleuropulmonar não é uma condição incomum em paises em desenvolvimento, porem há deficiência no diagnostico, principalmente devido a falta de consciência da síndrome, a qual tem como resultado prejuízo prolongado para a saúde do paciente e as vezes a morte (5,10). Uma vez é feito o diagnostico correto muitos pacientes se recuperam com o tratamento adequado.

Distribuição geográfica

As infecções amébicas em humanos são encontradas em todas as partes do mundo, e a morbidade e mortalidade são maiores em paises em desenvolvimento da região tropical, como da América do Sul e Central, África e o subcontinente indiano (11).

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Distribuição sociodemografica

Amebíase é comum entre pessoas de classes socioeconômicas mais baixas; que não possuem saneamento básico, sem acesso a informação, onde muitas pessoas vivem em uma mesma casa, e não tem acesso à água potável tratada, estes são fatores de pré-disposição (4). A desnutrição, alcoolismo crônico e defeitos do septo atrial com shunt cardiovascular da esquerda para direita são fatores contribuintes para o desenvolvimento da amebíase pulmonar (12,13). Os homossexuais, viajantes, imigrantes atuais, e pessoas institucionalizadas como prisioneiros, órfãos, crianças em creches e indivíduos retardados ou mentalmente doentes estão em situação de risco para a infecção provocada pela Entamoeba em paises desenvolvidos (14). A infecção é 10 x mais comum em homens adultos que em mulheres adultas e ocorre com mais freqüência na terceira e quarta décadas de vida (7 12,15). As crianças raramente desenvolvem abscessos renais amébicos e complicações pulmonares, porem a distribuição sexual é igual entre eles (16).

Ciclo de vida

A infecção humana é causada pela ingestão do cisto de entamoeba em alimentos e bebidas contaminados por fezes (rota oral-fecal). A excistação ocorre no lúmen do intestino delgado. A multiplicação ocorre através da divisão nuclear após a divisão citoplasmática, a qual produz 8 trofozóitos. Estes então aderem ao muco e as camadas epiteliais através de D - galactose ou N-acetil-D-galactosamina- (D - gal ou GalNAc-) lectina amebica inibitória com glicoconjugados derivados do hospedeiro (17-19). Muitas pessoas infectadas são assintomáticas e excretam cistos em suas fezes (a encistação ocorre novamente no lúmen). Às vezes trofozóitos ativos penetram fundo na parede da mucosa e formam ulcerações na mucosa com uma abertura estreita no lúmen intestinal. Os trofozóitos podem penetrar nas veias mesentéricas e alcançar o fígado via a circulação portal (fig. 1). Amebas geralmente penetram na circulação sistêmica através das vênulas através das veias vertebrais e retais inferiores e medias e se depositam em diferentes órgãos inclusive os pulmões, cérebro e o trato geniturinário (fig. 1). Os pulmões são o segundo local extra-intestinal mais comum do envolvimento amébico depois do fígado.

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Distribuição da infecção por entamoeba no pulmão

Os lóbulos médios e inferiores do pulmão direito são geralmente afetados. O lóbulo esquerdo inferior ou o segmento lingular do lóbulo superior esquerdo pode também ser locais de abscessos amébicos pulmonares. O envolvimento pulmonar geralmente é bilateral. O empiema amébico constituía 18,5% do total de 200 empiemas do pulmão, com uma distribuição do lado direito (86,49%), lado esquerdo (13,5%) e bilateral (1,7%) (20). O índice de mortalidade varia de 5,4% a 16,5% em series diferentes (12 20,21). A elevada mortalidade se deve principalmente a pobre condição geral, idade, desnutrição, atraso no diagnostico, e tratamento inadequado (12). Bronquite e asma bronquial tem sido atribuídas à infestação causada por E. histolytica (22). Faz-se a previsão de que os parasitas alcancem os brônquios através da disseminação hematogênica ou sua presença no corpo constitui um alérgeno, que pode ser responsável por estas manifestações (20). Os infiltrados pulmonares transitórios e as subseqüentes síndromes são descritos como síndrome de Loeffler (23,24).

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Modos de envolvimento pulmonar

O envolvimento pulmonar causado pela ameba pode ocorrer através de varias rotas (tabela 1); pode ser descrito da seguinte forma:

Primário

Esta forma rara é contraída através da inalação de poeira contendo cistos ou aspiração de cistos ou trofozóitos de ameba (25).

Secundário

A forma secundaria, que não é frequentemente encontrada, ocorre como resultado de disseminação hematogênica proveniente do colam sem nenhum envolvimento hepático. As amebas podem passar para a circulação pulmonar a partir da lesão intestinal primaria por intermédio do sistema retal inferior ou médio ou vertebral das veias através da veia cava inferior e da parte esquerda do coração (10, 13, 26,27).

Terciário

A causa mais comum de amebíase pleuropulmonar é a extensão do abscesso amébico hepático, geralmente pelo envolvimento contíguo. O envolvimento hepático ocorre em ~3% a 9% de todos os casos, ou 42% dos pacientes hospitalizados com amebíase intestinal (1,28 – 30). Cerca de 6% a 40% dos pacientes com abscesso amébico hepático desenvolvem complicações pleuropulmonares (31-34). O envolvimento pleuropulmonar ocorre em 2% a 3% daqueles que tem amebíase invasiva (35). Em muitos casos o abscesso amébico do fígado próximo ao diafragma é acompanhado por uma reação pleural inflamatória com efusão estéril. Ocasionalmente, a margem necrosada dos abscessos avança pelo diafragma. Se o abscesso hepático ocorrer no espaço pleural, há formação do empiema amébico. À medida que a pleurite frequentemente precede a perfuração do diafragma, ela provoca adesão entre a pleura visceral e parietal e oblitera o espaço pleural. Uma vez o espaço pleural se fecha a pleura fica protegida da invasão posterior, assim o empiema não é tão comum como o abscesso pulmonar na amebíase torácica (36). Quando o abscesso pulmonar causa rupturas no pulmão deixando o espaço pleural ileso, o resultado usual é a consolidação do pulmão ou o abscesso pulmonar. O abscesso pode ocorrer no brônquio criando uma fistula hepatobronquial ou uma fistula broncobiliar. Quase todo o pus é expectorado através da tosse (37). O abscesso hepático pode ocorrer na pleura e nos pulmões simultaneamente e causar empiema, consolidação ou abscesso pulmonar. Em pacientes excepcionalmente sem sorte, o pus se espalha por diferentes lóbulos e produz múltiplos abscessos pulmonares. Em raras ocasiões, o envolvimento de uma parte do pulmão eu é distal ao diafragma – a qual esta associada ao abscesso amébico hepático – ocorre, indicando que a ameba pode atravessar o diafragma por intermédio dos canais linfáticos (38). O empiema amébico pode também ser o resultado da extensão direta do abscesso pulmonar amébico na pleura (10).

A maneira usual da extensão é pela perfuração do abscesso hepático ou subfrênico através do diafragma e através do espaço pleural obliterado com consolidação ou abscesso pulmonar. Às vezes uma lesão pode se desenvolver em uma área remota do pulmão a partir do diafragma, que pode ser disseminada de forma hematogênica, ou transbronquial pela aspiração ou o embolismo bronquial em casos de fistula hepatobronquial (20). Em ocasiões muito raras, um abscesso amébico hepático posterior pode ocorrer na veia cava inferior e levar ao embolismo da veia cava inferior e a doença tromboembólica dos pulmões (5) com hipertrofia ventricular direita e dilatação acompanhadas por insuficiência cardíaca congestiva ou cor pulmonale (39).

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Características clinicas

Quando a pleurite reativa se desenvolve mantendo o abscesso abaixo do diafragma intacto, a aparente doença hepática pode ou não ser evidente. As enzimas hepáticas geralmente são normais (34 35,40). com freqüência, porem não invariavelmente, há dor no quadrante superior direito com dor torácica pleurítica típica localizada no ombro ou escapula. A efusão pode ser muito pequena ou grande o bastante para causar dispnéia. O liquido exudativo é estéril e não possui características distintas (3,10). O abscesso amébico hepático é suspeito ao observar o hemidiafragma como alguma atelectasia ou haze (nevoa) na base pulmonar da radiografia (fig. 2 A). é comum ouvir um rub pleural em pacientes com abscesso amébico hepático que se estende até a pleura (20). Após o desenvolvimento de um liquido seroso ou com tratamento anti-amebico o rub pode desaparecer.

Os tipos de envolvimento pulmonar após a ruptura do abscesso hepático são mostrados na tabela 2. geralmente o desenvolvimento do empiema amébico é insidioso no inicio e febre, dor no quadrante superior direito com relação ao ombro, e dor torácica com tosse seca são características presentes nestes pacientes. Alguns pacientes apresentam um inicio dramático de dor severa com uma sensação de dilaceração, angustia respiratória e choque; às vezes pode ocorrer morte (3). Embora uma historia de febre durante semanas com dor no quadrante superior direito seja comum nestes casos, o alargamento clinico do fígado é observado em cerca de metade dos pacientes (41). Apenas poucos casos tem tido uma historia de diarréia, e menos da metade apresentaram cistos de E. histolytica nas fezes. Somente poucos casos tiveram uma historia de diarréia, e menos da metade tinham cistos de E. histolytica em suas fezes. O pus aspirado pode ter a cor característica de "pasta de anchova" (fig. 3) e os trofozóitos de E. histolytica podem ser encontrados sob o microscópio (fig. 2C). às vezes o pus pode ser de cor amarelada ou esverdeada. A hemoptise é comum; um ataque de hemoptise acompanhada de expectoração de pus indica que o pus é de origem hepática. A presença de bílis indica o estabelecimento de fistula bilio-bronquial (12). A hemoptise devido ao infarto pulmonar pode ocorrer como resultado de tromboembolismo do pulmão proveniente do abscesso amébico hepático (5,39). O soluço indica o envolvimento do diafragma (12). Os sintomas constitucionais podem ficar ausentes na amebíase pleuropulmonar (42). Em áreas endêmicas, a amebíase deve ser considerada como uma causa de angustia respiratória com hepatomegalia branda em crianças, especialmente aquelas com > 3 anos de idade (43).

O exame físico pode revelar alargamento hepático e amolecimento (tenderness) (se associado ao abscesso amébico hepático), macicez total a percussão, ruídos da respiração ausentes ou diminuídos. Rub pleural ou crepitação pode ser ouvido. Em casos crônicos, os pacientes podem ficar severamente comprometidos em seu desenvolvimento e o baqueteamento digital pode ser proeminente (10,44). A febre pode estar presente em 82% a 100% dos pacientes, dores torácicas em 50% a 100%, tosse em 87% a 100, hemoptise em 44% a 50%, dor hipocondrial em 19% a 88%, dispnéia em 23%, baqueteamento digital em 0% a 40%, sinais de consolidação em 62,5% a 100% e fricção (rub) pleural em 22% dos pacientes (10,45).

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Diagnostico

O diagnostico da amebíase pleuropulmonar é difícil devido à falta de características clinicas clássicas e concretas. Em um pais onde a amebíase intestinal é endêmica, a possibilidade de uma lesão torácica ser de origem amébica deve ser considerada. A característica roetgenográfica ajuda no diagnostico. A aparência radiográfica varia de forma consistente dependendo do estagio da doença, a localização do abscesso, e a extensão e o grau do envolvimento torácico e hepático. O diagnostico da amebíase torácica é sugerido pela combinação do hemidiafragma elevado, hepatomegalia efusão pleural, e envolvimento pulmonar basal. Embranquecimento (haziness) e perda de definição do hemidiafragma, geralmente no lado direito, são os achados radiológicos mais iniciais. Estas alterações talvez resultem de uma reação localizada acima do hemidiafragma inflamado e fixo. O paciente pode queixar-se de dores abdominais neste estagio. À medida que a enfermidade progride, o paciente desenvolve acentuadas características radiológicas com alterações radiológicas mais avançadas. O pulmão envolvido se torna mole e irregular, obstruindo a cúpula diafragmática e obliterando os ângulos cardiofrênicos e costofrênicos. O engrossamento pleural acentuado, especialmente nas bases do pulmão, geralmente é o resultado do empiema amébico. Uma resposta curativa a terapia anti-amébica confirma o diagnostico em áreas endêmicas.

Investigações laboratoriais

A hematologia de rotina e outros testes de química sanguínea não são especialmente úteis no diagnostico da amebíase torácica (32). O índice da sedimentação eritrocítica (ESR, em inglês) é invariavelmente elevada (5 10,40); a leucocitose neutrófila (>15000/mm³) foi observada em 30% e as contagens >10000/mm3) foram observadas em 50% dos pacientes de amebíase pleuropulmonar; a eosinofilia não é uma característica (10). A anemia normocrômica e normocítica geralmente esta presente (27). Os testes da função hepática, com exceção de fosfatase alcalina, são geralmente normais mesmo se a amebíase pulmonar for uma complicação hepática (40,46). A presença de bílis no esputo pode ser uma pista importante que a lesão é de origem hepática (12).

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Radiografias do tórax

São observadas 8 alterações radiográficas presentes em casos de amebíase pleuropulmonar (10, 12, 15, 20, 47,101): (1) elevação da cúpula direita do diafragma (fig. 2 A), que pode ser vista como uma proeminência côncava em uma visão lateral direita, localizada na parte anterior (50%), posterior (30%) ou no meio (12,5%) do diafragma. A proeminência é produzida pelo abscesso hepático à medida que este progride e uma saliência anterior é a variação mais comum (2).

A área triangular da consolidação com sua base contra o diafragma e o ápice apontando para cima em direção ao hilo (65%), o pulmão consolidado pode ou não ter cavitação, melhor observada de forma lateral (3). Uma sombra enevoada crescente sobre a cúpula direita do diafragma, mais clara que a sombra do fígado, é mais bem vista na radiografia anterior-posterior. Este sinal pode ser considerado como patognomônico para o abscesso hepático (4). Efusão pleural; este sinal foi observado em 62,5% dos casos. O acumulo pode ser brando, moderado, ou massivo. Um hidropneumotorax pode ser visto quando a fistula broncopleural esta presente (5). Uma cavidade contendo ar, com ou sem liquido, pode ser encontrada sob o diafragma. Pode ser formada depois da fistula hepatobronquial quando o pus é expulso pela tosse e o ar fica acumulado na cavidade do abscesso vazio. Este achado foi observado em 12,5% dos casos (6). Os abscessos presentes no pulmão resultantes da disseminação hematogênica. Estes foram encontrados em 2,5% dos casos, e os abscessos pulmonares amébicos estavam localizados em uma posição do pulmão remota do diafragma (7). A broncografia pode mostrar o não preenchimento do lóbulo médio ou o segmento basal do lóbulo inferior, que foi observado em 7,5% dos pacientes (8). A fluoroscopia do diafragma pode revelar diminuição ou ausência da motilidade diafragmática.

Ultrassonografia e imagens

As técnicas de imagens e de ultrassonografia são usadas amplamente para diagnosticar e monitorar a resposta das amebíase extra-intestinal ao tratamento alem dos exame radiológicos (48,49). Nenhuma destas técnicas pode fazer distinção entre os abscessos amébicos e piogênicos, que devem ser interpretados através de suas características clinicas, resultados sorológicos, e fotografias microscópicas e físicas do pus aspirado ou esputo (49). Entretanto, estes procedimentos tem certas vantagens sobre os exames radiológicos. O espaço pleural contem 3 a 7 ml de liquido transudativo com uma baixa concentração de linfócitos (< 1500 células/μl) (50). Até 200 a 500 ml do liquido pleural são necessários para provocar a obliteração dos ângulos costofrênicos. Alem disso, uma quantidade considerável de liquido pode ser coletada nas regiões subpulmonares sem achados radiográficos óbvios (51). O acumulo de tal liquido pode ser diagnosticado através da ultrassonografia e imagens.

Diferentes dos empiemas bacterianos, que tem seu progresso em 3 estágios como o estagio exudativo inicial, segundo estagio fibrinopurulento, e o estagio final de organização (51), os empiemas amébicos não possuem estes estágios. É por isso que loculações e septações são raramente encontradas em empiemas amébicos. A ultrassonografia e as imagens CT do tórax são investigações importantes em pacientes com efusões loculadas. A ultrassonografia pode detectar aproximadamente 5 ml de liquido pleural, define a presença de loculações (que é comum nas efusões bacterianas), e faz a estimativa da viscosidade liquida (23). As coletas do liquido pleural abaixo das escapulas, adjacente ao mediastino, ou dentro da fissura pode não ser detectado pela ultrassonografia. Em alguns locais, a ultrassonografia pode ter melhor capacidade que a imagem CT para detectar septações dentro das loculações que parecem ser monoloculares nas imagens CT.

A imagem CT do tórax pode detectar e definir o liquido intrapleural em qualquer lugar no tórax (51). Alem disso, as imagens CT pode orientar os procedimentos intervencionais, a imagem das vias aéreas detecta as lesões obstruídas, detecta as loculações com grandes efusões que parecem monoloculares pelas radiografias padrão e diferencia o empiema com fistula broncopleural de um abscesso pulmonar (51-53). Embora a imagem MR possa diferenciar as efusões pleurais transudativas das exudativas, não é ideal para o diagnostico das efusões parapneumonicas devido a sua pobre capacidade produzir imagens das lesões parenquimais. A imagem MR geralmente é reservada para pacientes que não podem se submeter a imagem CT torácica devido a hipersensibilidade (51).

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Exame de fezes

Microscopia das amostras de fezes tem limitado o valor no diagnostico da amebíase extra-intestinal porque apenas ~35% dos pacientes com abscesso amébico hepático com ou sem amebíase pleuropulmonar tem uma historia de sintomas de disenteria (54). Os cistos ou trofozóitos das amebas foram detectados em 15% a 33% das fezes da amebíase extra-intestinal (50,55-57). Ao contrario, a presença de ameba nas fezes não significa que a lesão extra-intestinal é secundaria a lesão intestinal por causa das formas patogênicas (E. histolytica) e não patogênicas (E. díspar) de Entamoeba, que são morfologicamente indistintas, estão presentes no intestino (58-61). Alem disso, pode ser uma mera associação em áreas endêmicas a medida que muitos habitantes normais de paises endêmicos são portadores assintomáticos (62). A ameba patogênica e não patogênica pode ser diferenciada pela analise de zimodemas (59,62), a técnica de ELISA e as diferenças do DNA genômico e as técnicas do polimorfismo do comprimento do fragmento de restrição (7).

A cultura é um metodo mais sensível para detectar E. histolytica que a detecção microscópica (64). Entamoeba cresce no meio de Robinson quando é realizada a cultura de fezes (100). O metodo de ELISA foi desenvolvido para detectar e diferenciar o antígeno da entamoeba patogênica (E. histolytica) e não patogênica (E. díspar) diretamente das amostras de fezes (64).

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Exame do pus ou esputo

O pus amébico pode ser diagnosticado através da observa cão das características clássicas e cores como a coloração marrom avermelhada, opaca e espessa, lembrando "pasta de enchovas" ou "calda de chocolate" (fig. 3). A cor pode variar de rosa a vermelho e amarelo a marrom escuro, entretanto, poderia ser um erro para o sangue franco em uma primeira inspeção (1,2). O pus expectorado pode ter a cor escura na fistula hepatobronquial e amarelo escuro na fistula bronco-biliar devido a presença de bílis (37). O pus aspirado geralmente é estéril e o pus expectorado contem surpreendentemente poucos organismos com um numero limitado de células para sua aparência purulenta – até a superinfecção aparecer. O diagnostico da amebíase não deve ser excluído com base nas características de pus espesso porque o pus atípico é comum (1 65,101).

O índice de detecção do trofozóito ativo sob o microscópio varia de 0% a 100% em uma seqüência diferente (fig. 2C) (3, 12, 41,66). A falta e o excesso de diagnostico é comum devido as dificuldades técnicas em demonstrar a E. histolytica proveniente do esputo ou do pus pleural pode ser facilmente confundido com um comensal oral comum e similar morfologicamente, Entamoeba gingivalis (68). A característica de diferenciação entre estas 2 amebas é que a E. histolytica possui apenas eritrócitos e nenhum leucócito, porem E. gengivalis possui eritrócitos e leucócitos (69). A montagem úmida e salina em fase microscópica aquecida talvez seja o teste diagnostico mais sensível (3). As vezes os cistos de ameba podem ser detectados (fig. 2 b). a amostra deve ser refrigerada em 4ºC se o exame microscópico for atrasado por 2 h. se precisar ter uma segunda confirmação pode ser preservado em álcool de polivinil (65). A cultura do pus no meio de Robinson pode produzir crescimento de E. histolytica.

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Testes imunológicos

Vários exames imunológicos foram desenvolvidos para o diagnostico da amebíase extra-intestinal para a detecção de anticorpos no soro. Alguns destes testes são testes de hemoaglutinação indireta (IHA), ELISA, e o teste de anticorpos de fluorescência direta IIFAT) (35, 46, 63, 70,71). Os testes para a detecção de anticorpos no pus são ELISA (46,63) e IFAT (46). Uma elevada concentração de anticorpos acima do ponto de corte é necessária para confirmar o diagnostico através destes métodos. Há varias desvantagens para diagnosticar a amebíase pleuropulmonar e outras extra-intestinais a detectar anticorpos IgG anti-ameba. Primeiro, os anticorpos detectáveis podem não se desenvolver nos estágios iniciais da doença ou em pacientes imunossuprimidos. Segundo, os anticorpos podem se apresentar dentro do corpo em uma concentração significante por um período considerável de tempo após o tratamento da doença. Terceiro pessoas normais que vivem em áreas endêmicas tem anticorpos em seu sangue. Por fim, os anticorpos podem se desenvolver em casos de colonização assintomática no intestino. A detecção dos anticorpos de imunoglobulina M (IgM) pode ser mais útil no diagnostico de casos agudos porque, diferente da IgG, os anticorpos IgM aparecem no corpo no inicio e persistem no soro por um curto período de tempo. Anticorpos de IgM de lectina de aderência inibida GalNAc ou Gal foram recentemente detectados por ELISA no soro de pacientes com amebíase intestinal e extra-intestinal (70), o papel potencial da detecção dos antígenos de lectina amebica no soro para o diagnostico de abscesso amébico hepático de pacientes que tem amebíase intestinal e extra-intestinal parece promissor (58,70). O papel da técnica de ELISA, que pode detectar o antígeno de lectina amebica inibido por Gal ou GalNAc (que já foi comprovado como um teste diagnostico especifico para E. histolytica nas amostras de fezes), ainda deve ser comprovado para detectar o mesmo antígeno no soro dos pacientes com amebíase extra-intestinal, cuja sensibilidade parece ser >90% quando usada antes do tratamento. A sensibilidade da ELISA cai rapidamente após o paciente ter sido tratado com drogas anti-amebicas (8). Recentemente, os anticorpos monoclonais desenvolvidos com sucesso detectaram o antígeno de lectina inibido por Gal ou GaiNAc no soro e no pus de um abscesso amébico hepático com o Kit de detecção de antígeno II de E. histolytica Techlab (63). Este Kit pode eventualmente facilitar os testes para a detecção de antígenos no esputo e no liquido pleural. A detecção do DNA da ameba no pus e no liquido pleural pela PCR pode ser o metodo mais sensível para o diagnostico da amebíase pulmonar.

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Patógenos bacterianos que causam superinfecções

Embora uma grande faixa de patógenos tenha sido isolada, Streptococcus pneumonae, Staphylococcus aureus, bacilos gram-negatvos entéricos e bactérias anaeróbias causam a maioria das infecções pleurais (72). Pus fétido indica superinfecção por organismos anaeróbios, embora um considerável numero de empiemas anaeróbios não tenha este achado (73). A coloração gram e a cultura do pus franco são os únicos estudos laboratoriais necessários para muitos pacientes. As colorações Gram do liquido pleural podem identificar patógenos em 55% a 65% dos pacientes com empiemas estabelecidos (51,74). Se o liquido não centrifugado for normal então uma amostra centrifugada deverá ser examinada. Toracocentese antes do inicio do tratamento com antibiótico e rapidamente se transporta o liquido pleural para o laboratório de microbiologia aumentando a produção diagnostica da cultura liquida. O recipiente do transporte anaeróbio é a melhor maneira para transportar as amostras. Refrigeração da amostra antes da laminação inibe o crescimento de S. pneumonae, Haemophilus influenza e anaeróbios. Se o paciente já tiver iniciado o tratamento com antibióticos, corante laranja acridina pode detectar as bactérias que foram mortas (75).

Diagnostico diferencial

Amebíase pleuropulmonar com freqüência é confundida com carcinoma bronquial, tuberculose pulmonar (TB) e abscessos pulmonares. Muitos pacientes são diagnosticados bem depois do tratamento inicial com anticorpos de amplo espectro ou drogas anti-tubercular (5, 10, 37,44). A expectoração do esputo com sangue durante um período de poucas semanas e a presença de opacidade radiológica do pulmão direito, baqueteamento digital, e a emaciação podem levar a um diagnostico errado de carcinoma bronquial. É fácil presumir como um deposito secundário quando o fígado é palpável nestes casos. Episódios repetidos de hemoptise são comumente confundidos como TB pulmonar. 2 casos de amebíase pulmonar foram reportados como tendo TB pulmonar associada (76). O segmento anterior da base inferior direita do pulmão é raramente infectado pela micobacterium tuberculosis e outras bactérias, e seu envolvimento é quase sempre de origem amébica a menos que outra forma indicado (10). Outros diagnósticos diferenciais são linfomas primários e secundários, sarcoidose e hidatidose pulmonar.

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Tratamento

Metronidazol 800 mg parenteral ou oral (35 a 50 mg/kg/dia para crianças) 3 x ao dia por 5 a 10 dias geralmente é suficiente para o tratamento da amebíase extra-intestinal (32,40). Dentro da ameba, o grupo nitro do metronidazol é reduzido a um composto tóxico que se liga ao DNA e bloqueia a replicação do DNA (40). Emetina e deiidroemetina, que são mais tóxicos porem menos efetivos, são as vezes usados para todos os pacientes severamente comprometidos ou aqueles com complicações frequentemente fatais (como a ruptura do pericárdio ou peritônio) por alguns médicos com base na impressão clinica que produzem uma resposta mais rápida que o metronidazol (67). Emetina e cloroquina devem ser evitadas por causa do potencial dos efeitos colaterais cardiovasculares da primeira e os índices de reincidência maiores relacionados a ultima; não há evidencia convincente que a terapia combinada com 2 drogas é mais efetiva que o regime com apenas uma droga (32). Estas drogas são mais efetivas nas infecções teciduais, e o metronidazol é a droga mais eficiente para erradicar as infecções intestinais agudas. Nenhuma destas drogas pode eliminar um cisto de Entamoeba do intestino. Para evitar a reinfecção todos os pacientes devem ser tratados durante um curso completo da droga amebicida luminal como o furoato de diloxanida (furamida 500 mg/kg/dia em 3 doses divididas por 10 dias), uma droga que pode eliminar os cistos intestinais de E. histolytica. A melhora clinica geralmente é observada em 48 a 72 horas do tratamento com metronidazol. Se nenhuma melhora ocorrer então a superinfecção bacteriana, que ocorre em até um terço dos pacientes com lesões amébicas pleurais, deve ser suspeita (41,77).

Nenhum tratamento geralmente é necessário para a pleurite reativa e a efusão pleural alem do tratamento do abscesso hepático. Se a efusão for grande o bastante para causar angustia respiratória, entretanto, a toracocentese poderá ser realizada. As drogas amebicidas orais e a drenagem postural curam a maioria dos abscessos pulmonares amébicos. São necessários antibióticos apropriados nas superinfecções bacterianos.

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Em muitos casos, esta complicação rara ocorre no evento de um abscesso amébico do lóbulo esquerdo do fígado. Acredita-se ocorrer em >2% destes pacientes ou em 0,2% a 7,5% dos pacientes que complicações torácicas de um abscesso amébico hepático (78-81). A pericardite amébica tem 2 formas clinicas: (1) rub pericardial com evidencia radiográfica e eletrocardiografica de pericardite associada ao abscesso amébico hepático do lóbulo esquerdo, ou (2) pericardite purulenta proveniente da perfuração de um abscesso amébico hepático do lóbulo esquerdo no pericárdio (20, 80, 82,83). O envolvimento do pericárdio pode também ocorrer a partir dos abscessos amébicos no lóbulo direito do fígado ou no pulmão que comunica com o pericárdio; ocasionalmente pode desenvolver pneumopericardio (80, 82, 84, 85, 102). O acumulo inicial do liquido seroso resultante de uma reação inflamatória seguida pela ruptura intrapericardial pode produzir 2 tipos diferentes de sintomas clínicos: (1) severo, inicio repentino que se apresenta como tamponamento cardíaco com dor torácica, falta de ar, hipertensão venosa, e choque (shock); e (2) efusão supurativa e progressiva que apresenta com dores epigástricas e torácicas, dispnéia progressiva e febre (79,81).

Nos estágios iniciais, o diagnostico é difícil até o abscesso amébico hepático, especialmente do lóbulo esquerdo, é suspeito. A radiografia torácica, exame de ultra-som, e tomografia computadorizada (CT scan) geralmente confirmam a presença de um abscesso hepático em continuidade com o pericárdio e fluido com o aumento da ecogenicidade dentro do saco pericardial com ou sem trato fistuloso (86). O liquido da efusão pericardial pode também ser visível pela ecocardiografia (81). O tratamento inicial e bem sucedido dos abscessos amébicos hepáticos geralmente acaba com o liquido inflamatório no saco pericardial se ele não tiver já rompido. A pericardiocentese é útil porque confirma o diagnostico e melhora a condição geral do paciente (87,88). A aspiração do liquido acumulado deve ser realizada com urgência no tamponamento cardíaco; a aspiração repetida pode ser necessária. A drenagem cirúrgica deve ser realizada (se necessária) tão logo quanto possível. Estes pacientes devem ser atendidos na UTI, e metronidazol e deiidroemetina devem ser administrados sem demora. Com a administração apropriada com terapia especifica a recuperação plena sem constrição é comum. A infecção bacteriana secundaria foi demonstrada em casos em que a constrição pericardial se desenvolve (20). A constrição pode também se desenvolver na ausência de infecções secundarias reconhecidas e pode acabar sem pericardiectomia (89).

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Amebíase pleuropulmonar, resposta do hospedeiro e HIV/AIDS.

Embora elevadas concentrações de anticorpos sejam desenvolvidas em pessoas curadas de amebíase invasiva e estes pacientes tenham se mostrado resistentes as reinfecções subseqüentes, esta resposta humoral durante a fase invasiva da doença aparentemente tem pouco impacto sobre as reinfecções potenciais ou ao processo de cura. Os anticorpos contra as amebas parecem agir através da ativação das vias complementares alternativas e clássicas, porem os trofozóitos purificados a partir das lesões invasivas são resistentes a lise mediada pelo complemento. Os trofozóitos encontrados no lúmen intestinal são propensos a lise mediada. Da mesma forma, a imunidade mediada pelas células tem certo beneficio porem não é especialmente protetiva. A incidência de amebíase não é tão alta em pacientes com AIDS em relação aos pacientes HIV-soronegativos (90). Este fenômeno sugere que uma resposta imune da mucosa não esta profundamente associada a imunidade celular. A doença amébica fulminante pode se desenvolver naqueles que tem suprimido a imunidade celular, entretanto, tal qual acontece com as pessoas desnutridas, os mais jovens, aqueles que tomam esteróides, e as grávidas.

Embora a incidência exata da amebíase torácica em pacientes aidéticos não seja conhecida, reportagens foram publicadas a respeito da identificação do HIV em pacientes que apresentavam abscesso amébico hepático; a amebíase invasiva inclusive a variedade pleuropulmonar esta aumentando em pacientes com HIV/AIDS em Taiwan (91,92). Em um estudo de 5 anos realizado nos EUA, 1/3 de todos os pacientes diagnosticados com abscesso amébico hepático com ou sem complicações pleuropulmonares era HIV - positivos, muitos dos quais foram encontrados infectados pelo HIV apenas após a apresentação da amebíase extra-intestinal. Este achado sugere que na ausência dos fatores conhecidos de risco, o desenvolvimento do abscesso amébico hepático e suas complicações torácicas podem sugerir um hospedeiro imunocomprometido (93). A incidência de E. histolytica é mais comum em homens homossexuais entre os indivíduos HIV - positivos, sugerindo que este grupo de pessoas contrai HIV e E. histolytica através do contato sexual (90,94). A amebíase extra-intestinal é facilmente tratada com metronidazol, mesmo em pacientes aidéticos mais velhos que tem contagens celulares CD4 baixas, inclusive a amebíase pleuropulmonar, é uma infecção importante em pacientes com HIV/AIDS e esta aumentando em Taiwan (91,92).

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Infecção pulmonar causada pelas amebas de vida livre

As amebas de vida livre raramente infectam humanos, e quando isto acontece o resultado quase sempre é fatal. Humanos contraem a infecção através do contato com estas amebas em sua condição de vida livre natural. Naegleria fowleri causa meningoencefalite primaria. Os seres humanos, geralmente as crianças contraem a infecção a partir da água contaminada. a ameba entra no sistema nervoso central (CNS) após a ruptura da mucosa nasal e penetra no plexo nervoso da submucosa e na placa cribriforme.

A acanthamoeba sp, uma outra ameba de vida livre, provoca meningoencefalite subaguda após a disseminação hematogênica proveniente das lesões pulmonares, dermais e outras lesões com a mesma espécie (96). Estas amebas são discutidas aqui porque o diagnostico da doença pulmonar com acanthamoeba pode permitir a administração da terapia salva-vidas antes do desenvolvimento da meningoencefalite. A acanthamoeba geralmente infecta aqueles com lupo eritematoso sistêmico (SLE), AIDS, diabetes mellitus, gravidez, doença hepática, malignidades, com ou sem esteróides ou quimioterapia, radioterapia, alcoolismo e transplante de órgãos (6-9). Acanthamoeba foi identificada em 38 dos 2289 indivíduos em sua faringe em uma serie, em 2 das 58 crianças em seu muco faríngeo e nasal em uma outra serie; estes achados indicam que mais pessoas estão infectadas que aquelas que são reportadas (7). O inicio da doença causada por Acanthamoeba é insidioso. A menos que o paciente seja gravemente imunossuprimido, como nos pacientes aidéticos com baixa contagem celular CD4, a lesão é granulomatosa. O local da lesão primaria geralmente é o pulmão ou a pele, e permanece por semanas ou meses antes da doença do CNS se tornar aparente. A meningoencefalite causada pela Acanthamoeba foi reportada em 2 pacientes após o transplante de medula óssea. Estes pacientes apresentaram febre e infiltrados pulmonares nodulares 6 a 9 meses após o transplante para leucemia; ambos os pacientes tinham historia de sinusite e foram tratados com esteróides (6). A radiografia do tórax apresentou infiltrados pulmonares intersticiais difusos em um paciente que estava sofrendo de meningoencefalite pela Acanthamoeba (8). Os trofozóitos de Acanthamoeba são quase sempre vistos em exame microscópicos de seções pulmonares (ao longo dos sinais iniciais de broncopneumonia) em exames de autopsia. Este achado claramente indica que a infecção se dissemina a partir do pulmão através de uma rota hematogênica (8 9,97). Esta doença amébica deve ser considerada no diagnostico diferencial dos infiltrados pulmonares nodulares ou para outros sinais pulmonares incomuns em pacientes imunossuprimidos.

O diagnostico das amebas de vida livre é realizado para detectar Acanthamoeba em seções histológicas. Infelizmente, o diagnostico quase sempre tem ocorrido na autopsia. Ambos os cistos e trofozóitos do organismo pode ser isolado a partir do liquido cerebrospinhal (CSF) dos pacientes que tem encefalite amébica granulomatosa. A biopsia do cérebro, pulmões ou pele pode ser a única maneira de fazer o diagnostico durante a vida (7). O agar não nutriente coberto com uma camada de A. coli pode ser usado para o desenvolvimento de Acanthamoeba quando o material de biopsia for negativo. Giemsa, hematoxilina –eosina wright e corantes periódicos acido-Schiff são usados para visualizar e identificar os cistos e trofozóitos de Acanthamoeba (98). Os organismos podem ser vistos nas amostras de biopsia fazendo-se a coloração com Calcofluor branco, um detergente branqueador fluorescente. A detecção dos anticorpos contra Acanthamoeba foi confirmada, porem a utilidade dos testes diagnósticos para o diagnostico destas infecções não foi ainda comprovada. Os autores ainda estão indecisos a respeito do tratamento da meningoencefalite causada pela Acanthamoeba porque trofozóitos e cistos de isolados de Acanthamoeba tem variação de sensibilidade aos agentes antimicrobianos. Polyhexamethylene biguanide e clorexidina são os agentes cisticidas mais bem sucedidos, seguidos por sepazonium e propamidina. Clotrimazol, paromomicina, e quetoconazol eram cisticidas porem em poucas amostras, apenas em elevadas concentrações. Neomicina, embora sendo efetiva, foi ineficiente sobre os cistos in vivo (99). Geralmente é empregada uma terapia combinada. Cada isolado clinico deve ser testado quanto aos seus níveis de sensibilidade a estas drogas ao longo do grupo de diamidina, o grupo mais efetivo de drogas, que inclui propamidina e pentamidina (7).

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Resumo

A amebíase pleuropulmonar é comum e a amebíase pericardial é a forma rara da enfermidade torácica. As baixas condições socioeconômicas, desnutrição, alcoolismo crônico, e ASD com shunt direito são fatores contribuintes para o desenvolvimento de amebíase pulmonar. Embora nenhuma idade esteja isenta, ocorre comumente em pacientes com idade de 20 a 40 anos, com uma proporção de homem para mulher adultos de 10:1. as crianças raramente desenvolvem amebíase torácica, quando ocorre há uma distribuição sexual igual. A infecção geralmente se espalha para os pulmões através da extensão de um abscesso amébico hepático. A infecção pode passar pata o tórax diretamente a partir da lesão intestinal primaria através da disseminação hematogênica, entretanto, a disseminação linfática é uma rota possível. A inalação de poeira contendo cistos e a aspiração de cistos ou trofozóitos de E. histolytica nos pulmões são algumas das outras rotas hipotéticas.

O pulmão é o segundo local extra-intestinal mais comum do envolvimento amébico após o fígado. Em geral, o lóbulo inferior, e as vezes o lóbulo médio do pulmão direito, são afetados, porem pode afetar também qualquer lóbulo dos pulmões. O paciente desenvolve febre e dor no quadrante superior direito a qual se refere a ponta do ombro direito ou entre as escapulas. A hemoptise é comum. O diagnostico da amebíase torácica é sugerido pela combinação de um hemidiafragma elevado (geralmente direito), hepatomegalia, efusão pleural, e envolvimento da base pulmonar direita na forma de embranquecimento (haziness) e obliteração dos ângulos costofrênicos e costodiafragmáticos.

A infecção geralmente se estende ao tórax pela perfuração de uma abscesso hepático através do diafragma e através do espaço pleural obliterado, produzindo consolidação pulmonar, abscessos ou fistula bronco-hepática. Empiema se desenvolve quando o abscesso hepático rompe dentro do espaço pleural. Raramente, o abscesso amébico hepático posterior ocorre dentro da veia cava inferior e desenvolve um embolismo da veia cava e doença tromboembólica dos pulmões com insuficiência cardíaca congestiva ou corpumonale. O diagnostico para encontrar E. histolytica nas amostras de fezes é de limitado valor. Em um numero limitado de casos, amebas poderiam ser encontradas no pus aspirado ou no esputo expectorado. O pus escurecido ou esputo pode ser encontrado. A presença de bílis no esputo (catarro) indica que o pus é de origem hepática. Os testes sorológicos são de imenso valor no diagnostico. As enzimas hepáticas são geralmente normais e a leucocitose neutrófila pode ou mão encontrada. ESR é invariavelmente elevada. Os anticorpos anti-amebicos podem ser detectados a partir do soro e do pus pela técnica de ELISA. A detecção do DNA da Entamoeba no pus ou esputo pode um metodo sensível e especifico. A amebíase pleuropulmonar é facilmente confundida com outras doenças e é tratada como TB pulmonar, abscessos pulmonares bacterianos, e carcinoma do pulmão. Um único regime de tratamento com drogas como metronidazol com terapia de apoio geralmente cura os pacientes sem anomalias residuais. A aspiração do pus proveniente do empiema torácico pode ser necessária para a confirmação e propósitos terapêuticos.

O pericárdio geralmente esta envolvido pela extensão direta do abscesso amébico do lóbulo esquerdo do fígado, as vezes do lóbulo direito do fígado, e raramente dos pulmões ou da pleura. Um acumulo inicial do fluido seroso devido a pericardite reativa após a ruptura intrapericardial pode desenvolver inicio agudo (1) de sintomas graves com dor torácica, dispnéia, e tamponamento cardíaco, choque (shock), e morte, (2) efusão progressiva com dor na caixa torácica, dispnéia progressiva, e febre. A radiografia do pulmão, ultra-som, e a tomografia computadorizada geralmente confirmam a presença de abscesso hepático em continuidade com o pericárdio e o liquido dentro do saco pericardial com ou sem trato fistuloso. A ecocardiografia pode mostrar o liquido na cavidade pericardial. Os pacientes devem ser tratados na UTI e amebicidas deverão ser iniciados sem demora. A pericardiocentese geralmente confirma o diagnostico e ,melhora a condição geral do paciente. As aspiração do liquido acumulado deve ser realizada com urgência no tamponamento cardíaco; as aspiração repetida deve ser feita se necessária.

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A Acanthamoeba, uma ameba de vida livre, pode também infectar os pulmões na forma de infiltração nodular pulmonar e o edema pulmonar em associação com a meningoencefalite amébica em pacientes imunocomprometidos. Geralmente se espalha nas meninges do cérebro através do sangue a partir de sua lesão primaria no pulmão ou na pele. O diagnostico inicial e a instituição do tratamento podem ser importantes para salvar a vida destes pacientes.

Uma revisão da literatura mostra que os pacientes aidéticos não são propensos a infecção com E. histolytica. Atualmente é sabido que há um número crescente de pacientes HIV – soropositivos entre aqueles que tem abscessos amébicos hepáticos, entretanto, que sugere que embora a incidência de infecção intestinal não seja alta entre os pacientes aidéticos há mais pacientes susceptíveis a uma forma invasiva da doença.

REFERÊNCIAS

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Fig. 1. ciclo de vida e locais das lesões amébicas. A infecção causada pela E. histolytica ocorre através da ingestão de cistos maduros (1) em alimentos contaminados por fezes, água, ou as mãos. A excistação (2) ocorre no intestino delgado e os trofozóitos (3) são liberados, os quais migram para o intestino grosso. Os trofozóitos se multiplicam pela fissão binária e produzem cistos (4), os quais são excretados nas fezes. Em alguns pacientes os trofozóitos invadem a mucosa intestinal (B: doença intestinal) ou através da corrente sanguínea para os locais extra-intestinais como o fígado, cérebro e pulmões (C : doença extra-intestinal), com manifestações patológicas resultantes.

Tabela 1. rotas do envolvimento pulmonar

Fig. 2. E. histolytica que envolve o pulmão direito após a ruptura de um abscesso hepático através do hemidiafragma direito. (A) radiografia torácica mostra hemidiafragma direito elevado, infiltrado do lóbulo inferior direito, e efusão. (B) cistos de ameba no tecido pulmonar; (C) trofozóitos de Entamoeba no pus aspirado do empiema torácico amébico.

Tabela 2. tipos de envolvimento pulmonar

Fig. 3. expectoração de esputo escuro quando o abscesso hepático foi descarregado através do diafragma e lóbulo inferior direito.

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VIABILIDADE DE CISTOS DE GIARDIA SUSPENSOS NA ÁGUA ENCANADA, DE RIO E LAGO.

Durante os últimos 20 anos, houve um grande aumento no numero de surtos de veiculação hídrica causado pela ingestão de cistos do protozoário intestinal giardia. Grande parte destas ocorrências tem sido associada à ingestão de água superficial não tratada por campistas e viajantes (pessoas que pegam carona) (10, 11). Vários casos também se originaram da água proveniente das nascentes de montanhas ou poços servindo como fontes de água para as estações de esqui (22, 25, 26). Entretanto, os surtos de giardiase não foram limitados apenas as pessoas que ingerem água superficial sem tratamento, visto que em muitas municipalidades se usa apenas cloro para a desinfecção da água, os surtos de giardiase foram reportados após o consumo de água tratada (13). Davies e Hibler (12) sugeriram que os animais tendo acesso natural a água, como castores, cães, gatos, bovinos e humanos, poderiam ser Reservatórios para giardia, enquanto outros implicam roedores (muskrats (13, 20), voles (20, 28), coiotes (12), e algumas aves (6, 20)). Devido a falta de evidência convincente, o papel de Cada um destes animais em surtos de veiculação hídrica de giardiase tem sido controverso (13).

Os surtos de veiculação hídrica de giardiase foram reportados por Craun (11) como tendo sua incidência o ano todo, indicando que a água pode ser contaminada freqüentemente ou que os cistos podem sobreviver por longos períodos de tempo na água. Lippy (21) calculou que uma amostra de fezes humanas, depositada em um reservatório de tamanho médio (i.e., 2.5 x 10⁶ gal [1 gal = 3,785 litros]), podia ter uma densidade de 20 a 25 cistos por galão (3,785 litros). Por outro lado, é possível que a água fique contaminada sempre, visto que Hibler et al. (16) reportaram que 40 a 45% das amostras de água bruta examinadas eram contaminadas com freqüência com cistos de giardia durante os meses do outono e da primavera. Muito pouca informação tem sido obtida sobre a influência da temperatura sobre a viabilidade dos cistos de giardia sob as condições laboratoriais ou ambientais. Bingham et al. (1) empregaram a exclusão da eosina e a excistação in vitro para investigar o efeito da temperatura sobre a viabilidade dos cistos de G. lamblia armazenados em água destilada (dH2O) e demonstraram que os cistos armazenados em 37°C nunca sobrevivem mais que 4 dias, ao passo que os cistos armazenadas em 8°C são viáveis por até 77 dias em dH2˚ Apesar do grande interesse na viabilidade dos cistos de giardia, particularmente a luz do Potencial risco da doença que existe com a água de superfície contaminada com cistos de giardia, nenhum Estudo anterior descreveu a viabilidade dos cistos de giardia na água encontrada fora do laboratório. Neste estudo, a viabilidade dos cistos de G. muris suspensos na água foi usada como um modelo para a sobrevivência dos cistos de G. lamblia, visto que foi reportada por Rice et al. (30) e Jarroll (18) e que os primeiros foram mais resistentes aos agentes de desinfecção in vitro e também porque a introdução dos cistos de G. muris na água não representa nenhum risco de infecção aos humanos.

Os cistos de giardia muris foram suspensos em 3 tipos diferentes de água encontrados no meio-ambiente, inclusive a água encanada, de lago e de rio. Com o uso da exclusão do corante fluorogênico pelos cistos (33, 35) e a capacidade dos cistos de giardia de produzir infecção em um animal como medidas de viabilidade, descobriu-se que os cistos de G. muris permaneceram viáveis por 1 a 3 meses dependendo da temperatura e do tipo da amostra de água.

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MATERIAIS E MÉTODOS

Os sedimentos fecais coletados de ratos CF-1 não sendo da raça Swiss infectados com idade de 14- a 21 dias (Harlan Sprague Dawley, Inc., Indianápolis, Ind.) os quais estavam excretando cistos de G. muris. Os primeiros sedimentos fecais foram colocados em frascos de vidro (22 por 39 mm; volume,8 ml; Wheaton Scientific, Millville, N.J.) e com dH2O A massa fecal em cada um dos frascos continha aproximadamente 4 x 10⁵ cistos, como determinado através da contagem do hemacitômetro. As aberturas dos frascos foram cobertas com filtros de papel (Whatman; VWR Scientific, Inc., Chicago, Ill.) e ficaram presos no lugar com tampas plásticas, as quais tinham a parte interna removida. Os filtros de papel facilitaram a difusão (da água, vida aquática, produtos químicos, etc) para dentro e fora dos frascos. 3 tipos de água em diferentes ambientes foram testados quanto a seus efeitos sobre a viabilidade dos cistos de G. muris.

Locais dos testes ambientais (i) água do lago. Grupos de frascos de vidro contendo sedimentos fecais foram colocados em um recipiente de cloreto de polivinil perfurado e foram separados um do outro através de peças circulares de uma malha de rede fina (mesh) para permitir a troca de água. Durante o período de amostragem no outono (31 de julho de 1987 a 25 de setembro de 1987), um recipiente foi suspenso a partir de uma amostra de uma bóia de aproximadamente 5 m com água do lago enquanto um segundo recipiente foi suspenso também, abaixo do thermocline, em 10 m de água. Durante os meses de inverno (10 de dezembro de 1987 a 2 de março 1988), os recipientes de amostra foram fixados a base de um cano de alumínio. A recuperação de amostras no gelo foi facilitada pelo aquecimento do cano de alumínio e então o retirando e também os recipientes de cloreto de polivinil através do orifício no gelo.

(ii) água de rio. Em cooperação com a rede de distribuição de águas de Minneapolis, o recipiente feito de cloreto de polivinil (PVC) com frascos de amostras similares a aquele usado no lago foi suspensos em cerca de 3 m de água com a absorção de água inativa do rio Mississipi. A recuperação das amostras durante o inverno foi realizada de maneira semelhante a aquela empregada para as amostras de água do lago.

(iii) água encanada. Os frascos de vidro com amostras contendo sedimentos fecais foram colocados no rack Nalgene e depois em um tanque de aço inoxidável que era continuamente irrigado, com o uso do fluxo reverso, em um índice de aproximadamente 2 litros/min. A temperatura da água encanada (água fria apenas) refletia as variações sazonais no sistema de abastecimento da cidade, e nenhum controle de temperatura externa foi usado.

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(iv) refrigerador. Os frascos de amostras submersos em dH2O foram colocados em uma refrigerador do laboratório e mantidos a temperatura de 5 a 7°C.

Teste de parâmetro da água. Foram usadas garrafas de Van Dorn para a coleta de amostras de água de rio e do lago na profundidade que os frascos de amostra foram suspensos. Os parâmetros da água testados em todas as amostras incluíam temperatura , pH, e oxigênio dissolvido (DO2), os quais foram determinado ao mesmo tempo em que as amostras foram recuperadas. A temperatura e DO2 foram medidos com uma combinação do medidor de temperatura-DO2 (modelo 9070; Jenway Ltd., Essex, Inglaterra). O pH foi medido com o uso do medidor de pH portátil (modelo 612; Markson Scientific, Phoenix, Ariz.). Os outros parâmetros de qualidade da água foram realizadas pelos laboratórios de tratamento de água de Minneapolis e incluíam a determinação da dureza total através do método titrimétrico com EDTA (3), medição de nitrato através do método de redução de cádmio nitrato-nitrito (23), determinação de nitrogênio (amônia) pelo método de Nesslerização (7), e a determinação de fósforo pelo método de reagente único (24). A turbidez foi medida com um nefelômetro XR (modelo 43900 Hach Co., Loveland, Colo.), e a determinação da cor foi realizada com o método de comparação visual de cloroplatinato de potássio (8). Os locais de água de rio e lago foram também analisados para a presença de cistos de giardia nativos destes 2 ambientes naturais acompanhado o procedimento de coleta de água recomendados por Environmental Associates, Ltd., Limestone, N.Y. Em resumo, 568 a 757 litros foram filtrados em um filtro de polipropileno (wound yarn filter)(Micro-Wynd II filtro; cartucho DPPPY; 1-pLm índice nominal 69331-38; AMF Cuno, Meriden, Conn.). o filtrado foi enviado para Environmental Associates, Ltd., e examinado através das técnicas microscópicas, inclusive os métodos com anticorpos fluorescentes, para a presença de cistos de giardia.

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Manuseio das amostras. Em 3, 7, 14, 28, e 56 dias após os Experimentos conduzidos no inverno e no outono terem sido iniciados, e também em 84 dias durante o estudo feito no inverno, 2 frascos de amostras foram retirados de cada local de teste ambiental e conservados posteriormente em gelo. Cada amostra foi examinado microscopicamente determinar a presença de cistos de giardia. a viabilidade de cistos de giardia em Cada amostra foi determinada pela exclusão de corante fluorogênico através do método de Schupp and Erlandsen (33) e também ao determinar a infectividade animal com o uso do modelo do rato descrito por Roberts-Thomson et al. (31).

Exclusão de corante fluorogênico. viabilidade dos cistos de giardia foi determinada pela exclusão do iodeto de propídio (PI) do corante fluorogênico como descrito anteriormente (33). Em resumo, 1 ml de amostra fecal liquida (slurry) obtida de cada frasco da amostra foi incubada com 0.04 ml de 0.015 mM de PI por 10 min em 0 a 4°C. Uma lamela foi colocada sobre a amostra, e esta foi examinado sob o microscópio Olympus BH-2 equipado com uma unidade de epiiluminação de mercúrio de alta pressão com potencia de 100-W. os cistos viáveis excluíram PI, enquanto os cistos mortos apresentavam coloração citoplasmática e nuclear quando observados com o uso de um filtro excitador (verde) de 545-nm juntamente com o feixe cromático (splitter) e um filtro de barreira de 590-nm. A porcentagem dos cistos viáveis foi calculada com a contagem de 100 cistos por amostra ou, em amostras com números esparsos de cistos, o numero de cistos que poderiam ser contados em 30 min (nunca menos que 15 a 20 cistos por amostra ). Estes números foram usados nos cálculos. As amostras contendo baixos números de cistos forem geralmente as amostras expostas a água por mais de 56 dias.

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Infectivity animal. Em cada ponto no tempo e cada amostra de água coletada, Um 1.0-ml de amostra de slurry fecal proveniente de cada um de 2 frascos de amostras em duplicatas foi combinado e 0.1 ml foi administrado de forma intragástrica, via tubo plástico, em 5 ou 6 ratos de 14 a 21 anos de idade (CF-1). 6 ratos não foram inoculados, estes eram controles. Os grupos de ratos foram mantidos em gaiolas separadas para impedir a possibilidade de transmissão cruzada entre animais. Em 4 e 5 dias apos a inoculação, as fezes de cada animal foi verificada no microscópio para determinar a presença de cistos de giardia. Se os cistos não fossem detectados nas fezes, então os ratos eram sacrificados no quinto dia através do deslocamento cervical, o intestino delgado era examinado através da microscopia de luz para a presença de trofozóitos moveis.

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RESULTADOS

Os cistos de giardia foram detectáveis em toda amostra fecal (suspensa na água) de todos os locais ambientais examinados e em todos os pontos no tempo analisados. Entretanto, observou-se que os números de cistos diminuíam com o tempo, como determinados pela dificuldade de detecção microscópica dos cistos. O numero de cistos de G. muris em cada frasco de amostra no começo do estudo realizado no inverno em media aproximadamente 1.4 x 10⁵ + 4.1 x 10⁴ cistos por frasco. Após 28 dias, o numero de cistos caiu para 7.1 x 10⁴ + 4.4 x 10⁴, enquanto em 56 dias de estudo realizado no inverno, o numero médio de cistos foi de 3.6 x 10⁴ + 1.8 X 10⁴. Os cistos não viáveis de G. muris, foram facilmente detectados pela incorporação de PI porem com freqüência eram mais difíceis de identificar pela microscopia de campo claro em parte por causa da deterioração na aparência morfológica dos cistos e também por causa da interferência visual com partículas aderentes. Visto que nenhum cisto de giardia foi encontrado de forma natural nas amostras de água de rio ou lago, todos os cistos observados em nossas amostras de teste foram interpretadas como sendo derivadas de sedimentos fecais suspensos de murinos contendo cistos de G. muris. Os sedimentos fecais contendo cistos de giardia que estavam armazenados em dH2O refrigerado (5 a 70ºC) serviram como controles. Após 7 dias de armazenamento nesta temperatura, a viabilidade dos cistos de G. muris foi medida pela exclusão em corante e esta foi registrada em 25% no estudo feito durante o outono e 13% no inverno. Em 56 dias, a viabilidade dos cistos como medida pelo PI caiu para 1% em ambas as amostras coletadas no inverno e no outono. Com o uso do modelo do rato de infectividade como uma segunda medida de viabilidade, demonstrou-se que no sétimo dia em ambos os estudos de inverno e outono 100% dos ratos (n = 6) inoculados com uma amostra de slurry fecal (resíduo liquido fecal) a partir da amostra refrigerada ficaram infectados. Após 28 dias, 17% dos animais (n = 6) que receberam cistos de G. muris armazenados em dH2O no estudo feito no outono eram positivos para a infecção por G. muris, Enquanto 100% dos ratos (n = 6) ficaram infectados durante o estudo de inverno. Entretanto, no 56º dia, nenhum dos 6 ratos inoculados com slurry de qualquer uma destas amostras era positivo para a incidência de giardiase.

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Viabilidade dos cistos de G. muris na água do lago. A relação da profundidade e da temperatura da água com a viabilidade dos cistos de G. muris com o tempo é mostrada na fig 1 e 2. durante o outono (Fig. 1), a temperatura da água do lago na profundidade de amostra de mais de 5 m foi de 17 a 20°C, enquanto a temperatura da água abaixo do thermocline para amostras de mais de 9 m teve a flutuação entre 6 e 7°C. No sétimo dia de pesquisa realizada no outono, 12 e 91% dos cistos de G. muris observados nas amostras em 5 e 9 m, respectivamente, se mostraram viáveis através do método de exclusão em corante PI. Ao mesmo tempo, 80% (n = 5) e 100% (n = 6) dos ratos ficaram infectados quando receberam 0.1-ml de inoculo de slurry fecal feito de amostras de fezes suspensas na água do lago em 5 e 9 m de profundidade, respectivamente. No 28º dia de estudo no outono, todos os cistos de G. muris observados na amostra suspensa em 5 m não se mostraram viáveis através da exclusão em corante PI e não produziram giardiase em ratos. Dos cistos de G. muris detectados na amostra suspensa no lago em 9 m, 1% não se mostrou viável pela exclusão em corante PI, e os inóculos destas amostras produziram infecção em 100% dos ratos (n = 6). Por volta do 56º de estudo no outono, os cistos de G. muris foram detectada morfologicamente nas amostras suspensos em 5 e 9 m, porem nenhum cisto se mostrou viável através da exclusão em corante ou pela produção de infecção em ratos. Durante o estudo de inverno (Fig. 2), a temperatura da água do lago em 5 e 9 m foi de 2.9 a 3.3°C. no sétimo dia de estudo, a viabilidade dos cistos de G. muris provenientes de amostras em qualquer profundidade foi medida pela exclusão em corante e estava em 90%, enquanto 100% dos animais (n = 6) inoculados com uma amostra de slurry fecal de cada uma das profundidades da água ficaram infectados. No 28º dia no estudo de inverno, 63 e 36% dos cistos de G. muris detectados nas amostras suspensas no lago em 5 e 9m, não se mostraram viáveis pela exclusão em corante PI, e produziram giardiase em 100% dos ratos inoculados (n = 6 para cada profundidade ). No 56º dia no estudo de inverno, a amostra obtida em 5 m tinha cistos de G muris viáveis (<1%) como demonstrado pela exclusão em corante. Nenhuma amostra, se obtida em 5 m ou 9 m, pôde produzir infecções Quando injetada em ratos. Nenhum cisto viável foi detectada através da exclusão em corante ou pela infectividade animal nas amostras suspensas na água do lago durante 84 dias.

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Viabilidade dos cistos de G. muris na água do lago. O efeito da temperatura da água sobre a viabilidade dos cistos de G muris expostas a água do rio é mostrado na Fig. 3 e 4. a temperatura da água do rio durante o outono foi de 19 e 27°C, enquanto a temperatura da água durante o inverno (Fig. 3) foi de 0 e 2°C. a viabilidade obtida após 7dias de exposição a água do rio durante o outono foi determinada em 1%. Dos ratos (n = 5) que receberam o inoculo de slurry fecal contendo cistos, 80% ficaram infectados com G. muris. No 28º dia do estudo realizado no outono, nenhum cisto de giardia foi detectado nas amostras expostas a água do rio se mostrou viável através da exclusão em corante PI. Entretanto, 17% dos ratos (n = 6) inoculados com slurry preparado a partir desta amostra ficaram infectados. Em algum período desconhecido após o dia 28, o recipiente todo da amostra desapareceu de seu local; Portanto nenhuma amostra pôde ser analisada no 56º dia. Durante o estudo de inverno, a viabilidade dos cistos de G. muris medida pela exclusão em corante foi de >84% no dia 7 e diminuiu até 71% no dia 28. Então caiu para 9.5% no 56º dia. Em 7, 28 e 56 dias, 100% dos ratos (n = 6 em cada período de tempo) que tinham sido inoculados com cistos de G. muris provenientes de amostras de água foram infectados com giardia. Entretanto, no 84º dia no estudo realizado no inverno, os cistos de giardia recuperados não eram viáveis, como foi concluído através da exclusão em corante e a falta de infecção presente em ratos inoculados com amostras de slurry fecal contendo cistos. Viabilidade dos cistos de G. muris na água do lago. A temperatura da água encanada usada para a suspensão de cistos de G. muris era relativamente constante nos estudos de outono e inverno (20 a 28°C). a relação entre a temperatura da água e a viabilidade dos cistos de giardia é mostrada na Fig. 3 e 4. Como obtido pela exclusão em corante, a viabilidade dos cistos de G. muris expostas a água encanada caiu para <2% no dia 7 nos estudos de outono e inverno. Nenhum rato ficou infectado Quando inoculado com cistos expostos a água encanada durante o outono, enquanto apenas 17% dos ratos (n = 6) ficaram infectados no dia 7 durante o estudo de inverno. Nenhum cisto viáveis foi detectada após o dia 14 pela exclusão em corante ou infectividade animal.

Os valores médios para os parâmetros da qualidade da água testados durante os estudos de outono e inverno em todos os locais do meio-ambiente são mostrados na tabela 1. de todos os parâmetros testados, apenas a temperatura da água mostrou alguma relação provável com a viabilidade do G. muris. Esta relação pode ser vista na fig 1 a 4. a viabilidade temporal prolongada dos cistos de G. muris pareceu estar associada a temperatura da água ambiental de <10°C, enquanto os cistos expostos as temperaturas da água de >10°C apresentaram um decréscimo na viabilidade temporal Quando medida pela exclusão em corante de PI e a infectividade dos ratos. As medições medias da água DO2, turbidez, cor, e dureza tiveram grande flutuação. Entretanto, estas diferenças nas medições dos parâmetros da água pareciam ser de muito pouco valor para seu uso na previsão de viabilidade dos cistos de G. muris armazenados na água encontrada no ambiente. Por exemplo, em uma amostra da água do lago em uma profundidade de 9 m,a DO media, era de 1.2 mg/litro durante o estudo de outono (28 dias) e 10.2 mg/litro para a amostra de água do rio no estudo de inverno (56 dias), todavia a viabilidade cística medida pela infectividade dos ratos foi de 100% para ambas as amostras apesar da diferença de 10 x em DO2. resultados similares foram observados Quando valores extremos de turbidez, cor, e dureza foram considerados, indicando que estes parâmetros tinham pouco efeito sobre a viabilidade dos cistos. Os valores médios para amônia, nitrato e fósforo em todos os períodos testados não variaram muito, apesar do tipo de água, e Portanto não pareceu se correlacionar com as alterações na viabilidade cística.

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DISCUSSÃO

Os resultados deste estudo demonstram pela Primeira vez o efeito sobre a viabilidade dos cistos de G. muris de 3 diferentes fontes hídricas durante 2 estações diferentes do ano. Estudos anteriores sobre a viabilidade dos cistos de giardia incluíam apenas Experimentos com o uso de cistos que foram armazenados sob condições laboratoriais. A viabilidade dos cistos de giardia expostas a água do lago (2 diferentes níveis de profundidade), água de rio, e água encanada ao longo dos cistos armazenados em dH2O foi medida com o uso da exclusão em corante com PI e a capacidade que tem os cistos de produzir infecção em ratos. Poderia ser demonstrado que os cistos de G. muris expostos as temperaturas de água de <100C (ex, na água do lago em 9 m de profundidade ou armazenados em dH2O refrigerada durante o outono. bem como todas as amostras no estudo de inverno exceto a água de torneira) mantiveram a viabilidade durante 1 a 3 meses. A viabilidade dos cistos expostas as temperaturas da água de >10°C (ex, na água do lago em 5 m e a água do rio durante o outono, juntamente com a água de torneira em ambas as estações de estudo) foi reduzida Quando comparada aos cistos expostos a temperatura da água de <10°C. É importante notar que dos 9 parâmetros de qualidade da água testados, apenas a temperatura da água teve alguma correlação aparente com a viabilidade dos cistos. Os Estudos anteriores sobre a influência da temperatura sobre a viabilidade dos cistos de giardia na água foram conduzidos sob condições laboratoriais com o uso de métodos de exclusão em corante eosina e excistação. Com o uso do método de exclusão da eosina para determinar a viabilidade cística, Boeck (4) reportou o ponto de morte termal dos cistos de G. lamblia em 64°C, enquanto Cerva (9) descobriu o ponto de mortalidade em 50°C. em outro experimento, Boeck (5) descobriu que os cistos de G. intestinalis armazenados em dH2O retêm a viabilidade por 66 dias como determinado pela exclusão da eosina. Através da exclusão em corante, os cistos de giardia armazenados em 12 a 22°C se mostraram viáveis por Boeck (5) por até 66 dias, enquanto Naik et al (27) demonstraram que os cistos de G. lamblia na água em 4°C permanecem viáveis por até 90 dias. Entretanto, a confiabilidade do uso de corante azul de tripano ou os métodos de exclusão em corante de eosina para a medição da viabilidade dos cistos de giardia in vitro foram demonstrados por Bingham et al. (1) relativamente imprecisos. Com o uso da excistação para determinar a viabilidade dos cistos de G. muris, Schaefer et al. (32) descobriram o ponto de mortalidade termal em 54°C e também observaram que os cistos armazenados em dH20 eram viáveis por pelo menos 40 dias. Bingham et al. (1) usaram a excistação como critério para a viabilidade dos cistos de giardia e descobriram que os cistos de G. lamblia permanecem viáveis por até 77 dias Quando armazenados em dH20. Em 8°C, eles demonstraram que o índice de excistação dos cistos de giardia varia de 10 a 55% entre 7 e 37 dias porem cai para níveis baixos (aproximadamente 1%) após 37 dias, com um numero similar baixo de cistos sendo detectada até 77 dias (1). Com o uso do modelo do gerbil (roedor, tipo de rato) de giardiase como critério para viabilidade, Visvesvara et al. (36) Recentemente reportaram que os cistos de G. lamblia "podiam ser armazenados (sob condições laboratoriais) sob refrigeração por até 34 dias sem a perda da infectividade." As observações feitas por Fantham e Porter (15) sugeriram que os cistos de G. lamblia isolados de fezes humanas e armazenados por 74 dias podem ser infectivos para filhotes de gatos (n = 2); Entretanto, nenhuma informação foi fornecida sobre qual meio aquoso os cistos foram armazenados ou a temperatura de armazenamento. Nossos resultados, com o uso dos cistos de G. muris como um substituto para os cistos de G. lamblia, tem demonstrado que a sobrevivência dos cistos de giardia nos mananciais ambientais era similar a aqueles reportados para o ambiente de laboratório. Os cistos de G. muris suspensos na água ambiental permaneceram viáveis por 2 a 3 meses, e sua sobrevivência foi intensificada através da exposição a temperatura baixa da água, apesar do fato que os cistos foram suspensos na biomassa fecal no frasco de amostra. A determinação da viabilidade dos cistos de giardia pode ser determinado através do uso de 4 métodos diferentes, inclusive a (i) a absorção ou a exclusão dos corantes fluorogênicos (33), (ii) a morfologia dos cistos pela microscopia de luz (34), excistação in vitro (2, 17), e (iv) a produção de giardiase em um animal (17, 31). Frequentemente, estes métodos usados para a determinação da viabilidade tem sido usados de forma permutável, particularmente na determinação da sobrevivência dos cistos expostos ao cloro. Isto tem levado a valores diferentes para o tempo de contato com o cloro Quando a viabilidade medida pela excistação e a infecção animal foi comparada (P. M. Wallis, P. D. Roach, J. M. Buchanan- Mapin, A. VanRoodselaar, B. Grey, F. Skinner, and J. S. Davies, manuscrito ainda sendo elaborado). A relação geral da viabilidade da giardia determinada pelos corantes fluorogênicos, excistação e a infecção foi esquematicamente representada como áreas sobrepostas na fig. 5. deve ser notado que todos os cistos capazes de produzir a infecção animal teriam apresentado viabilidade como foi medido pelo uso de corantes fluorogênicos ou excistação. Entretanto, nem todos os cistos que excluem o corante fluorogênico PI ou incorporam o diacetato de fluoresceína podem se submeter a excistação. Similarmente, a estimativa da viabilidade como determinada pela excistação inclui por definição (2, 32) não apenas a tabulação dos trofozóitos de nado livre mas também os que são referidos como trofozóitos parcialmente emergentes. Grande parte das formas parcialmente emergentes parece nunca completar o processo de excistação; Portanto, contando parcialmente as formas emergentes como cistos viáveis pode resultar em sobreestimativa da viabilidade da população de cistos de giardia quando os valores de excistação são comparados com a infectividade (P. M. Wallis, comunicação pessoal). Em nosso estudo sobre o efeito da água ambiental sobre a viabilidade dos cistos de giardia como função do tempo, escolhemos 2 métodos para medi a viabilidade. Um método era o uso da exclusão do corante fluorogênico PI, visto que fornece uma determinação geral de células vivas com membranas celulares intactas (33, 35). Como uma segunda medida da viabilidade cística, a capacidade dos cistos de giardia em produzir infecção em um animal foi usada, visto que incluiria não apenas a exclusão em corante e excistação, mas mais importante, mediria a capacidade dos cistos de sobreviverem a exposição a água e produzirem giardiase em animais. A comparação da viabilidade dos cistos de giardia com o uso destes 2 métodos (Fig. 1 a 4) apresenta uma correlação relativamente boa entre os métodos. Entretanto, a viabilidade dos cistos expostas a diferentes tipos de tipos como determinado pela infectividade no modelo do rato não pode ser comparada diretamente a viabilidade dos cistos determinados pela exclusão em corante, visto que aproximadamente 5 a 10 cistos podem ser suficientes para causar infecção em um animal (13, 14, 16, 29) e os inóculos usados podem ter de 100 a 1000 cistos. Entretanto, a produção bem-sucedida de infecção no animal indicou que os cistos viáveis estavam presentes em grande parte das amostras após sua remoção da exposição a água em diferentes períodos de tempo. Um resultado surpreendente deste estudo foi a perda da viabilidade Quando os cistos de giardia forame expostos a água encanada de Minneapolis durante 3 dias, como comparado a sobrevivência dos cistos na água de rio não processada. O efeito cisticida da água encanada (em um laboratório da Universidade) foi observados em ambas as estações, e em uma Terceira ocasião, foi obtido um resultado similar durante o verão com o uso da água encanada residencial (observação não publicada). Não se determinou exatamente quais os fatores presentes na água encanada processada que afetam a viabilidade dos cistos de giardia, mas principalmente, representa o efeito de cloramina residual (media diária 1987, 3.4 mg/litro; faixa de 2.9 a 3.6 mg/litros[Annual Report for 1987 da estação de águas de Minneapolis].) encontrado na água encanada do município. Os surtos de giardiase causados pela giardia spp de veiculação hídrica foram associados a contaminação pela ruptura dos canos de esgoto (10, 11), porem nossos resultados com o us dos cistos de G. muris indicam que o risco de surtos similares de giardiase sob as condições de tratamento da água como de Minneapolis poderia não exceder 3 a 7 dias, especialmente visto que os cistos de G. muris possuem uma maior Resistência aos agentes de desinfecção como a cloramina que os cistos de G. lamblia (18, 30).

Em conclusão, os cistos de giardia foram detectados pela suas características morfológicas em amostras expostas a água ambiental durante cada período de tempo examinado, mesmo embora a viabilidade dos cistos suspensos na água nunca excedeu 1 a 3 meses. A detecção dos cistos de giardia na água de superfície usada para beber poderia ser considerada constituir uma ameaça imediata da giardiase de veiculação hídrica, porem nossos resultados indicam que a mera presença dos cistos de giardia na água nem sempre foi correlacionada com a viabilidade oocística medida pela exclusão em corante ou a capacidade de infectar animais.

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FIG. I. Efeito da água do lago durante o outono sobre a viabilidade dos cistos de G. muris determinado pela exclusão do corante fluorogênico PI e a produção de infecção em ratos.

FIG.2 Efeito da água do lago durante o inverno sobre a viabilidade dos cistos de G. muris determinado pela exclusão do corante fluorogênico PI e a produção de infecção em ratos.

FIG. 3. Efeito da água do rio durante o outono sobre a viabilidade dos cistos de G. muris determinado pela exclusão do corante fluorogênico PI e a produção de infecção em ratos.

FIG.4. Efeito da água do rio e água encanada durante o inverno sobre a viabilidade dos cistos de G. muris determinado pela exclusão do corante fluorogênico PI e a produção de infecção em ratos.

Tabela 1. Comparação sazonal dos parâmetros da qualidade da água ambiental usada para examinar a viabilidade dos cistos de G. muris.

FIG. 5. Diagrama esquemático ilustrando a relação entre a viabilidade dos cistos de giardia determinado pelo uso do corante fluorogênico, excistação e produção de infecção animal. FDA, diacetato de fluoresceína; PET, trofozóito parcialmente emergente; V, viáveis, NV, não viável.

ADSORÇÃO DE COLIFAGOS T1 E T7 AOS MINERAIS DO SOLO

INTRODUÇÃO

Os minerais do solo parecem afetar a sobrevivência das viroses nos habitats naturais (1, 5, 13). A adsorção das viroses aos minerais pode protegê-las da inativação ou degradação biológica e abiológica, portanto possibilitando que estas persistam no solo, sedimentos e na água na ausência de seus hospedeiros. A capacidade de absorção do solo para estas viroses é uma das bases para o uso do solo como um "filtro vivo" para a suposta remoção das viroses dos efluentes industriais e municipais de esgoto (2, 9, 21, 33). As amostras de solo com uma quantidade elevada de argila parecem ter uma capacidade maior de adsorção às viroses (2 7). Por exemplo, Drewri e Eliassen (4) mostraram uma correlação direta entre o conteúdo de argila de 9 amostras de solo do Arkansas e da Califórnia e sua retenção das viroses bacterianas.

A associação das viroses aos minerais do solo foi atribuída a uma grande área superficial e a capacidade de troca de íons das amostras de argila (1, 6, 7, 9, 27, 30). Foram sugeridos mecanismos envolvidos na adsorção das viroses aos minerais da argila, porem os mecanismos exatos não foram confirmados. Carlson et al (3) propuseram que os cátions polivalentes no ambiente servem como pontes entre os grupos aniônicos dos vírus e os locais de carga negativa presentes na argila. Theng (33) sugeriu que ‘a ligação da água’ (um tipo de ligação catiônica cujos grupos aniônicos de argila e das partículas viróticas formam as ligações de hidrogênio com as moléculas da água n camada de hidratação primaria ao redor dos cátions compensadores de carga) afeta a adsorção dos vírus a argila. Schaub et al (20) sugeriram que a adsorção entre as partículas virais e os minerais da argila ocorre como resultado da ligação secundaria (ex. adsorção física resultante das forças de van der Waals e a ligação de hidrogênio). Lipson e Stotzky (30) demonstraram que a adsorção de reovirus do tipo 3 a argila estava correlacionada a capacidade de troca catiônica (CEC) da argila, ao passo que a adsorção de herpesvirus hominis tipo 1 não foi relacionada a CEC das amostras de argila.

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No presente trabalho, os dados quantitativos sobre a adsorção de colifagos (vírus bacterianos que infectam E. coli) T1 e T7 em minerais presentes na argila aluminosilicatos hydrous kaolinite (K) e montmorillonite (M) são mostrados, e os possíveis fatores psicoquímicos envolvidos nos processos são discutidos.

CEC = capacidade de troca catiônica / K = kaolinite / M = montmorillonite / AEC = capacidade de troca aniônica / SMP = sobrenadante

Materiais e métodos

Amostras de argila. K (kaolin, Fisher Scientific Co), uma amostra de argila de 2 camadas (1:1, sílica-alumina) possuía uma CEC de 5,8 meq/100 g de argila seca (29), uma distribuição de partículas (tamanho) de aproximadamente 98% < 8 μm, 52% < 2 μm, e 3% < 0,5 μm (29), e uma αrea de superfície de aproximadamente 10 m²/g (26). M (bentonite, Fisher Scientific Co), uma amostra de argila de 3 camadas (2:1) possuía uma CEC de 97,7 meq/100 g de argila seca (29), uma distribuição de partículas de aproximadamente 100% < 8 μm, 34% < 2 μm e 3% < 1 μm (29), e uma αrea de superfície de aproximadamente 800 m²/g (26). Embora a capacidade de troca aniônica (AEC) destas amostras de argila não fosse determinada, Grim (11) sugeriu que a proporção media de AEC a CEC é cerca de 2 para K e 0,15 para M.

As suspensões de estoque de K e M consistindo-se de 33 mg de argila por ml de água destilada foram submetidas ao autoclave e armazenadas em 4º.C. A autoclavagem não altera as características dos raios x nas amostras de argila (28). As concentrações de argila usadas foram obtidas através da diluição das suspensões de argila de estoque com água destilada (pH 7.1), depois se empregou a centrifugação em 7,710 x g por 10 min (sorvall RC2-B, SS34 rotor). (Os sedimentos de argila foram então suspensos em 1 ml de água destilada ou em 1 ml de metafosfato de sódio (SMP; NaPO3) 13, Fisher Scientific Co). Solução contendo de 0,5 a 10% SMP.

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Bacteriófagos. O colífago T1, que infecta E. coli B, foi isolado na estação de tratamento de esgoto na ilha de Randall, Nova Iorque, através da técnica de enriquecimento padrão (25) identificado como colifago T1 com base na sua morfologia (microscopia eletrônica e o tamanho das placas) e a capacidade de lise de E.coli B porem não com o E. coli B/1,5. O colífago T7, que infecta E. coli B e B/1, 5, foi obtido no laboratório Martha Baylor da Universidade estadual de New York em stony Brook.

Polietileno glicol (peso molecular = 6000) foi usado para concentrar os colifagos de volumes de 2 l de lisatos bacterianos (35, 37). Os estoques de colifagos concentrados (T1 = 1011 PFU/ml; T7 = 1010 PFU/ml) foram armazenados em tampão Tris (0,001 M Tris (Sigma Chemicak Co), 0,001 M MgSO4.7H2O, 0,001 M NaCl; pH 7,4) em 4º.C por vários meses sem perda apreciável na concentração.

Foi empregada a técnica com placas de agar (25) para analisar as concentrações de colifagos.

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Procedimentos experimentais. (i) equilíbrio de adsorção. Uma suspensão de 1 ml de colífago (10⁶ a 10⁷ PFU) em tampão Tris foi adicionada em volumes de 1 ml de água destilada contendo varias concentrações de K ou M. as misturas de colífago-argila foram mexidas durante 5 min, colocadas em um rotor giratório (34 rpm, Kraft Apparatus) por 10 min em 30ºC e centrifugado por 10 min em 7710 x g; os sobrenadantes foram então decantados e o numero de colifagos nos sobrenadantes foi determinado. Os estudos preliminares mostraram que a máxima adsorção de T1 e T7 as amostras de argila ocorreu após 10 min da realização da mistura. Como controle, 1 ml de suspensão de colifagos em tampão Tris foi misturado com 1 ml de água destilada e recebeu o mesmo tratamento que as misturas de argila-colifagos.

A diferença entre o número de colifagos infectivos recuperados nos tubos controles e o número presente nos sobrenadantes iniciais das misturas argila-colifagos foi designada como a quantidade de colifagos adsorvidos em equilíbrio nas amostras de argila. Visto que varias quantidades de colifagos (10⁶ a 10⁷ PFU) foram usadas em experimentos repetidos, as quantidades de colifagos adsorvidos nas amostras de argila foram expressas como uma porcentagem de quantidades de colifagos recuperados nos tubos controles. A perda (<20%) das concentrações de colifagos resultante da adsorção de colifagos nos tubos de vidro e sua destruição durante o procedimento experimental foi normalizada ao expressar os dados com base nas concentrações recuperadas dos tubos controles em vez das concentrações de colifagos adicionadas inicialmente.

Os experimentos foram repetidos 3 a 10 x e houve pelo menos 3 replicas por experimento. Todas as titulações de colifagos foram realizadas em duplicatas.

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(ii) efeito de SMP sobre a adsorção de colifagos nas amostras de argila. As concentrações SMP desejadas foram obtidas através da diluição da solução de estoque submetida ao autoclave contendo 10 g de SMP/100 ml de água destilada, com água destilada. Uma quantidade de 2 ou 5 mg de K ou M foi suspensa em 1 ml de SMP, misturada por 5 s, colocada em um rotor giratório de 34 rpm por 5 min em 30º.C, e centrifugado em 7710 x g por 10 min; o sobrenadante (SMP) foi então descartado, e o sedimento de argila foi suspenso em 1 ml de água destilada. Quando havia necessidade de se fazer a lavagem da amostra de argila tratada com SMP, a suspensão de argila era lavada 2 x com 1 ml de água destilada (com centrifugação de 7710 x g por 10 min após cada lavagem). Para o controle, 1 ml de cada solução de SMP foi adicionada aos tubos de teste sem argila os quais foram submetidos aos mesmos procedimentos de centrifugação e mistura contendo argilas tratadas com SMP; o sobrenadante era descartado, e 1 ml de água destilada era adicionado aos tubos. Foi adicionado 1 ml de suspensão de colifagos (10⁶ a 10⁷ PFU) no tampão Tris as suspensões de argila tratada com SMP lavada ou não lavada. As misturadas foram tratadas , a quantidade de adsorção descrita foi determinada como descrito acima. A porcentagem de adsorção dos colifagos as amostras de argila pré-tratadas com SMP foi comparada a porcentagem de adsorção das concentrações iguais de colifagos as amostras de argila não tratadas com SMP. Os estudos com estas amostras foram repetidos de 2 a 4 vezes, com 3 replicas por experimentos. Todas as titulações foram realizadas em duplicatas.

Os dados forame expressos como media ± erro padrão do valor médio (X ± SEM), e controle e os valores experimentais foram comparados pelo teste t de Student; P < 0,05 foi considerado estatisticamente significante. As computações estatísticas foram realizadas com o software Tektronic 31 programmable calculator.

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Resultados

Equilíbrio da adsorção. (i) colifagos T1. nas concentrações de argila de 0,01 a 3 mg/2 ml, M adsorveu mais T1 que K (fig. 1). A adsorção máxima (84%) de T1 para M ocorreu em uma concentração de 2 mg/2 ml; adsorção comparável a K 4 mg/2 ml. em concentrações maiores de argila (4 a 6 mg/2 ml), entretanto, K adsorveu mais T1. curva descendente da adsorção isotérmica de M foi relativamente constante entre 0,05 e 2 mg/2 ml, e quando T1 total foi adsorvido, a curva teve uma queda e depois se estabilizou. Aumentando a concentração de M de 2 para 6 mg/2 ml não resultou em adsorção posterior de T1.

A adsorção de T1 a K e M não foi relacionada a CEC das amostras de argila (fig. 2). Quando as concentrações de argila foram convertidas em CEC (CEC das amostras de argila x concentração de argila/2 ml), 2 equilíbrios distintos de isotermia de adsorção foram obtidos. Se a adsorção de T1 se relacionou a CEC, uma única isotermia deve ser obtida.

(ii) colifagos T7. Em concentrações de argila de 0,01 a 0,5 mg/2 ml, mais T7 foi adsorvida em M que em K (fig. 3). A adsorção máxima (96%) de T7 em M ocorreu em uma concentração de 0,5 mg/2 ml; adsorção comparável em K precisou de 1 mg/2 ml. em concentrações mais elevadas (1 a 4 mg/2 ml), um pouco mais, porem estatisticamente significante, T7 foi adsorvido em K. a medida que a concentração de M foi aumentada de 0,01 a 0,5 mg/2 ml , o aumento na adsorção de T7 em M foi maior que de T1. a adsorção isotérmica com M, especialmente entre 0,01 e 0,05 mg/2 ml, refletia o aumento na adsorção de T7 a medida que havia um aumento na concentração de M. acima de 0,5 mg/2 ml, ocorria uma estabilização (plateau) isotérmica, indicando que todos os colifagos adsorvíveis tinham sido adsorvidos.

A medida que a concentração de K ia aumentando de 0,01 a 2 mg/2 ml, o aumento na adsorção de T7 foi maior que T1 (fig. 3). A adsorção de T7 em K era mais pronunciada acima de uma concentração de 0,05 mg/2 ml de K. adsorção máxima (99%) ocorreu em 2 mg/2 ml, e os aumentos posteriores em K não resultaram em adsorção adicional.

A adsorção de T7 em K e M demonstrou certa relação em CEC das amostras de argila (fig. 4). Quando as concentrações de argila foram convertidas em CEC, os 2 valores isotérmicos equilibrados, embora não sobrepostos e tendo como resultado um valor isotérmico individual, tinham característica similar e eram muito próximos.

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Efeito de SMP sobre a adsorção de colifagos nas amostras de argila. (i) colífago T1. o pré-tratamento usado 2 ou 5 mg de K ou M com SMP reduziu a adsorção de T1. o efeito de SMP ficou dependente de sua concentração e era mais pronunciado com K (fig. 5); ex, 2 mg de K ou M não tratado adsorvido em 69% ou 86%, respectivamente, ao passo que 2 mg de K ou M pré-tratado com SMP 1% adsorveu 15% ou 58%, respectivamente. Portanto, SMP reduziu a adsorção de T1 a 2 mg de K por volta de 54% e a 2 mg de M em 28%. O pré-tratamento de 5 mg de K com varias concentrações de SMP também reduziu a adsorção de T1: 0,05% SMP em 49%, 0,1% SMP em 48%, 1,0% SMP em 13%, e 3,0% e 5,0% SMP em 0%, 5 mg de K não tratado adsorveu 99%. A adsorção de T1 em 5 mg de M foi reduzido através do pré-tratamento com 1,0% de SMP em apenas 58% de 87% com 5 mg de M não tratado; portanto, 1,0% de SMP foi mais efetivo em reduzir a adsorção de T1 em 5 mg de K (reduzido em 86%) que 5 mg de M (reduzido em 29%). A lavagem das amostras de argila pré-tratada com 1,0% de SMP 2 x com água destilada aumentou a adsorção posterior de T1, com exceção de 5 mg da lavagem M pré-tratada. A lavagem das amostras de argila aparentemente removeu alguns SMPs associados a argila.

(ii) colífago T7. o pré-tratamento conduzido com 2 mg de K ou M com varias concentrações de SMP reduziu a adsorção de T7, com o efeito dependente da concentração de SMP e mais pronunciado com K (fig. 6). A adsorção de K foi reduzida em 99% como segue: 0,05% SMP em 87%, 0,1% SMP em 81%, 1,0% e 3,0% SMP em 61%, 5,0% SMP em 53%, 10,0% SMP em 45%. A adsorção de M foi reduzida também em 96% como segue: 0,1% SMP em 79%, 1,0% SMP em 78%, e 5,0% SMP em 72%. Com relação a T1, SMP foi mais eficiente em reduzir a adsorção de T7 em K que M. a lavagem das amostras de argila pré-tratada com 1,0, 3,0 e 5,o% de SMP 2 x com água destilada removeu um pouco o efeito inibitório de poliânion sobre a adsorção subseqüente de T7.

Embora SMP inibisse a adsorção de ambos os colifagos nas amostras de argila (mas em K que em M), reduziu a adsorção de T1 significativamente mais que em T7.

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DISCUSSÃO

No pH em que estes estudos foram conduzidos (pH 6,8), K e M (18, 20, 27) e os colifagos T1 e T7 (17, 34) tiveram uma carga negativa sem redução (liquida) embora eles também tivessem alguns locais de carga positiva nas superfícies. Consequentemente, pouca ou nenhuma adsorção dos colifagos nas amostras de argila seria esperada como resultado da repulsão eletrostática entre as partículas. Entretanto, os colifagos mostraram adsorção apreciável de K e M, provavelmente nos locais AEC.

Adsorção de colifagos T1. não houve correlação entre a quantidade de adsorção de T1 e CEC das amostras de argila (fig. 2). Em concentrações de argila de 4 a 6 mg/2 ml, K, com aproximadamente 1/17 de CEC de M, houve mais adsorção de T1 que com os pesos iguais de M, indicando que os locais de K e M alem dos locais de troca catiônica estavam envolvidos na adsorção de T1.

Visto que K e M exibiram reações de troca aniônica (11), T1 provavelmente adsorveu os locais de carga positiva nas amostras de argila. Isto foi consistente com os outros registros que indicaram que algumas proteínas (12, 27), polissacarídeos (19), e células microbianas (14, 15, 16) adsorveram as amostras de argila via as reações de troca aniônica.

A maior adsorção de T1 que foi observada mais em K que em M, os quais tem uma AEC quase igual (11), em concentrações maiores de argila (4 a 6 mg/2 ml) pode ter sido relacionada a distribuição de carga em K e M; visto que K tem uma proporção maior de AEC/CEC que M (ca. 2 versus 0,15 (11), as partículas de carga negativa de T1 podiam se aproximar dos locais de carga positiva em K mais facilmente que em M, que era mais negativa. Entretanto, é incerto porque T1 não demonstrou esta adsorção maior em K também em concentrações menores de argila. Uma possibilidade é que havia mais locais AEC disponíveis em M em concentrações menores, quando M era mais dispersa, que em concentrações maiores, quando o aumento das interações entre as superfícies (cargas negativas) e as extremidades (cargas positivas) reduziu o número de locais AEC disponíveis e fez com que os agregados de M se tornassem mais negativos, portanto aumentando assim a repulsão eletrostática entre M e T1 (36). As interações comparáveis superficiais e das extremidades em concentrações maiores de K não teriam o mesmo efeito, a medida que CEC de k era apenas 1/17 de M, e a proporção de AEC/CEC de K era 13 x maior que aquela de M. Sykes e Willians (31) também sugeriram que os locais de carga positiva nas amostras de argila eram responsáveis pela maior adsorção de um actinofago que infecta Streptomyces spp em K que os pesos iguais de M.

O pré-tratamento de K e M com SMP de sal polianiônico que se liga aos locais de carga positiva nas amostras de argila (14, 16, 22, 32), reduziu a adsorção de T1, posteriormente indicando que T1 foi adsorvido primariamente nos locais de troca aniônica. Visto que as reduções eram dependentes da concentração de SMP e não foram pronunciadas com K, os locais de carga positiva eram evidentemente os principais locais de K em que T1 adsorveu e foram apenas parcialmente responsáveis pela adsorção de T1 em M. A adsorção de algumas partículas de T1 mesmo na presença de SMP (mais de M que K) pode ter resultado de mecanismos alem da troca aniônica, como a troca catiônica, ligação de hidrogênio e as forças de van der Waals. O citrato, que também se liga aos locais de carga positiva nas amostras de argila, reduz a adsorção do RNA das leveduras que é presumidamente adsorvido via seus grupos de ortofosfato de carga negativa em k quase por completo, porem só 55% em M (8).

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Adsorção de colifagos T7. as quantidades de T7 adsorvido apresentaram certa correlação com CEC das amostras de argila (fig. 4). Entretanto, a maior adsorção estatisticamente significante ocorrida mais em k que em M nas concentrações de argila de 1 a 4 mg/2 ml e a redução na adsorção após o pre-tratamento das argilas com SMP indicou que os locais de carga positiva nas amostras de argila também estavam envolvidas. Com relação a T1, a redução na adsorção de T7 por SMP foi maior com K, presumidamente por causa da proporção dos locais de carga negativa e positiva ser maior em k do que em M, e a adsorção de T7 pode também ter envolvido a ligação de hidrogênio e as forças de van der Waals. Entretanto, o pré-tratamento das amostras de argila com SMP não reduziu a adsorção de T7 na mesma extensão que T1, que apresentou nenhuma correlação entre CEC e a adsorção.

Os locais de carga positiva nas amostras de argila também parecem estar envolvidos na adsorção dos bacteriófagos R17 e os reovirus tipo 3 no alofano mineral da argila amorfa no pH de muitos tipos de água doce e de solo (pH 5 a 7) (32) . A adsorção das viroses aos locais de carga positiva das superfícies sólidas foi também aplicada no desenvolvimento de filtros com microporosidades de carga positiva para a concentração do poliovirus tipo 1 cepa LSc e os colifagos MS2, ф-174, T2 e T4 de grandes volumes de esgoto, бgua corrente e a água de lago em níveis ambientais de pH (7,0 a 7,5) (10, 23, 24).

Os resultados destes estudos indicaram que o mecanismo e os locais de adsorção são diferentes para os colifagos T1 e T7 para M e K e que a adsorção sofre influencia devido a estas características das amostras de argila nas proporções de AEC, CEC, e AEC/CEC. As diferenças presentes na adsorção entre os colifagos podem ter sido o resultado das diferenças na composição dos aminoácidos das proteínas capsomericas (capsomer) (6, 9) visto que T1 e T7 demonstraram diferenças na composição dos aminoácidos (25).

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Fig. 1. adsorção de colifagos T1 (10⁶ a 10⁷ PFU) a varias concentrações de kaolinite ou montorilonite. (log10 mg/2 ml: 0,01 mg = -2,0; 0,05 mg = -1,3; 0,1 mg = -1,0; 0,5 mg = -0,3; 1 mg = -0,0; 2 mg = 0,3:3 mg = 0,48; 4 mg = 0,6; 5 mg = 0,7; e 6 mg = 0,78.).

Fig. 2. adsorção de colifagos T1 (10⁶ a 10⁷ PFU) nas amostras de argila como função de CEC (expresso em Log10 miliequivalentes) de varias concentrações de K e M.

Fig. 3. adsorção de colifagos T7 (10⁶ a 10⁷ PFU) em varias concentrações de K e M.

Fig. 2. adsorção de colifagos T1 (10⁶ a 10⁷ PFU) nas amostras de argila como função de CEC (expresso em Log10 miliequivalentes) de varias concentrações de K e M.

Fig. 4. adsorção de colifagos T1 (10⁶ a 10⁷ PFU) nas amostras de argila como função de CEC (expresso em Log10 miliequivalentes) de varias concentrações de K e M.

Fig. 5. adsorção de colifagos T1 (10⁶ a 10⁷ PFU) em 2 ou 5 mg de K ou M tratado com SMP (NaPO3)13

Fig. 6. adsorção de colifagos T1 (10⁶ a 10⁷ PFU) em 2 mg de K ou M tratado com SMP (NaPO3)13

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REUTILIZAÇÃO DO ESGOTO PARA AUMENTAR A PRODUTIVIDADE DO SOLO

FUNDAMENTOS TEORICOS

O tratamento avançado básico tem se tornado uma ferramenta importante para o controle da poluição pelo esgoto, devido a seu baixo custo, sua adaptabilidade às variações de fluxo e qualidade, e também a sua independência de temperatura (Chaudhary et al, 1991). Comparando os processos convencionais, este tem o custo de tratamento de acordo com a eficiência requerida, que atualmente esta se tornando ainda mais baixo devido aos novos polímeros que diminuem as quantidades de produtos químicos necessários (Shao et al, 1993). De forma adicional, o tratamento avançado básico é útil na emoção de metais pesados (Ooten e Shao, 1993).

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DESCRIÇÃO DO PROBLEMA

Desde o fim do século passado, o esgoto da cidade do México tem sido usado na agricultura no Vale de Mezquital para diminuir a escassez de água e devido a pouca presença de nutrientes no solo (nitrogênio e fósforo), alem de ser considerado uma região de solos salinos, um aumento na produtividade teve inicio. Atualmente, a produção agrícola esta muito acima da media nacional, especialmente o milho e a alfafa. Entretanto, como conseqüência, os níveis de doenças intestinais também aumentaram muito acima da media nacional. Por estas razoes, foi feito um estudo a fim de controlar o problema sem limitar suas vantagens.

O esgoto é conduzido através dos rios Tula e Salado por meio das estações como Steep of Nochistongo (século 17), o maior canal de drenagem (feito no começo do século 20), o canal de emissão (durante a década de 60) e o canal de emissão central (desde 1970). Estas águas são também conduzidas pelos túneis velhos e novos de Tequisquiac. Os sistemas de tubulação que transportam o esgoto urbano são combinados e os principais coletores são as cabeceiras naturais do rio que cruza a zona urbana, e assim eles têm BOD5 de 100 a 250 mg/l e TSS varia de 50 a 400 mg/l.

O Vale de Mesquital se localiza no estado de Hidalgo, entre 19"50" – 20"25" latitude norte e 98"55" – 99"25" longitude oeste, ao norte do Vale do México. Tem uma altitude media de 1895 m acima do nível do mar e comporta outros vales: Tula, Actopan e Ixmiquilpan. Neste estudo apenas os 2 primeiros são considerados (85 mil ha). Esta extensão de terra é chamada de distrito de irrigação 03 (DR03 para seus iniciais em espanhol) é um dos maiores do mundo. O clima é árido, com uma temperatura anual media de 16,7º E uma precipitação pluvial anual de 435 a 618 mm, enquanto a evaporação media é de 1750 mm. Dessa forma, esta é uma zona com déficit de chuvas e com grande variabilidade de um estação para outra e de uma ano para outro, assim as tempestades estão quase ausentes. Os principais rios são Actopan, Tula e Salado e há também 2 represas importantes, Requena e Endhó, e 3 represas de desvio, Tlamaco, La Virgem e El Tablon. Há 3 aqüíferos, um raso e livre ou não confinado, o segundo parcial ou totalmente confinado e o terceiro às vezes livre e às vezes parcial ou totalmente confinado, os quais possuem 251 explorações, das quais 70 são poços, 17 são rodas de água e 26 são nascentes. O principal uso dado à água é seu emprego na agricultura, domestico municipal, animais e indústria, nessa ordem (comissão nacional da água, CNA, 1995). Os solos da área são 75% solos planos, montanhosos e de encosta, e são considerados solos jovens com uma característica de erosão, pois a maioria destes repousa em solo rochoso branco laminado. A textura e a profundidade são 89% de areia fina, rasa ou um pouco profunda, 10% solo argiloso e 1% aluvial argiloso profundo.

O sistema de esgotos cobre cerca de 94% da população da Cidade do México e quase 85% do estado do México. O volume total é de 50,7 m3/s, dos quais 38,1 m3/s são uma mistura de descargas comerciais, industriais e domesticas provenientes do vale do México. Os outros 13 m3/s provem das chuvas, dessa forma o esgoto tem uma grande variabilidade na qualidade e quantidade ao longo do ano. Alem disso, a composição do esgoto é modificada devido à operação complexa do sistema hidráulico da cidade do México, que cria grandes áreas de águas paradas que são depositadas, especialmente no grande canal (Great Channel). Há 16 estações de tratamento na cidade do México e 8 no estado do México, com uma capacidade de 5,7 a 0,9 m3/s, respectivamente. A partir água total gerada (50,7 m3/s), 4,8 m3/s são reutilizados na área urbana, 3,2 m3/s são reutilizados para varias necessidades na região de Texcoco, 31,8 m3/s são reutilizados diretamente na irrigação e 1,6 m3/s são coletados na represa Endhó, que por sua vez é usado para os propósitos de irrigação dentro do vale.

Estes fatos representam uma necessidade de se instalar um sistema de tratamento para as águas do vale do México que podem controlar as cargas variáveis e o fluxo, que por sua vez não podem ser confrontados por apenas um processo biológico livre.

Com respeito à qualidade da água, os dados apresentados na tabela 1 mostram que não há uma diluição importante de BOD e COD durante a estação chuvosa, e embora seja muito importante a variação no arraste do lodo proveniente do esgoto. Por exemplo, a prefeitura da cidade do México extrai uma media de 800 mil m3/s de lodo de esgoto.

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Efeitos da utilização do esgoto na agricultura

As principais plantações são milho (22.516 ha), forragem como alfafa (17.655 ha) e vegetais como abóbora (4.750 ha); há também algumas outras plantações como trigo, feijão e forragens de menos importância econômica. A produção agrícola com o uso desta água sem fertilizantes atingiu cerca de 5 toneladas/ha para a cultura de milho, e 120 toneladas/ha para alfafa, muito acima da media nacional. O valor monetário desta produção foi de $41.038.387 ($6.20 = 1 dólar), correspondendo a 38% para alfafa, 28% para os vegetais e 24$ para o milho. A tabela 2 mostra as variações da produtividade na região devido ao uso do esgoto.

Conforme os dados, o esgoto fornece as plantas nutrientes e matéria orgânica necessários para seu crescimento, na quantidade apresentada na tabela 3.

É importante mencionar que 40% do volume total de esgoto se perde devido à evaporação e a infiltração do solo e na rede dos canais de irrigação. A tabela de água aplicada atinge 2,2 m/ano, que é um excesso porem é conveniente para a lavagem do solo a fim de controlar a salinidade.

Embora os benefícios sejam inquestionáveis, os problemas de saúde que surgem como conseqüência do uso de esgoto na agricultura não podem ser avaliados. As infecções intestinais afetam os moradores da região através da exposição aos riscos estimados mostrados na tabela 4, e o índice de mortalidade esta acima da media nacional.

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Condições de qualidade

Devido ao fato que as doenças gastrintestinais são transmitidas pelo conteúdo microbiológico do esgoto, deve ser suficiente controlar este componente para se obter benefícios sem conseqüências. Mas 2 problemas surgem: como assegurar que a água é segura do ponto de vista microbiológico e que tratamento deve ser empregado. No primeiro caso é tradicional controlar os coliformes fecais, que são empregados como um grupo indicador do conteúdo de microorganismos, porem a OMS tem publicado orientações complementares apresentadas na tabela 5, que são direcionadas a remoção dos ovos de helmintos. Isto levou a publicação da lei mexicana NOM-CCA-033-ECOL/1993, em que os ovos de helmintos são restringidos não mais que um ovo viável por litro, quando a água é empregada na irrigação agrícola. Entretanto, este valor esta bem abaixo do limite de detecção e precisão da técnica analítica aplicada ao esgoto e também não faz distinção da viabilidade dos ovos. Por outro lado, sabe-se que os ovos de helmintos tem tamanho entre 30 e 80 μm e densidades de 1.056 a 1238, de modo que o processo adequado para sua remoção é a sedimentação, coagulação/floculação e filtração.

O outro risco na reutilização do esgoto para a agricultura é a presença de metais pesados. As concentrações máximas recomendadas pela EPA são mostradas na tabela 6. Os valores foram estabelecidos de maneira muito conservativa a fim de considerar os solos alcalinos ou neutros com elevada capacidade de retenção de contaminantes. Assim, em ambos os casos, os valores mencionados estão bem abaixo dos limites efetivos de fitotoxicidade para a maioria das plantações.

Escolha do tratamento

De acordo com Murcott (1995), as características ideais da água a ser usada na irrigação são: (a) elevado conteúdo orgânico; (b) elevado conteúdo de nutrientes (N e P); (c) baixo conteúdo patogênico; e (d) conteúdo de compostos orgânicos tóxicos e metálicos de baixa concentração. Para atender estas especificações, podem ser aplicados processos biológicos e físico-químicos, combinados com 3 níveis de tratamento, primário, secundário e terciário (tabela 7).

Levando em consideração, é possível aplicar um processo físico-químico para o tratamento do esgoto proveniente do Vale do México, assegurando que:

Níveis de N e P necessários para a agricultura poderiam ser mantidos;

Preserva a matéria orgânica solúvel benéfica para o tipo de solo na região devido ao enriquecimento da camada húmica e buffering (isolamento) do efeito de condutividade sobre o solo;

Diminui os custos de investimento e também muito provavelmente os custos de operação;

É possível tratar a água em ambas as estações do ano, seca e chuvosa.

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Estudos de tratabilidade

Foi realizada uma serie de testes de tratabilidade a fim de resolver o problema de poluição e continuar usando a água na agricultura com sucesso. Estes testes foram realizados com recipientes apropriados e foram úteis para determinar: a) eficiência de remoção, quantidade e tipo de coagulante e floculante; b) quantidade e qualidade de lodo de esgoto produzido pelo tratamento primário quando se usa o cloreto de ferro, sulfato de alumínio ou cal como coagulantes. Os resultados obtidos com os testes realizados no local, com o uso da dose e coagulante especificado, são mostrados na tabela 8.

Conclusões

O esgoto do Vale do México tem sido uma boa fonte de água para irrigação na zona Arida do Vale de Mezquital, porem acima de tudo, tem proporcionado condições necessárias para o solo adquirir matéria orgânica e nutrientes requeridos para agricultura. Entretanto, há um problema de saúde que pode ser controlado através do uso do tratamento sugerido aqui. Na verdade, o tratamento primário pode remover de forma eficiente os ovos de helmintos.

Assim, pode-se concluir que a reutilização do esgoto da cidade do México é uma boa opção para controlar os problemas como a deposição do esgoto, falta de disponibilidade da água em zonas áridas e, mais importante, pobre qualidade dos solos para a produção agrícola.

Há ainda o problema com relação à quantidade de lodo de esgoto gerado, que pode estar 10% acima da quantidade produzida pelo tratamento convencional. O lodo de esgoto produzido pelo tratamento primário tem sido caracterizado (tabela 8) e seu tratamento esta em estudo sobre a aplicação de um sistema anaeróbio. O que diminuiria a quantidade do lodo produzido, ou através da estabilização química e a deposição final sobre a cabeceira de nossos lagos ressecados na parte oeste da cidade.

Esta abordagem de tratamento da água a um nível compatível com a reutilização, e não para estar de acordo com uma certa legislação, pode se estender aos efluentes agroindustriais, que devido a sua natureza contem os elementos essenciais para aumentar a produtividade agrícola. Tratar a água com este propósito específico pode reduzir os custos e ser útil devido ao seu elevado conteúdo de fósforo.

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Tabela 1. Caracterização do esgoto do vale do México (CNA, 1994).

Tabela 2. Produtividade devido ao uso do esgoto do vale de Mezquital (CNA, 1994).

Tabela 3. Fornecimento de fósforo, nitrogênio e matéria orgânica pelo esgoto (CNA, 1994).

Tabela 4. Risco de doenças infecciosas na população do vale de Mezquital, 1990-1991 (Siebe e Cifuentes, 1993).

Tabela 5. Orientações sobre qualidade microbiológica para o uso do esgoto na agricultura (OMS, 1989).

Tabela 6. Concentrações recomendadas pela EPA de metais na água para seu uso na agricultura (Murcott, 1995).

Tabela 7. Qualidade do efluente em diferentes processos (Murcott, 1995).

Tabela 8. Comparação dos valores médios característicos entre o efluente e influente produzidos com cloreto de ferro, sulfato de alumínio e hidróxido de cálcio (Jimenez, 1995).

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BRACHYCERA

Tabanomorpha Stratiomyidae: frequentemente apresentando as cores preto e amarelo, não é cerdoso, com freqüência possui uma pelagem densa curta (ex, Odontomyia). Células hexagonais presentes na asa (célula d ou dm); R4 e R5 na parte final da asa bem antes da sua ponta.

As larvas são aquáticas (Stratiomyinae) ou terrestres (outras subfamílias); as larvas têm depósitos de placas de carbonato de cálcio na cutícula. As larvas se alimentam de plantas e animais em decomposição algumas são predadoras ou se alimentam de raízes de certas gramíneas. Os adultos se alimentam de flores, especialmente salgueiro, espinheiro branco, compostos, e umbelas, ou simplesmente repousam na vegetação.

Tabanidae: flagelo da antena de forma distinta, com brande porção basal e anulações terminais. Cabeça hemisférica. R4 e R5 "envolvem" a ponta da asa.

R4 e R5 compõem a ponta da asa. As fêmeas de muitas espécies se alimentam do sangue de mamíferos e aves, porem algumas se alimentam de vertebrados de sangue frio; espécies não hematófagas e machos visitam as flores. Algumas são importantes vetores de doenças rickettsiais, inclusive provocadas por varias bactérias, vírus, e protozoários e doenças filariais como antraz, tularemia, tripanossomíase e filaríase. A transmissão geralmente é mecânica. Felizmente na América do Norte, a transmissão da doença por tabanides esta ausente. As larvas são aquáticas ou estas são encontradas no solo úmido, são predadoras.

Rhagionidae: (snipe flies) (espécie de mosca): marrom, com marcas amarelas ou laranjas, sem cerdas, porem com uma pelagem tênue. Terceiro segmento da antena arredondado, com estilo longo fino; célula d ou dm grande, situada próxima ao centro da asa. Algumas tem asas padronizadas. As larvas provavelmente são predadoras e são encontradas em solo orgânico rico, porem os hábitos alimentares dos adultos são ainda desconhecidos.

Athericidae (aquatic snipe flies) (espécies de moscas aquáticas): subcutelo bem desenvolvido. Célula R1 fechada pela veia R2+3 (i.e., R1 e R2+3 com terminação em C). As larvas de Atherix são aquáticas e são encontradas entre as pedras e o cascalho ou riffles de saibro; elas são predadoras das larvas de midges (sorghum midge) (mosquito) e aleluias (mayflies). Os adultos ocorrem na vegetação ripariana e se alimentam da secreção doce de plantas e afídios e também na água.

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Asilomorpha

Asilidae: na parte de cima da cabeça há uma concavidade entre os seus olhos. O corpo varia possuindo muitos pelos ou às vezes quase nenhum, seu organismo possui variações sendo robusto e bem magro na maioria das vezes, porem a face do inseto geralmente é barbada. Os machos e as fêmeas são predadores vorazes de outros insetos, inclusive de abelhas e vespas. São encontrados geralmente em áreas abertas e ensolaradas. As larvas são pouco conhecidas e vivem no solo e na madeira em decomposição. Bombyliidae: com muitos pelos iguais as abelhas; frequentemente com proboscis muito longo. R2 + 3 e R4 são com freqüência sinuados. R2+3 e R4 frequentemente sinuados.

Os adultos são comumente vistos pairando sobre as flores onde se alimentam do néctar. As larvas são pouco conhecidas, porem as já estudadas são parasíticas de espécies imaturas de Lepidóptera, Himenóptera, Coleóptera, Díptera, e Neuroptera ou são predadoras de ovos de gafanhotos.

Empididae: (dance flies) (moscas): comum, porem difícil de classificar. Geralmente fina e com pernas compridas, as pernas são modificadas frequentemente devido a forma de predação (raptorial e semi-raptorial). Proboscis também se alonga para a predação. Terceiro segmento da antena geralmente arredondado, com estilo terminal longo. r-m cruza veia localizada alem da área basal ¼ da asa.

As larvas são aquáticas ou terrestres e pouco se sabe sobre sua biologia. As espécies terrestres tem sido registradas em esterco, solo, folhas mortas que caem no solo da floresta (leaf litter), madeira em decomposição, ninhos de corujas, raízes e fungos. Espécies aquáticas ocorrem em musgos que acompanham o fluxo da água ou em finas películas superficiais; elas se alimentam de larvas de simuliideos. Algumas larvas atacam as pupas de caddisfly (Trichoptera).. os adultos são também predadores da espécie Díptera, insetos aquáticos emergentes, inclusive os mosquitos e blackflies (espécie de mosquito, ou insetos apanhados em teias de aranha). Os machos apresentam para as fêmeas presas capturadas em um comportamento de acasalamento (corte) ritualizado.

Dolichopodidae: geralmente possui cor verde metálica ou cobreada. A genitália situa-se sob a abdômen. Os machos possuem com freqüência segmentos tarsais anteriores modificados. Os adultos e a maioria das larvas são predadores; algumas espécies são predadoras de larvas de mosquito. Muitas espécies são sensíveis ao frio e apenas aparecem no final da primavera ou verão.

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Muscophorpha, Aschiza

Lonchopteridae (spear-winged flies) (pequenas moscas silvestres): asas longas e pontudas com venação característica: R2+3 e R4+5 longas em direção ao seu ápice convergendo-se na ponta da asa; poucas cruzam as veias. elas são moscas muito comuns, mas pouco se sabe sobre sua biologia. As larvas ocorrem nas folhas mortas das arvores que caem no chão da floresta (leaf litter) e em detritos vegetais. Os adultos são comuns na vegetação ripariana, bosques, prados, e outros habitats úmidos. Os adultos provavelmente se alimentam de néctar.

Phoridae: (humpbacked flies) (espécie de mosca silvestre): uma espécie muito distinta. Frequentemente corcunda. Cerdas grandes abundantes. Venação das asas muito característica, veias anteriores grossas, geralmente curtas, amontoadas para frente, 4 veias remanescentes (M1, M2, CuA1, A1+CuA2) finas e frágeis. O fêmur posterior pode ser aumentado. Adultos e larvas estão associados a plantas e animais em decomposição, inclusive cadáveres humanos, flores, sementes, aves e ninhos de mamíferos, vespas, Abelha, Formiga, cupins fungos, etc. alguns são endoparasitas de insetos e aranhas, outros estão associados a caramujos, e outros estão envolvidos na miase. Os adultos são muito ativos com movimentos rápidos e abruptos.

Pipunculidae (big-headed flies) (espécie de mosca): possui olhos compostos globosos cobrindo quase toda a cabeça. As larvas da mosca de cabeça grande são endoparasitas de gafanhotos e insetos que vivem nas folhas das plantas especialmente Cicadellidae e Delphacidae, porem pouco se sabe de sua biologia. As fêmeas voam sobre a vegetação e apanham gafanhotos ainda não adultos. Enquanto que ainda em vôo elas depositam seus ovos entre as membranas abdominais do hospedeiro. As larvas crescem até ocuparem todo o hospedeiro.

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Syrphidae: asa com veia espúria. Célula R5 (e frequentemente M2) fechada). muitas são parecidas com Hymenoptera (abelhas e vespas) e podem parecer iguais as moscas bombyliid. São muito comuns e abundantes. a maioria das espécies voam sobre as flores, tornando-as eficientes polinizadoras de plantas. a biologia larval é diversa e inclui espécies que vivem em formigueiros, são predadoras de afídeos e outras pestes homópteras, se alimentam de detritos e fungos, outros são scavengers (removedores) presentes nos ninhos de Hymenoptera social, aqueles que vivem na vegetação em decomposição e esterco, algumas espécies aquáticas são encontradas em buracos de arvores ou em águas muito ricas em matéria orgânica, outras espécies são encontradas em águas límpidas e certas espécies causam miase intestinal em humanos.

Muscophorpha, Schizophora—Acalyptratae.

Conopidae (thick-headed flies): possui Proboscis longo e fino. O abdômen geralmente é estreito na base. Possui formato do corpo e cor característicos, lembra muito vespas solitárias. As larvas são endoparasitas de abelhas e vespas ou de baratas e calyptrate díptera. As fêmeas atacam a presa durante o vôo. Os adultos sugam o néctar através de seu proboscis longo enquanto pairam sobre as flores, especificamente os membros da família das mentas.

Micropezidae (stilt-legged flies) (espécie de mosca): célula R5 (formada por R4+5 e M1+2) estrita ou próxima de forma apical. possui corpo com forma característica; terminalia de ambos os sexos voltada para frente e para trás. As larvas se alimentam de raízes, vegetais em decomposição, e estrume. Os adultos geralmente são encontrados em habitats úmidos.

Diopsidae (stalk-eyed flies) (especie de mosca): possui olhos grandes nas laterais da cabeça. As antenas são bastante separadas; escutelo com 2 tubérculos sólidos. Sphracephala brevicornis é a única espécie norte-americana. Adultos hibernam e emergem no inicio da primavera. As larvas se alimentam de material orgânica em decomposição. Em Minnesota, elas estão associadas frequentemente ao mau cheiro do repolho. Otitidae (picture-winged flies) (espécie de mosca): são pequenas, algumas tem a cor verde metálica. As asas frequentemente possuem faixas ou padrões. Sc é curvada na ponta das asas. Célula anal cup geralmente com uma extensão distal aguda posterior. Sua biologia é pouco conhecida. Os adultos são frequentemente encontrados em áreas úmidas. As larvas estão associadas a vegetação em decomposição, esterco, ou sob a casca das arvores, onde eles são principalmente saprófagos.

Pyrgotidae (pyrgotid flies): possuem cabeça grande e arredondada, sem ocelos nas espécies neárticas. As pernas geralmente são compridas. Em geral com padrões em forma de faixas, barras, ou pintas. As larvas são endoparasitas de besouros adultos. As fêmeas depositam seus ovos noite nos hospedeiros enquanto estão voando. Eles podem ser insetos benéficos importantes no controle dos besouros no mês de junho e outros escaravelhos que atacam as lavouras.

Tephritidae (fruit flies) (moscas das frutas): as asas frequentemente são marcadas por pintas ou faixas; podem também ter cor marrom, com freqüência brilhante. Sc se curva abruptamente para frente. As célula anal frequentemente com extensão distal aguda posterior. As larvas se alimentam de plantas, inclusive folhas, raízes, ramos, frutas etc., Algumas perfuram as folhas ou são formadoras de excrescências nas frutas, inclusive goldenrod stem galls (escoriações presentes na ramagem das plantas). Muitas são pragas importantes das plantas comerciais, inclusive a larva da maçã e med fly (espécie de vespa), ou são úteis como agentes de biocontrole de ervas daninhas. Os adultos são comuns e são encontrados nas flores e vegetação.

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Sepsidae (black scavenger flies) (espécie de mosca): pequena, geralmente com coloração negra ou roxa escura. Cabeça arredondada e abdômen geralmente estrito na base (corpo com forma característica). Em geral apresenta uma mancha escura na ponta da asa. As pernas anteriores dos machos são modificadas para se prender as fêmeas. As larvas de sepsides ocorrem de forma mais comum no excremento e esterco orgânico, porem são também encontrados em matéria orgânica em decomposição animal e vegetal. Os adultos sacodem as asas quando estão andando.

Sciomyzidae (marsh flies) (vespas do pântano): possui asas com cores marrom e amarelo. As antenas geralmente se projetam para frente, São em geral compridas. Fêmures bem desenvolvidos com setas características. as larvas estão exclusivamente associadas aos caramujos terrestres e de água doce, ou lesmas e Moluscos. elas se alimentam de caramujos como predadores, parasitóides ou scavengers (removedores). As fêmeas procuram os caramujos para a oviposição.

Lauxaniidae: são pequenas, com corpo robusto. Subcosta completa. Varias ou Espinhas únicas pré-apicais ou apicais na tíbia. As larvas ocorrem no solo da floresta entre as folhas mortas, arvores em decomposição, esterco de vaca, etc. onde elas se alimentam de microorganismos e fungos. Os adultos ocorrem em pedaços úmidos e sombreados de madeira ou ao longo de ribeirões e poças de água na vegetação rasteira.

Sphaeroceridae (small dung flies) (espécie de vespas pequenas): são pequenas e tem a coloração negra. Primeiro segmento tarsal curto e grosso da perna traseira, segundo um pouco aberto e mais comprido. São muito comuns e abundantes, associadas todos os tipos de matéria orgânica em decomposição, inclusive estrume, animais em decomposição, alga marinha, ninhos de mamíferos, fungos, etc, - mesmo as bolas de estrumes de besouros.

Anthomyzidae: são pequenas e frágeis. O fêmur dianteiro com forte espinha ctenidial. Venação da asas: Com apenas uma separação subcostal; células bm e dm pouco separadas; cup presente; A1 direta, forte não alcançando a margem da asa. Estas vespas são abundantes frequentemente encontradas em locais pantanosos com vegetação rasteira, onde suas larvas se alimentam de talos das gramíneas que ali crescem.

Agromyzidae (leaf-miner flies) (espécie de mosca): possui um tamanho bem reduzido, com cores claras ou escuras. Cerdas pos-ocelares divergentes; arista frequentemente comprida e pubescente. Venação da asa: costa com separação subcostal; veia cruzada rm presente, dm-cu presentes ou ausentes célula cup presente, A1 não alcançando a margem da asa. Todas as larvas agromyzid se alimentam de plantas verdes vivas, geralmente como leaf-miners (mineradoras de folhas = perfuram as folhas ou fazem trilhas nestas), mas também atacam ramos, brotos, sementes e raízes. muitas são espécies especificas e a forma é característica a maneira com que elas atacam as plantas. Algumas espécies são pragas importantes para a lavoura. Faz parte da grande família dos muscoides acaliptratos.

Ephydridae (shore flies): frequentemente com aparência metálica. Face com um bojo grande distinto. pode ter as tíbias dianteiras muito grandes. Costa com separações humerais e subcostais, célula cup ausente,, CuA2, A1, A2 ausentes. As espécies estão geralmente associadas aos hábitos aquáticos ou semi-aquáticos, porem há uma faixa extrema de tipos de habitas, inclusive as águas salgadas e altamente alcalinas e as piscinas naturais de petróleo. Elas se alimentam da matéria orgânica ou de microorganismos. Os adultos freqüentam as margens úmidas dos habitats aquáticos.

Drosophilidae (pomace flies): geralmente possui cor amarela e olhos vermelhos brilhantes quando esta viva. A costa contem rupturas (separações) humerais e subcostais. Vibrissae oral bem desenvolvido. Arista plumose. As larvas são geralmente associadas as frutas podres ou outra matéria orgânica como lodo, fungos, seiva das plantas, e cactos em decomposição, onde elas se alimentam de microorganismos especialmente leveduras; algumas são leaf miners (perfuram folhas). Muitas espécies de Drosophila são usadas na pesquisa e este gênero possui atualmente 100 tipos de espécies nas ilhas havaianas.

Chloropidae (grass or flit flies): são pequenas, sem cerdas, frequentemente tema coloração amarela e preta brilhante. Ocellar triangular bem desenvolvido. Costa com apenas separação subcostal; frequentemente com flexura ou dobra distintas ao longo de CuA1.

Estas vespas são muito comuns e se alimentam de vários itens. Algumas se alimentam de plantas e são encontradas nos ramos de trigo e cevada. Outras se alimentam de insetos e de vegetais em decomposição ou formam excrescências nas plantas. Outras são predadoras e se alimentam de afídeos ou de ovos de insetos e aranhas. As larvas de uma espécie na Austrália vivem sob a pele de rãs! Os adultos são comuns entre as gramíneas; outros são preocupantes por causa de sua atração aos olhos e orelhas das pessoas.

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Muscophorpha, Schizophora—Acalyptratae

Hippoboscidae (louse flies): possui asas ou não, com formato do corpo muito característico – achatado na parte dorso ventral, com peças bucais bem especializadas. Todas as espécies se alimentam de sangue, principalmente de aves, porem também de mamíferos, inclusive ovelhas. Os ovos e as larvas se desenvolvem no útero da fêmea até a maturidade, onde elas são alimentadas pelas glândulas de leite. A larva então sofre extrusão, cai no solo, e forma o pupário.

Oestridae (bot flies and warble flies): mosca de porte médio a grande. Muito peluda, porem sem cerdas. Peças bucais diminutas ou apenas vestígios. Algumas espécies lembram as abelhas, mamangavas. As larvas de todos oestrids são parasitas obrigatórios de mamíferos. Membros de varias espécies ocorrem em macacos, roedores, coelhos, elefantes, rinocerontes, bovinos, cervos, antílopes, pikas (pequeno roedor), camelos, ovelhas, hipopótamos e cangurus. Geralmente as larvas são altamente especificas. o elefante africano serve de hospedeiro para 5 espécies diferentes! As larvas da maioria ocorrem sob a pele, mas algumas são encontradas nas passagens intestinais ou nasais. As fêmeas da mosca do berne provenientes da região tropical captura um mosquito fêmea e deposita seus ovos nela. Quando o mosquito se alimenta, o calor do corpo do hospedeiro faz com que os ovos choquem. As larvas que também ocorrem no gado, penetram no hospedeiro para se alimentar e desenvolvem sob a pele.

Anthomyiidae (anthomyiid flies): meron sem cerdas. Venação de asas: A1 alcança a margem da asa (como uma dobra enrugada); R4+5 e M1 paralelas. Escutelo geralmente com pelos claros finos na superfície. Os hábitos das larvas são variados, porem incluem principalmente aquelas que se alimentam de plantas em ramos, raízes, flores, e folhas ou scavengers (que se alimentam de matéria morta). Algumas vivem em abrigos de abelhas solitárias e vespas bem como de roedores e de tartarugas pequenas. Poucas são encontradas ao longo das praias onde se alimentam de alga marinha e outras algas; outras são aquáticas.

Muscidae (muscid flies) (moscas): meron ser cerdas. Venação das asas: A1 nunca alcança a margem da asa; R4+5 e M1 paralelas ou M1 se curva para frente indo de encontro a R4+5 de forma apical. Uma grande grupo encontrado em todo lugar. Inclui muitas pragas importantes. A mosca domestica, Musca domestica, e encontrada em todos os tipos de substâncias pútridas ou em decomposição. os adultos são conhecidos como vetores da febre tifóide, disenteria, antraz, framboesia (uma doença tropical causada por espiroquetas, produz lesões na mucosa e na pele e posteriormente lesões no osso), etc. The face fly, Musca autumnalis, é uma praga importante de bovinos. As moscas muscideas (muscid flies) (macho e fêmea picam) incluem as moscas tsé-tsé horn (de chifres) e a estável (mosquito); a tsé-tsé esta relacionada a doença do sono na África.

Calliphoridae (blow flies) (moscas): meron com cerdas. subescutelo ausente. Abdômen e tórax geralmente de cor metálica azul ou verde, as papilas têm a coloração laranja e amarela. Notopleuron com apenas 2 cerdas. Muitas espécies são scavengers e são encontradas em animais mortos, excrementos, ou outra matéria orgânica. Grande parte age como vetores mecânicos de doença, especialmente a disenteria. Algumas espécies depositam seus ovos nas feridas abertas de animais e humanos onde as larvas se alimentam do tecido necrosado. The screwworm fly (mosca) deposita seus ovos nas lesões ou narinas de seu hospedeiro e as larvas se alimentam de tecido vivo. a liberação de machos estéreis é usada como um controle tático.

Sarcophagidae (flesh flies) (moscas): meron com cerdas. subescutelo ausente. Escuto (scutum) com 3 listras negras conspícuas sob uma coloração cinza; geralmente tem muitos pelos. Notopleuron geralmente com 3 ou 4 cerdas. Adultos se alimentam de néctar, seiva, etc. as larvas são em geral encontradas em matéria animal em decomposição, especialmente carniça. Outras são parasíticas de outros insetos enquanto algumas ocorrem em colméias e vespeiros e se alimentam das provisões destes ninhos.

Tachinidae (tachinid flies): geralmente as moscas possuem muitas cerdas. A segunda maior família em sua ordem. As larvas são parasíticas em outros insetos, especialmente as larvas de Lepidóptera, sawfly (HYMENOPTERA) e besouros, e são portanto importantes agentes de biocontrole.

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OCORRÊNCIA DE CRIPTO EM AGUAS SUPERFICIAIS USADAS EM AGRICULTURA DURANTE UM ANO EM TERRAS BAIXAS NO REINO UNIDO.

INTRODUÇÃO

O cripto parvum, um parasita protozoário intestinal, tem sido comumente detectado em animais de criação, animais selvagens e em águas superficiais e esta implicado em muitos surtos de criptosporidiose transmitidos pelas águas de superfície em humanos (revisão veja (1-3).

As fezes de mamíferos são a principal fonte de oocistos (o estagio infectivo) do C. parvum encontrado nas águas superficiais. As altas concentrações de mamíferos em fazendas de animais de criação assim representam, potencialmente, um risco elevado de contaminação com oocistos nas águas usadas na drenagem agrícola. Kemp et al (4) reportaram uma pesquisa de 6 meses em uma fazenda escolhida por sua historia de criptosporidiose clinica. Mais de 50% das vacas e a maioria dos bezerros (96%) examinados estavam infectados com o parasita. As águas usadas na drenagem agrícola tiveram o resultado positivo para a presença de oocistos em todos os locais amostrados e os valores foram de 0,08 a 13,31 oocistos/l. os níveis máximos pareciam coincidir com a disseminação no campo das fezes dos animais e a incidência de nascimentos de bezerros. Esta fazenda representava evidentemente um risco considerável às águas superficiais locais, porem era um local com historia de infecções criptosporidiais. Descrevemos aqui os resultados de uma pesquisa intensiva de 17 meses, a qual foi completada em janeiro de 1998, de um sistema de drenagem em uma fazenda cuidadosamente administrada como um exemplo de boa pratica para o treinamento de estudantes que estudam agricultura. Não havia casos de criptosporidiose relatados a partir do exame veterinário feitos nos animais. Apesar disso, nosso estudo preliminar com mais de 5 amostras fecais do gado e de animais selvagens tinha demonstrado que 9,5% (480) eram positivas para cripto (5) inclusive os bezerros em 21% (158/127), vacas leiteiras 2% (17/768) e ratos domésticos (Mus musculus) 24% (71/300). O cripto é encontrado em muitas espécies de mamíferos (6) indicando que as populações de animais selvagens poderiam contribuir de forma significativa para a carga oocística no ambiente. A segunda fazenda, só com plantações (sem animais de criação) foi investigada para a averiguação dos efeitos dos animais selvagens nas águas superficiais. Em ambas as fazendas de gado e de agricultura outros parâmetros de qualidade da água, juntamente com a disseminação do esgoto e da chuvas, foram monitorados para verificar as correlações com a presença de oocistos na drenagem superficial.

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MATERIAIS E MÉTODOS

2.1. DESCRIÇÃO DOS LOCAIS DE ESTUDO

A fazenda faz parte de Warwick College Estate, Moreton Morelli, Inglaterra que também possui estábulos e um cavalo reprodutor. As inclinações do local de 190 ha. ao norte têm uma declinação de altitude de 105 para 45 m acima do nível do mar, porem entre a fazenda e o córrego 1 (fig. 1) esta inclinação é quase imperceptível. Com exceção dos campos 9 e 10, a região norte do córrego 1 não pertencia à fazenda e o córrego foi excluído do programa de pesquisa. O córrego 1 nasce entre os campos 6 e 8 e flui em um pequeno canal, aproximadamente de 0,5 m de largura no começo e se tornando depois com 2 m e sua profundidade vai de 0,1 a 0,5 m em direção a confluência do Córrego 2. O tipo de solo predominante é argiloso. Grande parte dos campos, inclusive aqueles que estão entre os campos 1 e 2 eram usados como pastagem para os animais. Apenas os campos 2, 6 e 8 eram cultiváveis. O gado era composto por animais bovinos de corte e de leite, caprinos e eqüinos, e os animais jovens chegando a 800 em determinadas épocas do ano. Os animais de corte eram albergados em locais fechados durante todo ano porem os de leite apenas durante as estações do outono e inverno. Os bezerros (150) nasciam de setembro a fevereiro depois era o nascimento dos cordeiros de fevereiro a março. O gado jovem era mantido preso ate sua venda ou era transferido para o rebanho de animais leiteiros. Os dejetos dos animais eram armazenados em tanques rasos ou em um grande reservatório com capacidade de 2100 m3 antes de o material ser espalhado com freqüência nos campo 3-6 próximos ao córrego 1 (fig. 1) geralmente no fim do verão e começo do outono.

Os mamíferos selvagens são numerosos devido às florestas próximas, pastagens e grandes cercas vivas que fornecem abrigo e habitat para roedores, musaranhos, coelhos, lebres, veados, raposas, e texugos. Os pássaros da floresta como os faisões são comuns e há algumas aves raramente vistas próximas ao córrego 1, em vez de preferirem as lagoas ornamentais não ligadas ao córrego no local.

Foram escolhidos 7 locais de amostragem (fig. 1) com base na localização, continuidade do fluxo e a evidencia (microbiológica, olfatória, e visual) de contaminação fecal. As amostras de A (entrada inicial que vai para o canal leva o runoff) e de 2 escoadouros, B e C (que drena o material próximo ao pátio da fazenda) foram coletadas inicialmente a cada 14 dias, mais tarde a quantidade foi aumentada para uma semana a fim de possibilitar melhor correlação com as atividades da fazenda e as chuvas. O escoadouro (D) da drenagem da fazenda e 3 pontos ao longo do córrego (E,F e G) foram amostrados semanalmente. 76 amostras de fezes de animais foram coletadas em (trays) (bandejas) em postos distantes nos campos adjacentes ao córrego 1 em 4 ocasiões durante a distribuição do material no outono.

O segundo local, Lodge Pond (área de 26 x 38 m2, profundidade de cerca de 1 m) ficava em uma fazenda agrícola e cercado por terras de cultura que recebiam apenas fertilizantes químicos. A lagoa servia de reservatório para vários animais selvagens inclusive veados, texugos, raposas e ratos que viviam em suas margens. Gaivotas e aves aquáticas eram vistas de vez em quando. Havia tubulações ligadas à lagoa incluindo uma que transportava o material proveniente do campo e uma segunda usada para o runoff das chuvas. A lagoa transbordava varias vezes durante o ano após a incidência de chuvas fortes e depois voltava ao normal se transformando em um canal seco. 2 pontos, 1 m a partir das margens norte e sul da lagoa (N e S na tabela 1), profundidade media 0,3 m), foram amostrados sem perturbar o sedimento do fundo a cada 14 dias por 12 meses.

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AMOSTRAS E A COLETA DE DADOS

Foram coletadas amostras de 10 l em tambores de politeno e processadas no mesmo dia através da floculação com carbonato de cálcio (7). Grande parte das águas era suja e muito túrbida de modo que o metodo de floculação foi escolhido para se evitar o freqüente bloqueio dos filtros durante a amostragem. O material fecal foi filtrado com muslina para remover as grandes partículas e 2 alíquotas de 10 ml foram centrifugadas em x 1000 g. Os sedimentos da floculação e o material foram submetidos à concentração posterior através da flutuação com sal (modificado de (8) para geral um volume final para as placas cobertas com PTFE de 4 poços. As laminas foram coradas com isotiocianato de fluoresceína (FITC) anticorpos monoclonais específicos anti-cripto segundo o gênero de acordo com as instruções do fabricante, e estas foram pos-coradas com DAPI obtido da Sigma para destacar os núcleos dos esporozóitos e ajudar na identificação (9). As laminas foram examinadas com o uso da microscopia epifluorescente. Os oocistos eram partículas de 45 microM, redondos ou ligeiramente ovais com tamanho de 3,5 a 5,5 microM com gratícula calibrado ocular. As faixas reportadas de tamanho para os oocistos do C. aprvum de origem bovina (4,2 a 5,4 microM [10]) e dos roedores (3,5 a 5,5 microM (11(indicaram que as espécies encontradas provavelmente eram de C. parvum porem não as outras espécies não foram descartadas. As concentrações de oocistos em tabelas e figuras foram calculadas diretamente a partir de vários oocistos vistos nas laminas e não foram corrigidas para a recuperação (isto é, os valores não foram ajustados para compor as perdas oocísticas durante o processo de amostragem). A barreira de controle negativo contendo 10 l água de osmose reversa (RO) foi preparada com cada grupo de 12 amostras para minimizar os positivos falsos devido à contaminação das barreiras usadas anteriormente. Em apenas uma ocasião a barreira de controle negativo foi positiva para a presença de oocistos, supostamente devido a limpeza a inadequada. 12 amostras de controle positivo (água de torneira negativa para o parasita ou a osmose reversa) contendo inoculações de 100 a 1000 oocistos (preparadas através da diluição de amostras concentradas contadas com o uso de um hemacitômetro de Neubauer) foram examinadas para graduar a escala das perdas oocísticas durante o preparo das amostras. As recuperações foram muito variáveis indo de 0% (2 x) a 36% produzindo uma media de 17,6%, muito mais baixa que > 68% registrada por Vesey et al [7] porem mais próxima dos dados obtidos com a água destilada de Skerret e Holland [12].

Os parâmetros de temperatura sobre a qualidade da água , pH e os sólidos suspensos foram também medidos, este ultimo de acordo com o metodo padronizado ‘ Blue Book’ das companhias de abastecimento do RU (Reino unido) [13], e foram registrados também os eventos específicos relacionados a fazenda como sua localização, características das amostras, sua duração e extensão. Os registros meteorológicos foram colhidos do órgão de pesquisa de horticultura próximo (HRI). As informações foram analisadas estatisticamente através dos métodos não paramétricos a saber os testes de correlação de Spearman e de Mann-Whitney U com o uso do software Minitab 10.5 for Windows. As medias são apresentadas visto que os dados estabelecidos com freqüência continham zeros e possuíam grandes valores adjacentes.

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RESULTADOS

Quanto a fazenda de animais de criação, 274/418 (65,6%) das amostras de água foram positivas para oocistos provavelmente de C. parvum pelo seu tamanho (tabela 1). 3 dos 4 locais com mais freqüência positivos (G, F e E) estavam no córrego 1 e o quarto no escoadouro de drenagem (D). Os dutos de entrada (A, B e C) para o canal tiveram resultado positivo com menos freqüência e as vezes ficavam secos (período não amostrado). Em locais de amostras individuais, oocistos/l foram 18,5 com um valor excepcional e adjacente de 1388 (local B).. os oocistos/l em media variaram de 0,24 a 45,5. 5 dos 7 locais tiveram medias de ≥ 0,2 oocistos/l. estes foram detectados em 10/76 (13,2%) das amostras de esgoto. A concentração media oocística com 76 amostras foi de 0,08 oocistos/ml equivalente a 80 oocistos/l.

A distribuição dos resultados por estação (tabela 2) sobre a fazenda de gado revelou que o outono e o inverno em 1996/97 tiveram uma ocorrência maior de amostras positivas para oocistos que a primavera e o verão de 1997. O outono seguinte foi também elevado, porem o inverno de 1997/98 não foi diferente da porcentagem de verão. As concentrações (oocistos/l) da fazenda de gado foram geralmente elevadas no outono e baixas na primavera e verão (tabela 2 e fig. 2).

Durante 12 meses começando em setembro de 96, os valores médios (oocistos/l) para o outono, inverno, primavera e verão foram diferentes dos outros e o outono de 1996 foi mais elevado que o de 1997, embora os 2 invernos não mostrassem nenhuma diferença importante. As concentrações medias de oocistos tiveram valores mais elevados no outono-inverno e mais baixos na primavera-verão.

A queda media de chuvas diária por mês em relação ao nível de oocisto mensal (fig. 2) não revelou um padrão consistente ou correlações significante quando explorados pelos testes de Spearman (P > 0,05, r = 0,039). Embora os picos médios de oocistos coincidissem ocasionalmente com os de chuva (fevereiro de 1997, por exemplo), a queda de chuvas mais elevada ao mês ocorreu no verão quando os níveis oocísticos foram o mais baixo. As concentrações medias semanais de oocistos foram também examinadas em comparação com as chuvas nas 48 h precedentes a amostragem (dados não mostrados) sem encontrar correlações significantes (P > 0,05, r = 0,016). Os outros parâmetros de qualidade da água monitorados similarmente mostraram nenhuma correlação com os níveis oocísticos (P> 0,05, valores r entre 0,044 e 0,301).

Na fazenda agrícola, Lodge Pond produziu 33/51 (64,7%) amostras positivas (tabela 1). Não houve diferença significante entre as concentrações oocísticas nos 2 pontos de amostragem N e S apesar do elevado valor médio para o local N. Uma característica sazonal similar para a freqüência de ocorrência de cripto e as concentrações de oocistos (tabela 2) foi encontrada, isto é, valores baixos no verão e mais elevados nas outras estações.

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DISCUSSÃO

Aproximadamente 800 animais de criação (entre adultos e jovens) e um número desconhecido de animais selvagens viviam nas proximidades dos córrego 1. o gado parecia saudável e foi descrito em boa condição de saúde pelo administrador da fazenda sem casos confirmados de criptosporidiose, embora poucos bezerros sofressem de ataques de diarréia. A fazenda Estate provavelmente é típica entre muitas nas terras baixas da Bretanha em termos de numero de animais, procedimentos adotados com o esgoto e a utilização da terra, embora possa representar um cenário ‘ de melhor caso’ visto que uma instalação de treinamento bem como sendo operada para fins comerciais.

A amostra concorrente do gado de 1995 a 1998 tem apoiado os valores anteriores de ocorrência de Chalmers et al (5) ao mostrar a prevalência (% de animais positivos) de C. parvum de 6-9% para adultos e 15 a 50% para animais jovens, embora grande parte dos casos positivos fosse assintomática. Dessa forma, não é de surpreender encontrar, devido a presença do grande número de animais na captação, uma grande proporção de amostras positivas de água durante todo o ano e as concentrações de cripto com freqüência excedem 1 oocisto/l. estes resultados sugerem constante exportação de oocistos da fazenda. Havia uma ligação muito boa entre a fazenda e o córrego 1via o canal de drenagem; um fluxo médio de 0,61/s na corrente forneceu um canal eficiente para os oocistos. Os escoadouros B e C da fazenda eram com freqüência positivos (58% e 38%, respectivamente). E a maior concentração registrada (1388 oocistos/l) veio do escoadouro B durante o período de nascimento dos animais. Ao todo, os dados apresentaram um padrão de altos valores esporádicos em contra posição a um patamar de valores inferiores e de zero (não detectados). Estes dados não são discordantes em relação aos estudos realizados com a água bruta e das fontes fora do RU. Na Nova Zelândia, uma pesquisa nacional feita por Ionas et al (14) descobriu cripto em 13% das águas naturais com níveis mais elevados em áreas de intensa atividade das fazendas. Zuckerman et al [15] reportaram 12/15 amostras positivas de água com 0,04 a 1,9 oocistos/l 9e um efluente com fezes de animais bovinos com 3630 oocistos/l) em Israel. Estudos realizados com rios na América do Norte tem demonstrado níveis típicos de oocistos nas águas indo da região de montanha a área agrícola de 0,2 a 0,65/l [16] e níveis maiores de oocistos (ate 3/l) downstream (rio abaixo) de um rancho de gado [17]. States et al [18], com o uso de um protocolo de amostragem mensal de um córrego próximo a uma fazenda de leite de Pittsburgh (EUA), encontraram um padrão de amostras positivas e negativas (tipicamente < 1 oocistos/l) com contagens elevadas e esporádicas (máximo de 23/l) remanescentes dos dados da fazenda Estate apresentados aqui.

Os bezerros nasceram nesta fazenda de setembro a fevereiro coincidindo-se com a ocorrência mais elevada e a concentração mais elevada de oocistos no sistema de drenagem, indicando que os bezerros eram um contribuinte importante de oocistos para as águas superficiais. Ong et al [17] observaram concentrações elevadas nas águas dos rios durante o nascimento dos animais e Kempt et al [4] igualmente encontraram valores altos e o valor médio mais elevado deste ultimo (13,3 oocistos/l) proveniente de um local parecido com o ponto B. Outros animais jovens da fazenda provavelmente tiveram pouco impacto sobre os níveis de oocistos visto que a ocorrência de cripto em cordeiros foi bem baixa (< 10% [5]0 e os potros não eram numerosos.

As concentrações e as ocorrências mínimas de oocistos na água da fazenda ocorreram durante a primavera e os meses de verão (embora as concentrações fossem também baixas em dezembro de 1996 e janeiro de 1997, fig. 2). Estes períodos incluem os meses mais secos (janeiro e março de 1997) e os mais úmidos (junho de 1997, 96,1 mm de chuva) assim, os baixos níveis oocísticos eram coincidentes com a queda baixa e alta de chuvas. Poulton et al [19] observaram que as chuvas e a contaminação do ambiente aquático por criptosporidios eram apenas coincidentes de vez em quando, enquanto Carrington e Miller (20) não estabeleceram correlações entre os níveis oocísticos e as chuvas. Entretanto, fora do RU, as pesquisas feitas com água bruta de KwaaZulu-Natal (21) e EUA (16) reportaram os maiores níveis de oocistos após os períodos de maior queda de chuvas, e o aumento no grande sistema do Rio Delaware de oocistos foi associado a incidências de chuvas pesadas, ao aumento do runoff de superfície ressuspensão de sedimentos e a elevada turbidez da água (22).

As alterações das concentrações de oocistos no córrego 1 não se relacionaram com a disseminação das fezes dos animais e a incidência das chuvas apesar dos índices elevados de oocistos calculados para a distribuição deste material. Entretanto, Sischo et al (23) no nordeste dos EUA reportaram que um fator de risco único para a detecção de cripto nas águas superficiais foi a freqüência crescente de fezes de animais nos campos, com base em um estudo comparativo com 11 fazendas de leite amostradas todo mês durante 6 meses. Talvez estes efeitos fossem encobertos na localidade de Warwickshire pelas entradas de oocistos provenientes de outras fontes, as características das chuvas e do relevo do terreno. Em uma ocasião, apenas uma excepcional concentração de oocistos (16,7 oocistos/l) foi detectada durante a incidência de chuvas fortes no ponto A, o inicio do canal de drenagem. Visto que o duto A transportava o runoff proveniente dos campos e das estradas adjacentes onde havia muitos animais selvagens.

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Os resultados da fazenda agrícola mostram que os oocistos pode se acumular na água superficial na ausência de animais de criação ou de fezes destes animais nos campos adjacentes. Os ratos eram particularmente evidentes em Lodge Pond; 25% deles eram positivos para C. parvum e os indivíduos foram observados nadando na lagoa (24). As aves aquáticos poderiam contribuir com oocistos porem não era vistas com freqüência, talvez fossem inibidas pelos ratos. Entretanto, do ponto de vista hidrológico lodge Pond não era igual ao córrego 1 da fazenda estate. A lagoa provavelmente acumulava oocistos visto que transbordava de forma não freqüente embora houvesse devido a predação, a sedimentação e a deterioração física. Alem disso, os oocistos com boas características de coloração e forma eram rotineiramente encontrados o que sugere que o considerável quadro de contaminação poderia ser possível por causa das fezes dos animais selvagens. A ocorrência oocística era mais elevada durante o outono e o inverno, o que poderia estar relacionado aos números de animais selvagens após uma reprodução bem sucedida. Os roedores por exemplo, são com freqüência abundantes durante o outono e o inicio do inverno (25) e tem sido observado um pico máximo no outono de C. parvum entre os roedores pequenos (26).

É obvio que o cripto estava presente com muita freqüência na drenagem das águas superficiais da fazenda citada. Infelizmente, não foi possível fazer a genotipagem de nossas amostras mas não houve entradas de fezes humanas conhecidas no córrego portanto a fonte só poderia ser de animais de fazenda e selvagens. Visto que as perdas no preparo das amostras foram altas, as concentrações de oocistos reais nas água bruta foram com certeza maiores que aquelas apresentadas nas tabelas 1 e 2 e algumas amostras do campo em que os oocistos não foram detectados podiam ter sido positivas. A drenagem das terras agrícolas deságua em milhares de pequenos córregos (como este da fazenda) que constituem as cabeceiras dos rios em grande parte do RU. Estes resultados indicam que as nascentes em terras agrícolas ou próximas a elas tem uma chance elevada de terem cripto em qualquer época do ano e níveis elevados quando os bezerros estão presentes. O numero de oocistos detectados , se viáveis e infectivos, representa um eventual risco aos usuários profissionais e recreacionais do pais. Entretanto, a extensão deste risco não é clara visto que tem se tornado evidente que o C. aprvum não é monofilético e existe como vários genótipos distintos inclusive humano, do gado bovino e de ratos (27). A analise dos isolados humanos de fontes de todo o mundo tem demonstrado apenas a presença de genótipos bovinos e humanos (28) e os isolados de C. aprvum coletados durante 2 surtos de veiculação hídrica de criptosporidiose no RU eram predominantemente do genótipo 1, a variante humana (29). Portanto, é possível que os oocistos derivados dos mamíferos de criação e selvagens representem pouco risco de infecção ao homem (exceto os indivíduos imunocomprometidos) porem estudos futuros epidemiológicos e de genotipagem são necessários para confirmar isso.

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CONCLUSÕES

A drenagem das águas superficiais da fazenda exibiu níveis consideráveis de oocistos durante todo o ano.

A concentração e a ocorrência de oocistos foram as maiores no outono e no inverno, coincidindo com a estação de procriação dos animais de criação e selvagens.

Na ausência de animais de criação, os animais selvagens sozinhos podem produzir concentrações detectáveis de oocistos nas águas superficiais.

Os níveis de oocistos de cripto encontrados nas águas superficiais da fazenda talvez representem os valores médios naturais para o ambiente agrícola das terras baixas do RU.

A extensão do risco de infecção humana proveniente das águas superficiais agrícolas não é conhecida devido a heterogeneidade genética recentemente descoberta do C. parvum.

Tabela 1. (Resumo dos resultados obtidos para a presença de oocistos de C. aprvum nos pontos de amostragem A a G) na fazenda de animais de criação em Warwickshire College estate durante 17 meses (1996-1997) e Lodge Pond (N e S) da fazenda agrícola durante 12 meses (1996-1997).

Tabela 2. Alterações sazonais na freqüência de ocorrência do C. parvum para todos os pontos de amostras combinados na fazenda de animais de criação.

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HOMOGENEIDADE GENÉTICA DOS ISOLADOS AXÊNICOS DA GIARDIA INTESTINALIS PROVENIENTES DE PESSOAS INFECTADAS DE FORMA CRÔNICA E AGUDA NO MEXICO.

INTRODUÇÃO

A Giardia intestinalis (sin, G. duodenalis, G. lamblia) são parasitas protozoários intestinais comumente encontrados em humanos e animais. Eles são as causas de diagnósticos de gastroenterite epidêmica (giardiase) de veiculação hídrica , embora os resultados das infecções variem na forma de doença assintomática para crônica ou aguda (Adam 2001).

Uma grande faixa de genótipos foi identificada entre os isolados, levando a definição dos principais grupos genéticos (subtipos) que representam as distintas linhagens da G. intestinalis (Monis et al, 1999; Thompson et al, 1990); van keulen et al, 2002). Os isolados de Giardia pertencentes a humanos consistem de 2 tipos genéticos, A e B, que correspondem aos genótipos que foram anteriormente designados como ‘Polones’ e ‘Belga’, respectivamente ( Homan et al, 1992, 1998; Mayrhofer et al, 1995; van Keulen et al, 1995; Baruch et al, 1996, Monis et al, 1996). Os organismos do tipo A incluem os subtipos A-I e A-II, que foram classificados antes para os grupos 1 e 2 de Nash et al, 1985 e para os grupos I e II de Andrews et al (1989). Os organismos do tipo B incluem todos os genótipos classificados anteriormente para os grupos B de Nash et al, 1985 e para os grupos III e IV de Andrews et al, 1989.

Ambos os tipos A e B da Giardia foram recuperados de indivíduos na Europa, Ásia, Austrália e América do Norte, porem sua prevalência em várias comunidades permanece ainda desconhecida devido a sua tendência seletiva introduzida pelas culturas. Se a doença sintomática ou a gravidade da giardiase estiver associada a infecção através dos genótipos permanece uma questão controversa ( Nash et al, 1987; Homan e Mank 2001; Read et al, 2002).

As infecções de giardiase e os seus casos clínicos são comuns no México e na América central e do sul. Entretanto, a faixa de genótipos responsável por essas infecções ainda precisa ser bastante explorada. Para o México, há apenas 1 único estudo publicado que descreve a tipagem genética dos isolados, com a identificação do tipo A-II. Organismos de pacientes na cidade do México (Ponce-Macetola et al 2002). Aqui descrevemos a analise genética de 26 isolados axênicos da G. intestinalis, 19 desses ocorreram na cidade do México no período de 1986 a 1987 ( 14 de infecções assintomáticas e 5 de crianças sintomáticas; Cedillo-rivera et al, 1991) e 7 sendo posteriormente de adultos com infecções crônicas ou agudas de Giardia.

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MATERIAIS E MÉTODOS

Isolados de Giardia

Os testes conduzidos na analise consistiam de 26 isolados axênicos de G. intestinalis provenientes de pacientes mexicanos durante um período de 11 anos (tabela 1). 19 isolados eram de crianças com giardiase ou com infecções assintomáticas na cidade do México durante os anos de 1986 e 1987 (Cedillo-Rivera et al, 1991). 3 eram de adultos com infecções assintomáticas em 1988, e 4 eram de adultos com infecções crônicas de mais de 1 ano. Todas as culturas eram de trofozóitos obtidos através da excistação in vitro de cistos provenientes de fezes (Cedillo-Rivera et al, 1991). As amostras foram preservadas em nitrogênio liquido logo após axenização. O desenvolvimento da cultura foi determinado como descrito por Cedillo-Rivera, 1991; os isolados de referência foram documentados anteriormente como padrão para o tipo A-I (WB; ATCC 30957), tipo A-II (Ad-2, Bris-136/c2) e o tipo B (Ad-28, Ad-45) (G. intestinalis) (Weiss et al, 1992; Mayhofer et al, 1995; Monis et al, 1996).

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Isolamento do DNA e PCR

O DNA foi purificado através da digestão dos trofozóitos com proteinase K na temperatura de 56^o C, após a extração com cloroformio-fenol. Foram descritas as analises genéticas empregadas para a G. intestinalis (Ey et al, 1996; karanis e Ey 1998). As misturas da reação de polimerase em cadeia (PCR) (25 µl) continham 20 mM de tris-HCl (pH 8,3), 50 mM de KCl, 2,5 mM de MgCl₂, 0,5% de Triton X-100 0,2 mM de dATP, dGTP, dCTP e dTTP, 0,5 µM de primers 5’e 3’, 0,25 unidades de Tth de DNA polimerase (Boehringer-Mannheim) e 100 ng de DNA Giardia. Todas as reações envolveram uma desnaturação inicial (seqüência) na temperatura de 95^oC (1 min). 30 ciclos reativos compreendendo 30 s em 95^oC, 30 s em 56 a 60^oC e 3 min em 72^oC , e um alongamento final (seqüência) em 72^oC (5 min). Os produtos do DNA amplificado foram identificados após a eletroforese em 1% de agarose (gel) (buffer tris-borato-EDTA) e a coloração com brometo de etídio.

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REGISTRO DE SURTOS DE DOENÇAS DE VEICULACAO HIDRICA NOS EUA DE 1999 A 2000.

Durante 1920 a 1970, os dados estatísticos de surtos de veiculação hídrica (WBDOs) foram coletados por vários pesquisadores e agencias federais (1). desde 1971, o CDC, a EPA, o conselho de epidemiologistas de territórios e estados americanos (CSTE) tem mantido um sistema colaborativo de controle que investiga a ocorrência e as causas dos surtos de doença de veiculação hídrica (2-6). Este sistema inclui informação a respeito de surtos associados a água potável, água recreacional e outros tipos de exposição a água. Este relatório inclui dados de 1999 a 2000 e a informação dos dados não reportados de surtos de veiculação hídrica que ocorreram de 1995 a 1997.

As atividades de controle da EPA e do CDC tem por objetivo 1) caracterizar a epidemiologia dos surtos de doença de veiculação hídrica; 2) identificar os agentes etiológicos que causam os surtos de doença de veiculação hídrica e determinar as causas da ocorrência dos surtos; treinar agentes comunitários para detectar e investigar os surtos de doença de veiculação hídrica (equipes); e 4) colaborar com as agencias internacionais, estaduais e locais sobre as iniciativas impedir estas doenças. Os dados obtidos através deste sistema são úteis para identificar as principais deficiências na qualidade da água potável e recreacional. a informação de controle pode influenciar as prioridades de pesquisa, melhorar as leis que regulamentam a qualidade da água servida a população e também demonstrar o tipo de doenças atribuídas a água.

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OBJETIVOS

NORMAS LEGISLATIVAS DA EPA - ÁGUA POTÁVEL

os sistemas públicos de água são regulamentados sob a legislação de 1974 que cuida da qualidade da água potável (SDWA) e as suas posteriores emendas de 1986 e 1996 (7-9) (box). Sob a SDWA, a EPA esta autorizada a estabelecer os padrões nacionais para a proteção da água e de seus mananciais contra os contaminantes naturais e aqueles produzidos pelo homem. As emendas de 1996 feitas na lei exigem que a EPA publique a cada 5 anos uma lista de contaminantes que são conhecidos ou que podem ter sua ocorrência nos sistemas de abastecimento e que precisam ser regulamentados. A primeira lista foi chamada de lista de candidatos contaminantes (CCL). Esta continha 60 grupos de contaminantes, incluindo 10 patogenos, e foi publicada no registro federal em 2 de março de 1998 (10). Foi feito o pedido para regulamentar ³ 5 contaminantes da CCL em agosto de 2001. A contaminação microbiana tem a sua regulamentação sob a lei de controle de coliformes totais (TCR) de 1989 (1-13). A SWTR abrange todos os sistemas de água que usam o abastecimento de águas superficiais e subterrâneas que são influenciados pela águas da superfície (veja glossário). A SWTR tem a intenção de proteger a água contra a exposição de Giardia intestinalis, viroses, e Legionella, bem como outros patógenos. Em 1998, a EPA promulgou a lei de tratamento de águas superficiais em caráter temporário e intenso (IESWTR) (14), que proporciona proteção extra contra o cripto e outros patógenos de veiculação hídrica para os sistemas que servem ³ 10. 000 pessoas. Em 2002, a EPA terminou a SWTR 1 a longo prazo (LT1ESWTR) para os sistemas públicos de abastecimento citados acima que atendem < 10 000 pessoas (15). A LT1ESWTR foi proposta juntamente com a lei de reciclagem da água usada para lavar os filtros (reversão) (backwash) (FBRR), a qual foi finalizada em 2001 (16,17).

As emendas de 1996 exigem que a EPA desenvolva diretrizes que obriguem a desinfeção dos sistemas de água subterrânea quando necessário para proteger a saúde da população; a EPA tem proposto a lei de controle de águas subterrâneas (GWR) para acatar esta ordem (18). A GWR especifica o uso apropriado deste procedimento e se dirige aos outros componentes dos sistemas de água subterrânea para a proteção da saúde publica. A GWR aplica aos sistemas de tratamento de águas subterrâneas (sistema que tem ³ 15 conexões de serviço ou que serve regularmente ³ 25 pessoas/dia por ³ 60 dias/ano). Esta regra também se aplica a qualquer sistema que mistura a água subterrânea e superficial se a primeira for adicionada diretamente ao sistema de distribuição sem tratamento. As regras da GWR não se aplicam aos poços particulares. A proteção adicional da água subterrânea de contaminação química e de micróbios proveniente de poços rasos (inclusive tanques) será fornecida como resultado de recentes revisões dos sistemas de controle de águas subterrâneas, nova legislação publicada em 7 de dezembro de 1999 (19).

Para preencher falhas que existem nos dados relacionados a ocorrência de patógenos microbianos e de outros indicadores de contaminação microbiana, ocorrência de subprodutos de desinfeção, e a caracterização dos processos de tratamento, a EPA promulgou a regra ou sistema de coleta de informações em 1996 (20), que exigiu sistemas que abasteciam aprox. ³ 100 mil pessoas para se ter dados sobre o tratamento e monitorar os subprodutos citados e os parâmetros de qualidade da água. Os sistemas de controle de água superficial também são necessários para monitorar a presença de cripto, Giardia, viroses cultiváveis, e coliformes fecais e totais (glossário) ou Escherichia coli ³ 1 vez/mês durante 18 meses. O monitoramento necessário terminou em 1998, e foram então analisados os dados.

A EPA também fez alterações menores em 2000 para o controle de chumbo e de cobre na água, promoveu uma implementação consistente a nível nacional, e em certos casos, reduziu a carga para os sistemas de abastecimento de águas. O níveis de atuação de 0,015 mg/L para o chumbo e de 1,3 mg/L para o cobre, este parâmetros permaneceram os mesmos (21).

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Água recreacional

A regulação da água recreacional é determinada pelo estado e os governos locais. Os sistemas de controle de operação, desinfeção, e de filtração de piscinas publicas e infantis são regulamentados pelo departamentos de saúde locais e estaduais e. como resultado, são bem variados. Em 1986, a EPA estabeleceu uma diretriz para a qualidade microbiológica da água usada para fins recreacionais (de lagos e de lagoas) e também da água do mar (22). Esta diretriz recomenda que a concentração geométrica media mensal de organismos na água doce deve ser de £ 33/100 mL para os enterococcus ou de £ 126/100 mL para a E. coli. Os estados tem liberdade quanto as diretrizes ou as legislações e também alertam os banhistas com avisos até que a qualidade da água esteja segura para uso. Diferente das localidades onde se emprega o tratamento, a desinfeção pode ser usada como um meio de se avaliar os problemas com a qualidade microbiológica da água, a água doce contaminada pode requerer semanas ou até meses para voltar ao normal ou melhorar a sua qualidade. A pronta identificação das eventuais fontes de contaminação e a sua imediata correção são necessárias para que a esteja adequada para a atividade de recreação (23).

O plano de atuação da EPA para praias e águas recreacionais (Beach Watch) foi desenvolvido como parte do plano de ação para a boa qualidade da água (www.cleanwater.gov). a intenção do programa Beach Watch é ajudar o estado, e as autoridades locais no fortalecimento e disseminação dos programas que protegem especificamente os usuários das águas recreacionais. Como parte da legislação do Beaches de 2000, o congresso dos EUA determinou que a EPA desenvolvesse uma nova serie de medidas para as águas recreacionais com base nos recentes indicadores da qualidade da água. Em 2003, a EPA estará conduzindo vários estudos epidemiológicos com a água marinha e água doce recreacionais nos EUA. Estes estudos serão usados para desenvolver diretrizes para o uso de novos indicadores que serão incluídos nestas medidas elaboradas pela EPA.

Os dados coletados como parte do sistema de controle nacional WBDO são usados apara descrever a epidemiologia das doenças de veiculação hídrica nos EUA. As informações concernentes aos sistemas de águas e as suas deficiências implicadas nestes surtos são empregadas para avaliar se a legislação para o tratamento e o monitoramento da água são adequados para a proteção da população contra as doenças de veiculação hídrica. O sistema de controle também identifica os agentes etiológicos e ambientais ou os fatores comportamentais de risco que são responsáveis por estes surtos. Esta informação é usada para instruir as agencias regulamentadoras e os órgãos de saúde publica, estações de águas, e outras organizações de novas tendência de mercado e de negócios re-emergentes que poderiam necessitar de diversas intervenções e de alterações na política e distribuição de recursos.

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MÉTODOS

Dados

As agencias locais e estaduais de saúde possuem basicamente responsabilidade sobre a detecção e investigação dos surtos de doença de veiculação hídrica, e elas voluntariamente repassam informações para o CDC usando um formulário padronizado (CDC 52.12, que esta disponível em www.cdc.gov/healthyswimming). O formulário solicita dados sobre 1) características do surto, inclusive da pessoa, lugar, tempo, e localização do surto; 2) resultados dos estudos epidemiológicos realizados; 3) testes com amostras de água e de fezes; e 4) fatores que contribuem para o surto, inclusive os fatores ambientais, distribuição de água, e desinfeção. A cada ano, o CDC requer registros dos epidemiologistas locais e estaduais ou de pessoas designadas pelo sistema de controle de surto de doença de veiculação hídrica. Mais informação a respeito do tratamento e da qualidade da água é obtida da agencia estadual de água potável quando se faz necessário. Dados numéricos e por escrito são reunidos a partir da ocorrência de surto relatada nos relatórios e dos formulários e são repassados para os bancos de dados dos computadores antes da analise.

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Definições

A unidade de analise para o sistema de vigilância de surto de doença de veiculação hídrica (WBDO) é um surto, não um caso isolado de doença de veiculação hídrica . dois critérios devem ser preenchidos para que o evento seja considerado um surto de doença de veiculação hídrica . primeiro, ³ 2 pessoas devem ter sofrido o mesmo quadro da doença após a ingestão de água potável ou a água recreacional. Este critério é evitado para casos individuais de meningoencefalite amébica primaria confirmada pelo laboratório e casos individuais de intoxicação química se os dados sobre a qualidade da água indicarem contaminação por produtos químicos. Segundo, a evidencia epidemiológica (tabela 1) deve implicar a água como fonte provável da doença. Quanto a água potável, os surtos causados por água contaminada ou gelo (ex, água de torneira contaminada ou de reservatório) não são considerados como WBDOs.

Se casos primários (ex, entre pessoas expostas a água contaminada) e secundários (entre pessoas que ficaram doentes após o contato com as primeiras pessoas contaminadas)forem considerados no formulário como surto, apenas serão incluídos os primeiros casos (primário) do numero total . se forem incluídos as contagens reais e estimadas de casos no formulário, a contagem estimada de casos pode ser usada se a população for amostrada randomicamente ou a estimada for calculada aplicando-se o índice de ataque a população considerada.

Os sistemas de águas, que são classificados como comunitários e não comunitários (glossário), são regulamentados sob a legislação da SDWA. Dos aprox. 170 mil sistemas públicos de águas nos EUA, 113 mil (66,5%) são sistemas não comunitários, dos quais 93 mil são transitórios (sistemas públicos de água que abastecem regularmente ³ 25 pessoas durante ³ 6 meses/ano (ex, estações de veraneio, restaurantes, e parques que possuem seu próprio sistema de água) e 20 mil são sistemas permanentes (glossário). 54 mil sistemas (31,8%) são comunitários. Os sistemas comunitários abastecem aprox. 264 milhões de pessoas nos EUA (96,0% da população dos EUA). Aprox. 11 milhões de pessoas (4,0%) possuem sistemas individuais de tratamento ou particulares (24, 2) (glossário) . estas estatísticas excluem os surtos associados a estes fontes porque estas águas não são destinadas ao consumo humano e não são consideradas sistemas públicos de águas. Também são excluídas destas estatísticas milhões de pessoas que utilizam dos sistemas não comunitários enquanto estão viajando ou trabalhando.

Neste sistema de controle, os surtos associados a água não utilizada para consumo humano (não potável) (ex, águas de lagos, minas, e ribeirões usadas por campistas e pescadores ou velejadores; a água de irrigação e outras fontes de águas não potáveis encanadas ou não) são também classificados como sistemas separados (glossário). As fontes usadas para água engarrafada são também individuais; água engarrafada não é regulamentada pela EPA porem esta sujeita aos regulamentos da FDA.

Cada sistema de água potável associado ao surto de doença de veiculação hídrica (WBDO ) se classifica como tendo uma das seguintes deficiências apresentadas abaixo. Se tiver > 1 deficiência este reportado no formulário como passível de surto, a deficiência que provavelmente é a principal causa do surto é anotada. A classificação destas deficiências é mostrada abaixo:

1: água superficial sem tratamento;

2: água subterrânea sem tratamento;

3: deficiência no tratamento (ex, interrupção temporária de desinfeção, procedimento inadequado de desinfeção ou sem o uso de filtração);

4: deficiência no sistema de distribuição (ex, conexão cruzada, contaminação dos dutos de água durante construção, obras ou reparo, ou contaminação do sistema de reservatórios); e

5: deficiência mista ou desconhecida (ex, água engarrafada contaminada) ou fonte de água não destinada ao consumo humano (água encanada de irrigação).

As águas recreacionais incluem piscinas, casas de banho, spas, parques de águas, fontes interativas e águas marinhas e de rios ou similares. Embora o sistema de controle de surto de doença de veiculação hídrica inclua surtos de dermatite causados por pseudomonas aeruginosa em águas recreacionais, infecções de ferimentos causadas por organismos de veiculação hídrica não estão incluídos.

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Classificação de surtos

Os surtos de doença de veiculação hídrica reportados ao sistema de vigilância são classificados segundo a forte evidencia que implica a água como sendo o veiculo de transmissão (tabela 1). O esquema de classificação (classes I a IV) se baseia nos dados epidemiológicos e sobre a qualidade da água que são fornecidos no formulário. Os dados epidemiológicos são mais considerados que a qualidade da água. Embora os surtos sem os dados da qualidade da água possam ser incluídos neste resumo, os relatórios que não possuem dados epidemiológicos foram excluídos. Os surtos de dermatite e de casos individuais de meningoencefalite amebica ou de doenças resultantes de intoxicação química não foram classificados segundo este esquema. Considerar os dados epidemiológicos não evita a relativa importância de ambos os tipos de informações. O propósito do sistema de classificação de surtos não é apenas implicar a água como veiculo para o surto, mas também entender as circunstancias que levaram ao surto.

A classificação I indica que foram reportados dados adequados sobre a qualidade da água e epidemiológicos (tabela 1); entretanto, a classificação não implica necessariamente se uma investigação não foi bem conduzida. Da mesma forma, uma classificação II, III, ou IV não deve ser interpretada que as investigações foram inadequadas ou incompletas. Os surtos e as investigações resultantes ocorreram sob varias circunstancias, e nem todos os surtos podem ou devem ser rigorosamente investigados. Alem disso, os surtos que afetam poucas pessoas são mais prováveis de receber a classificação III, em vez de I, com base no relativo tamanho limitado da amostra disponível para analise.

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RESULTADOS

SURTOS ASSOCIADOS A ÁGUA DE BEBER

Durante 1999-2000, um total de 39 surtos associados a água potável foi registrado em 25 estados (veja apêndice A para a descrição selecionada dos casos). Um dos 39 surtos registrados foi o causado por Salmonella Bareilly que incluiu casos de 10 estados. Dos 39 surtos de água potável, 15 foram reportados em 1999 e 24 em 2000. O estado da Florida registrou grande parte destes (15) durante este período. Estes 39 surtos causaram doenças entre um numero estimado de 2068 pessoas; 122 pessoas foram hospitalizadas, e 2 morreram. O numero médio de pessoas afetadas em um surto foi de 13,5 (faixa de 2-781). Os surtos atingiram sua máxima durante os meses do verão (figura 1), junho-agosto.

9 dos 39 surtos (23,1%) foram classificados como sendo de classe I com base nos dados epidemiológicos e da qualidade da água; 3 (7,7%) eram de classe II; 25 (64,1%) eram de classe III; e 1 era de classe IV (tabela 1). Um entre 2 surtos associado a uma etiologia química não foi classificado porque o surto era de apenas um caso de doença resultante de intoxicação por nitrato relacionado ao consumo de agua proveniente de um poço particular. Os surtos são apresentados por estado (tabela 2 e 3) e são tabulados por agente etiológico, tipo de sistema de água (tabela 4), e pelo tipo de deficiência e tipo de sistema de água (tabela 5).

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Agentes etiológicos

Vinte (51,3%) dos 39 surtos eram de etiologia conhecida; 17 (43,6%) eram desconhecidos; e 2 (5,1%) foram atribuídos a intoxicação química. Dos 20 surtos com etiologia infecciosa conhecida, sete (35,0%) foram causados por parasitas; 9 (45,0%) por bactérias; e 4 (20,0%) foram causados por viroses (figura 2) (apêndice A).

Parasitas. Sete surtos que afetaram 57 pessoas foram atribuídos a infeção parasítica: 6 surtos de Giardia e um de cripto. 6 surtos de Giardia associados a água de beber afetaram 52 pessoas em 5 estados: Florida (2 surtos), New México (1), New hampshire (1), Minnesota (1), e Colorado (1). Estes surtos ocorreram em janeiro (1), junho (1), julho (1), agosto (1), e setembro (2). 4 surtos foram associados aos sistemas de água de poço, e dois foram associados a água superficial. 2 surtos causados por G. intestinalis envolveram a possível contaminação dos poços por fezes de animais. A G. intestinalis pode afetar hospedeiros mamíferos, que por sua vez, podem servir como reservatórios para a infecção humana. Falha no tratamento da água foi um fator preponderante nos 2 surtos registrados de Giardia.

Bactérias. Nove surtos que afetaram um numero estimado de 1166 pessoas foram atribuídos a infecção bacteriana: 4 por E. coli O157:H7, 1 por Campylobacter jejuni, um por Salmonella Typhimurium, 1 por As. Bareilly, e 2 por C. jejuni e E. coli que produz a toxina shiga (O157:H7 ou O111).

Os 2 surtos com múltiplos patógenos causaram os 2 maiores surtos bacterianos de veiculação hídrica registrados durante este período de estudo.

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Viroses. Durante este período, foram registrados 4 surtos envolvendo gastroenterite viral. Um total de 426 pessoas reportaram ter ficado doentes; não foram registrada a ocorrência de hospitalizações ou de mortes associadas a estes 4 surtos virais. 3 dos 4 surtos ocorreram em acampamentos ao ar livre na Califórnia, New México, e West Virginia. Todas as 3 fontes de águas eram subterrâneas não comunitárias.

Produtos químicos. Durante 1999, foram registrados 2 surtos envolvendo contaminação química. 3 pessoas foram afetadas pela contaminação da água potável por hidróxido de sódio e nitrato.

Agentes etiológicos não identificados. Foram reportados 17 surtos envolvendo gastroenterite de etiologia desconhecida em 4 estados, afetando um numero estimado de 416 pessoas e resultando em 5 internações. Testes realizados para a presença de patógenos entéricos (inclusive exames para a presença de parasitas e ovos) foram realizados em 5 dos 17 surtos. Em um surto ocorrido em junho de 2000 que afetou 2 pessoas, as amostras de fezes coletadas de uma só pessoa tiveram resultado negativo para a G. intestinalis porem positivo para Blastocystis hominis. Entretanto, se o B. hominis foi a causa de doença registrada no local não se sabe, e a sua patogenia foi debatida pela comunidade cientifica (26). As amostras de fezes foram negativas para os patógenos entéricos bacterianos e parasíticos em 2 surtos em Washington (julho de 1999 e agosto) e em 2 no estado da Florida (março de 1999 e abril de 2000) (apêndice A).

Alem disso, foram observados patógenos suspeitos em 4 outros relatórios sobre surtos. Com base nos sintomas das doenças, suspeitou-se do vírus semelhante ao de Norwalk (NLV) no surto de Idaho entre os combatentes do fogo que causou 65 ocorrências de enfermidades e 4 internações, porem o surto não foi confirmado em laboratório. Suspeitou-se também de G. intestinalis em um surto ocorrido em abril de 2000 em parque de trailers na Florida o qual atingiu 21 pessoas, com base no período de incubação e nos sistemas registrados. Em um outro surto ocorrido neste mesmo parque em março de 2000 entre 19 pessoas, suspeitou-se de um patógeno bacteriano como causa de surto com base nos sintomas, que incluíam conjuntivite e dermatite alem de gastroenterite. Suspeitou-se também de um agente químico como causa de doença entre 4 moradores de um apartamento na Florida que tinham uma ligação cruzada entre a água de beber e a válvula de descarga do banheiro (encanamento). Os moradores do apartamento tinham observado a presença de cor azulada na água antes do inicio dos sintomas em varias ocasiões antes que o problema fosse detectado com a ligação.

4 surtos de gastroenterite foram associados ao consumo de água não tratada de poços particulares. Estes 4 surtos ocorreram na Florida e afetaram de 3 a 4 pessoas cada um. Em julho de 2000, a enchente provavelmente foi a causa de 2 surtos. A água examinada nas casas tiveram resultados positivos para a presença de coliformes e não tinham tratamento adequado.

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Dados sobre a qualidade da água

As informações sobre a qualidade da água (informação a respeito da presença das bactérias coliformes, patógenos, ou contaminantes químicos) estiveram disponíveis para 35 (89,7%) dos 39 surtos de água potável. 2 relatórios dos surtos de etiologia suspeita ou confirmada não forneceram dados sobre a qualidade da água.

Dos 36 relatórios sobre os surtos com etiologia suspeita ou confirmada, 33 tinham informações sobre a água. 26 (78,8%) dos 33 surtos com etiologia suspeita ou confirmada tiveram resultado positivo para coliformes fecais ou totais. Os organismos também foram detectados na água em 2 destes surtos. Em agosto de 2000, C. jejuni foi detectado na água em um surto misto de C. jejuni e E. coli O157:H7 em Utah, embora não fossem detectadas toxinas shiga. A E. coli O157:H7 não foi encontrada na água em no surto da Califórnia de julho de 2000. No surto de Colorado de 2000, a presença de G. intestinalis foi demonstrada em uma amostra de água de um tanque, apesar da falta de dados sobre coliformes.

Dos 3 surtos com etiologia química suspeita ou confirmada, apenas um demonstrou que havia presença de substancias químicas na água. A água de torneira foi examinada após o departamento de saúde ter notificado que um bebê tinha metemoglobinemia. Ambos os coliformes fecais e 28 mg/L de nitrato foram detectados na água. Para o surto onde queimaduras e gastroenterite foram reportadas e ligadas ao derrame de hidróxido de sódio, o teste de pH da água que poderia indicar se o NaOH ou uma outra substancia básica tinha sido derramado na água não foi documentado. Entretanto, a avaliação ambiental indicou que o conteúdo do tanque tinha sido esvaziado na água. Um terceiro surto químico suspeito envolvendo uma ligação cruzada entre o encanamento de água potável e a válvula de descarga do banheiro não teve os dados sobre a qualidade da água disponíveis.

Em 11 dos 35 surtos, a água não foi amostrada para a presença de coliformes até > 1 mês após o primeiro caso associado ao surto que foi reportado (faixa: de 5 a 16 semanas). Nos 4 destes 11 surtos, as amostras de água não tiveram resultados positivos para os coliformes (fecal ou total), produtos químicos ou de patógenos. Em vez disso, estes foram confirmados como surtos pelos dados epidemiológicos ou pelos relatórios de que havia ocorrido deficiências no tratamento da água.

Fontes de águas e seu tratamento

11 (28,9%) dos 39 surtos de água potável foram associados aos sistemas comunitários, 11 (28,2%) com sistemas não comunitários, e 17 (43,6%) com sistemas individuais de agua (tabelas 4 e 5). 10 (25,6%) dos 39 surtos de água potável foram associados a água superficial, inclusive 3 surtos que implicaram a água de irrigação não implicada para o consumo humano. 29 (74,4%) dos 39 surtos provocados pela água potável, inclusive o surto relacionado a água engarrafada, foram associados a fontes de águas subterrâneas (poços e minas).

5 (45,5%) dos 11 surtos associados aos sistemas comunitários de água foram causados por deficiências no tratamento; um surto (9,0%) foi relacionado a água subterrânea contaminada não tratada, e 5 (45,5%) surtos foram relacionados aos problemas no sistema de distribuição de águas. 2 dos 5 problemas relacionados ao sistema de distribuição foram associados a ligação cruzada entre a distribuição e um poço de irrigação. 0 terceiro surto relacionado a fonte de água comunitária tinha uma ligação cruzada em casa entre a água do banheiro e a pia da cozinha. Um surto de C. parvum (florida, dezembro de 2000) foi relacionado a repetida historia do rompimento de dutos de água. Em outro surto ocorrido em Ohio em agosto de 2000, as deficiências ocorridas no sistema de distribuição de água de uma feira poderiam ter permitido que fezes animais entrassem nos sistema de água usada pelos comerciantes para lavar e fazer alimentos.

10 (90,1%) dos 11 surtos associados aos sistemas de água não comunitários ocorreram nos sistemas de água subterrâneas. Sete dos 10 surtos de água subterrânea foram associados a poços não tratados, e um dos 10 envolveu o consumo de água de mina não tratada. 2 dos 10 surtos foram relacionados às deficiências de tratamento na água tirada de poços ou de mina e foram também associados aos surtos de NLV e de um pequeno vírus de estrutura arredondada. O surto associado a G. intestinalis referente ao consumo de água superficial ocorreu quando houve falhas no sistema de bombeamento e no sistema de filtração em que teve como resultado a entrada da água do rio sem filtração nos tanques de contenção. Não foi fornecida informação concernente aos níveis de cloro provenientes de amostras de água.

9 (52,9%) dos 17 surtos associados aos sistemas individuais de água ocorreram nos sistemas de águas subterrâneas. 8 destes sistemas de águas subterrâneas eram de poços que não tinha a água tratada rotineiramente; um surto de giardiase ocorreu quando o sistema de filtração de um poço foi inadvertidamente desligado. 5 (31,3%) dos 16 surtos ocorreram quando pessoas beberam água não implicada para o consumo direto provenientes dos sistemas de irrigação ou quando consumiram água superficial que não tinha sido adequadamente tratada. Um (6,3%) dos 16 surtos em um sistema ocorreu em casa quando a água de ribeirão foi diretamente consumida sem tratamento de uma propriedade.

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além de medicina também atuo nas áreas de eletrônica, eletricidade, engenharia, etc

Dos 9 surtos bacterianos, 4 ocorreram nos sistemas de águas subterrâneas (um foi associado a deficiência no sistema de distribuição, um a deficiência no tratamento e 2 ocorreram nos sistemas sem tratamento). 6 dos sete surtos parasíticos ocorreram nos sistemas de água subterrânea; 3 ocorreram nos sistemas que não recebem tratamento; 2 tinham problemas no sistema de distribuição; e um foi relacionado a deficiência de tratamento. Todos os 4 surtos virais ocorreram nos sistemas de águas subterrâneas não comunitários. 2 ocorreram em poços não tratados, e 2 foram relacionados a deficiências no tratamento em mina e poço. 2 surtos causados por substancias químicas foram relacionados a deficiências no tratamento da água de poço. 14 dos 17 surtos de etiologia desconhecida foram associados aos sistemas de águas subterrâneas. 10 destes 14 surtos ocorreram em sistemas não tratados. 2 foram relacionados a problemas no sistema de distribuição, e 2 a deficiências no tratamento.

Surtos associados a água recreacional

Durante 1999 a 2000, um total de 23 estados registrou 59 surtos associados a água recreacional (tabela 6 a 9) (veja apêndice B para a descrição de casos selecionados). 23 surtos foram registrados para 1999, e 36 para 2000. Os estados que reportaram o maior numero de surtos foram Florida (14 surtos) e Minnesota (8).

59 surtos afetaram 2093 pessoas e resultaram em 25 hospitalizações e 4 mortes. O tamanho médio do surto foi de 10 pessoas (faixa de 1 a 700).

Dos 59 surtos, 36 eram surtos de gastroenterite (tabelas 6 e7); 15 eram surtos de dermatite (tabela 9); 4 eram casos de meningoencefalite; e os outros 4 eram e leptospirose, queratite química, infecção respiratória aguda de etiologia desconhecida, e febre de Pontiac (tabela 8). 31 (86,1%) dos 36 surtos que envolveram gastroenterite ocorreram durante os meses de verão (junho-agosto) (figura 3). Os surtos de dermatite associados ao contato da água recreacional foram reportados com mais freqüência em fevereiro, março, junho, e julho. Os 4 casos de meningoencefalite amebica primaria ocorreram nos meses mais quentes (abril-outubro).

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Agentes etiológicos

Dos 59 surtos causados por causa da água recreacional, 44 (74,6%) eram de etiologia conhecida (tabelas 6 a 9). Dos 36 surtos envolvendo gastroenterite, 17 (47,2%) eram causados por parasitas; nove (25,0%) por bactérias; 3 (8,3%) por viroses; um (2,8%) pela combinação de parasitas e de bactérias; e os seis remanescentes (16,7%) eram de etiologia desconhecida (figura 4).

Dos 23 surtos recreacionais não relacionados a gastroenterite eram de etiologia desconhecida, 8 dos quais eram suspeitos mas não oram confirmados como sendo causados por P. auruginosa ou esquistossomos. O nono surto de etiologia desconhecida era suspeito de ser causado por um vírus ou por Legionella pneumophila com base nos sintomas observados e no veiculo de transmissão implicado. Dos 59 surtos de água recreacional, 21 (35,6%) estavam associados a água superficial ou fresca, e 37 (62,7%) a água tratada (água clorada). A informação a respeito da qualidade da água não foi fornecida para a ocorrência do surto de meningoencefalite.

Parasitas. 16 dos 17 surtos de águas recreacionais parasíticas envolvendo gastroenterite foram causados por G. intestinalis. 15 dos 17 surtos ocorreram em locais onde a água recebia cloro; nestes surtos, o tratamento inadequado, a desinfeção com cloro mal feita e a manutenção imprópria de piscinas foram os fatores contribuintes para os surtos. O C. parvum é bastante resistente a desinfeção com cloro e pode sobreviver durante dias em piscinas que receberam adequadamente a desinfeção com cloro; portanto, a cloração inadequada de piscinas poderia não ser o único fator que contribuiria para a ocorrência do surto.

3 surtos de criptosporidiose confirmados por laboratório ocorreram durante o verão de 1999. Durante o verão de 2000, 3 surtos substanciais causados por C. parvum ocorreram e foram relacionados ao uso de piscinas publicas. Em agosto de 2000, um surto ocorrer no estado de Colorado que afetou 112 pessoas que participaram de uma festa. Em junho do mesmo ano, 2 outros surtos criptosporidiais, um em Ohio que afetou 700 pessoas e um outro em Nebraska afetou 225 pessoas (27), correu entre membros de clubes particulares de natação. Em ambos os surtos, a característica prolongada destes durante ³ 2 meses foi o resultado de repetida contaminação das piscinas por pessoas infectadas que continuavam fazer uso destas; 37 (18%) das 205 pessoas entrevistadas do surto de Nebraska que faziam uso das piscinas enquanto eram sintomáticas, e 32% nadaram enquanto estavam doentes ou durante as duas semanas antes de sua enfermidade (27). Um outro surto (na florida, agosto de 2000) foi associado a que ocorreu em Ohio. Uma família que freqüentava o clube de natação de Ohio em ferias tinha um criança doente. Enquanto esta criança estava na Florida, ela teve 2 evacuações fecais. O surto resultante causou 5 casos de diarréia e 2 hospitalizações.

Mais 8 surtos de meningoencefalite amébica primaria confirmada por laboratório atribuídos a Naegleria fowleri ocorreram durante um período de 2 anos. Todas as 4 pessoas tinham £ 19 anos de idade. 3 destas pessoas morreram devido a infecção após terem tido contato com o lago ou lagoa. A Quarta pessoa exposta a estas águas não pôde ser determinada; essa pessoa tinha caído de um jet ski em um corpo especifico de água, sofreu ferimentos e morreu devido a uma infecção pouco tempo depois que foi detectada.

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Bactérias. Nove surtos recreacionais envolvendo gastroenterite foram atribuídos aos patógenos bacterianos, e 5 dos 9 foram relacionados as fontes de água doce. 5 casos (em Wisconsin, agosto de 1999) de E. coli O157:H7 ocorreram entre pessoas que tinham visitado a mesma praia. Após uma revisão dos potenciais fatores de riscos, a única ligação comum encontrada foi o ato de nadar na praia citada. Esta praia apresentava uma área rasa e represada que era usada como uma piscina. Coliformes fecais e totais foram detectados nas amostras de água coletadas antes e durante o surto, embora os níveis detectados não excedessem os recomendados pela EPA quanto a qualidade microbiológica da água (22). Uma amostra que foi testada quanto a presença da E. coli O157:H7 teve o resultado negativo. Este parasita foi implicado em um outro surto entre 36 pessoas (agosto de 1999) que visitaram o parque estadual de Washington. A E. coli O121:H19 foi implicado em um surto em uma comunidade de Connecticut (julho de 2000). Shigella sonnei foi implicada em 2 surtos que ocorreram em praias de Minnesota (julho e agosto de 2000).

As fontes de água não relacionada a água doce foram implicadas em 4 surtos de águas recreacionais envolvendo gastroenterite. Em março de 1999, um surto de C. jejuni foi associado a uma piscina particular no estado da Florida que não recebia tratamento com cloro regularmente e sempre havia patos que nadavam nas suas águas.

Os surtos de S. flexneri e E. coli O157:H7 (Missouri, setembro de 2000 e Nebraska, junho de 1999) ocorreram entre crianças que nadaram em piscinas com água sem tratamento de cloro. Os acidentais fecais foram fatores contribuíram para a contaminação da água em ambos os surtos. A E. coli O157:H7 foi também implicada como causa de doenças em um surto ocorrido (na florida, setembro de 1999) entre 2 crianças jovens que tinham brincado em águas empoçadas de um canal. Ambas as amostras clinicas e de água tiveram resultados positivos para a E. coli citada.

Foram reportados também 2 surtos de água recreacional não relacionados a incidência de gastroenterite. Foi registrado um surto de leptospirose em 21 pessoas que participaram de uma corrida em Guam no mês de julho de 2000 (tabela 8). Estes pessoas disseram ter tido múltiplas exposições, inclusive quando estavam correndo dentro da floresta, atravessando brejos, campos, nadando em rios, andando de bicicleta e de caiaque no mar. Leptospira foi confirmada através do exame sorológicos, e a investigação epidemiológica demonstrou que nadar no rio ou represa, ou afundar a cabeça nas águas e o ato de engolir esta enquanto estavam nadando foram considerados os principais fatores de riscos para a doença. As amostras de água não foram examinadas, e a avaliação ambiental das água da represa não foi realizada. O segundo surto de águas recreacionais não relacionado a gastroenterite era um surto de febre de Pontiac ligada epidemiologicamente ao uso de banheira de hidromassagem de um hotel.

Viroses. Durante 1999-2000, foram registrados 3 surtos de NLV (calicivirus) que afetaram um total de 202 pessoas. 2 surtos de NLV ocorreram em sistemas de águas sem tratamento; um surto de NLV ocorreu (em Idaho, junho de 1999) em uma estação de ferias e em um parque de águas e atingiram 25 pessoas. A piscina implicada na investigação não era tratada porque a sua fonte de água era de mina com grande conteúdo de sais minerais. Os investigadores observaram que as piscinas geotermais usadas para natação não eram controladas pelas autoridades de saúde locais. A piscina implicada pela investigação também tinha sido implicada em um surto anterior de NLV em junho de 1996.

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Outros. Durante 1999-2000, foram reportados 6 surtos de água recreacionais envolvendo gastroenterite de etiologia desconhecida . um surto (na Florida, agosto) envolveu uma piscina de um motel que estava com a água turva e suja durante a época da exposição. 9 pessoas que nadaram nesta piscina e não tiveram outro tipo de exposição ficaram doentes com gastroenterite. O procedimento de desinfeção e de filtração era deficiente durante a exposição. Foram observados também problemas com o equipamento usado para o ajuste de pH.

Um outro surto (na florida, agosto de 1999) entre 38 pessoas que visitaram a praia de um parque foi atribuído ao C. parvum e S. sonnei (28). A doença estava relacionada a exposição das pessoas em uma fonte de água próxima, a ingestão de água, e ao consumo de alimentos e de bebidas no local. A recirculação da água da fonte, a filtração e desinfeção não era aprovadas pelo departamento de saúde local ou não estava completamente funcionando durante a exposição das pessoas. As amostras de água tiveram resultados positivos para a presença de coliformes mas não para coliformes fecais. Alem disso, a causa do surto estava relacionada a fonte de água, que foi fechada até que as autoridades de saúde solucionassem o problema.

3 casos de queratite química (em Vermont, fevereiro., 2000) ocorridos resultaram da exposição ao bromo na piscina de um hotel. Os níveis de bromo eram de >5 ppm (os níveis aceitáveis são de 1 a 3 ppm), e o nível do pH era de > 8,5. As pessoas que ficaram mais tempo com cabeça dentro da água e com os olhos abertos foram as mais afetadas.

12 pessoas afetadas em um surto (Texas, setembro de 1999) reportaram sintomas que incluíam exaustão, músculos doloridos, dores de cabeça, calafrios, e febre após terem participado de uma conferencia. Uma mulher disse ter tido aborto durante a ocorrência da doença. A exposição a água quente de banheira, definida como imersão na água ou ficar próximo a ela , foi associada a doença. Embora as amostras clinicas (urina, sangue, catarro, e da garganta) tenham sido examinadas para a presença de organismos, incluindo os sorogrupos Leg. Pneumophila, vírus da gripe, e adenovirus, não foi identificado nenhum agente infeccioso. Nenhum teste para a presença de agentes químicos ou biológicos foi realizado com as amostras de água porque a água da banheira já tinha sido retirada, e já tinha sido substituída por outra com cloro.