UNIVERSIDADE POSITIVO ANA LUIZA CHEROBIM
MULTIRRESISTÊNCIA DE Escherichia coli A ANTIBIÓTICOS: UMA AVALIAÇÃO DA QUALIDADE MICROBIOLÓGICA DA ÁGUA DE RESERVATÓRIOS
URBANOS DA REGIÃO METROPOLITANA DE CURITIBA
CURITIBA 2017
ANA LUIZA CHEROBIM
MULTIRRESISTÊNCIA DE Escherichia coli A ANTIBIÓTICOS: UMA AVALIAÇÃO DA QUALIDADE MICROBIOLÓGICA DA ÁGUA DE RESERVATÓRIOS
URBANOS DA REGIÃO METROPOLITANA DE CURITIBA
Dissertação apresentada como requisito parcial para obtenção do título de Mestre em Gestão Ambiental do curso de Mestrado do Programa de Pós-Graduação em Gestão Ambiental, Universidade Positivo.
Orientadora: Profª. Cíntia Mara Ribas de Oliveira
Linha de pesquisa: Avaliação e Modelagem Socioambiental.
Projeto associado: Desenvolvimento e aplicação de processos de avaliação, monitoramento e gerenciamento ambiental.
CURITIBA 2017
Dados Internacionais de Catalogação na Publicação (CIP)
Biblioteca da Universidade Positivo - Curitiba – PR
Elaborado pelo Bibliotecário Douglas Lenon da Silva CRB-9/1892
C522 Cherobim, Ana Luiza.
Multirresistência de Escherichia coli a antibióticos: uma avaliação da qualidade microbiológica da água de reservatórios urbanos da Região Metropolitana de Curitiba.
/ Ana Luiza Cherobim. ― Curitiba : Universidade Positivo, 2017.
116 f. : il.
Dissertação (Mestrado) – Universidade Positivo, Programa de Pós-graduação em Gestão Ambiental, 2017.
Orientador: Profa. Dra. Cintia Mara Ribas de Oliveira.
1. Gestão Ambiental. 2. Meio ambiente. 3.
Farmacorresistência Bacteriana Múltipla. 4.
Abastecimento de água. 5. Coliformes. I. Oliveira, Cintia Mara Ribas de. II. Título.
CDU 579.68(816.2)(043.3)
RESUMO
O desenvolvimento urbano em áreas de contribuição de reservatórios de abastecimento urbano, em conjunto com a falta de esgotamento sanitário geram riscos potenciais à qualidade de corpos hídricos e ao abastecimento de água da população. Neste contexto, na Região Metropolitana de Curitiba (PR), as bacias do Passaúna e Piraquara II são impactadas por diferentes fontes antrópicas, como resíduos oriundos de atividades agropecuárias, ou mesmo lançamento de esgoto doméstico, e podem hospedar micro-organismos diversificados, com potencial para disseminação de genes de resistência. O presente trabalho teve como objetivo diagnosticar a qualidade microbiológica da água dos reservatórios urbanos Passaúna e Piraquara II quanto à presença de coliformes totais e termotolerantes, bem como perfil de resistência de Escherichia coli a antibióticos, com vistas à identificação de pontos críticos para a gestão de reservatórios. A pesquisa envolveu a coleta de amostras de água superficial para estimativas de coliformes totais e termotolerantes, pela técnica do número mais provável (NMP/100 mL), isolamento de Escherichia coli para avaliação por meio de antibiograma e cálculo do índice de resistência a antibióticos (IRA). Os resultados mostraram valores de coliformes termotolerantes que variaram de < 1,8 até 540000 NMP/100 mL em ambos os reservatórios investigados.
Com relação ao perfil de resistência, a ocorrência de cepas de E. coli multirresistentes também foi registrada para ambos os locais de estudo. No Passaúna, a multirresistência foi observada em 4 pontos em relação aos antibióticos polimixina B, ampicilina + sulbactam, cefotaxima, piperacilina + tazobactam, ampicilina, cefazolina, gentamicina, tetraciclina, imipenem e sulfazotrim. No Piraquara II, foi observada multirresistência em 3 pontos de coleta, a polimixina B, imipenem, tetraciclina, ceftazidima, cefepima, cefazolina e amoxacilina + clavulanato. Os valores de IRA total para os dois reservatórios variaram de 0 a 0,067, e apesar de serem baixos, já indicam a necessidade de monitoramento, tendo em vista se tratarem de áreas de mananciais, críticas para manutenção da qualidade e segurança de abastecimento público de Curitiba e Região Metropolitana.
Palavras-chave: Meio ambiente. Reservatórios de abastecimento. Coliformes Termotolerantes. Resistência a antimicrobianos.
ABSTRACT
Urban development together with the lack of sanitary sewage in the Passaúna and Piraquara II basins generate potential risks to the water supply of the population, being the most critical, the occupation of the areas of contribution of reservoirs of urban supply that, eutrophic can produce risks to the health of the population. These basins receive various types of residues from livestock and also from domestic and rainwater sewage, hosting diversified microorganisms, some of which may be resistant to different antibiotics, acting as disseminators of resistance genes. In this context, the present study aimed to diagnose the microbiological quality of water from urban reservoirs in the Metropolitan Region of Curitiba (Passaúna and Piraquara II reservoirs) for the presence of total and thermotolerant coliforms by the most probable number technique (MPN / 100 mL), as well as the resistance profile of Escherichia coli to antibiotics, with a view to improving the management of reservoirs. The experimental research involved the collection of surface water samples for the analysis of total and thermotolerant coliforms, the isolation of Escherichia coli and determination of resistance to antibiotics, by means of the antibiogram and calculation of the antibiotic resistance index (ARI). The results showed thermotolerant coliform values ranging from <1.8 to 5,4 x 105 NMP / 100 mL in the two reservoirs investigated. Regarding the resistance profile, the two reservoirs presented multiresistance. In Passauna, multiresistance was observed in 4 points that showed resistance to polymyxin B, ampicillin + sulbactam, cefotaxime, piperacillin + tazobactam, ampicillin, cefazolin, gentamicin, tetracycline, imipenem and sulfazotrim. In Piraquara II, multiresistance was observed in 3 points that showed resistance to polymyxin B, imipenem, tetracycline, ceftazidime, cefepime, cefazolin and amoxacillin + clavulanate. The results of the total IRA for the two reservoirs presented values that vary from 0 to 0.067, although the values found are low, these analyzed areas need to be in constant observation, considering the possibility of population expansion causing more probability of the strains to become multiresistant.
Keywords: Environment. Water Reservoirs. Fecal coliforms. Antimicrobial resistance.
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
FIGURA 1 - Fluxograma com as principais rotas dos compostos farmacológicos e seus resíduos no meio ambiente
FIGURA 2 – Mecanismos de transferência de genes de resistência
FIGURA 3 - Ações para minimizar a disseminação de resistência a antibióticos no meio ambiente
FIGURA 4 - Mapa de localização da bacia do Passaúna e Piraquara FIGURA 5 – Porção analisada da APA do Passaúna
FIGURA 6 - Mapa de ocupação do solo da bacia do Passaúna FIGURA 7 – Porcentagem do uso e ocupação do solo
FIGURA 8 – Mapa de localização do Reservatório Piraquara II FIGURA 9 – Mapa do uso do solo da APA Piraquara
FIGURA 10 – Fluxograma geral das análises realizadas no laboratório de microbiologia
FIGURA 11 – Identificação dos pontos de coleta do reservatório Passaúna FIGURA –12 Identificação dos pontos de coleta do reservatório Piraquara II FIGURA 13 - Fluxograma desde a coleta da amostra, técnica de tubos múltiplos para a identificação de E. coli.
FIGURA 14 - Procedimento para realização do antibiograma
FIGURA 15 – Número de amostras de águas coletadas no reservatório Passaúna nos meses de fevereiro e junho de 2016 e março de 2017 classificadas em cada classe da Resolução CONAMA 357/05
FIGURA 16 – Comparação dos índices pluviométricos acumulados de 20 dias antes das datas de coletas no reservatório Passaúna nos meses de fevereiro e junho de 2016 e março de 2017
FIGURA 17 – Rede coletora de esgoto na APA do Passaúna FIGURA 18 – Aspecto do Rio Ferraria na coleta de março de 2017
FIGURA 19 – Número de amostras de águas coletadas no reservatório Piraquara II nos meses de junho e agosto de 2016 e março de 2017 classificadas em cada classe da Resolução CONAMA 357/05
20 26
41 44 45 47 48 49 51
53 55 56
61 64
68
70 73 75
82
FIGURA 20 – Comparação dos índices pluviométricos acumulados de 20 dias antes das datas de coletas no reservatório Piraquara II nos meses de junho e agosto de 2016 e março de 2017
FIGURA 21 – Rede coletora de esgoto na APA do Piraquara
83 86
LISTA DE TABELAS
TABELA 1 - Localização e descrição dos pontos de coleta estudados no reservatório Passaúna
TABELA 2 - Localização e descrição dos pontos de coleta estudados no reservatório Piraquara II
TABELA 3 - Antibióticos utilizados para avaliação do antibiograma das cepas de E. coli
TABELA 4 – Resultados das análises de coliformes totais (CT) e coliformes termotolerantes (CF) (em NMP/100 mL) para as amostras de águas superficiais coletadas na bacia do Passaúna, nos meses de fevereiro e junho de 2016 e março de 2017
TABELA 5 - Características de resistência e Índice de Resistência a Antibióticos (IRA) de E. coli apresentadas nos pontos de coleta do reservatório Passaúna TABELA 6 - Resultados das análises de coliformes totais (CT) e coliformes termotolerantes (CF) (em NMP/100 mL) para as amostras de águas superficiais coletadas na bacia do Piraquara II, nos meses de junho e agosto de 2016 e março de 2017
TABELA 7 - Características de resistência e Índice de Resistência a Antibióticos (IRA) de E. coli apresentadas nos pontos de coleta do reservatório Piraquara II TABELA 8 – Características dos Reservatórios Passaúna e Piraquara II utilizados para abastecimento público
57
58
63
67
78
81
90
96
SUMARIO
1. INTRODUÇÃO 1.1 OBJETIVO 1.1.1 Objetivo geral
2. REVISÃO DE LITERATURA 2.1 QUALIDADE DA ÁGUA
2.2 QUALIDADE MICROBIOLÓGICA DA ÁGUA 2.2.1 Organismos indicadores de contaminação
2.3 ANTIBIÓTICOS NO AMBIENTE: OCORRÊNCIA E RESISTÊNCIA 2.3.1 Mecanismos de resistência a antibióticos
2.3.1.1 Transferência de genes resistentes em ambientes aquáticos
2.3.2 Bactérias presentes em esgoto com perfil de resistência a antibióticos 2.3.3 Presença de bactérias resistentes em águas superficiais
2.3.4 Bactérias resistentes em reservatórios e Sistemas de Distribuição de Água
2.4 IMPLICAÇÕES DA RESISTÊNCIA A ANTIBIÓTICOS: O QUADRO AMBIENTAL E ESTRATÉGIAS DE COMBATE
3. ÁREA DE ESTUDO
3.1 RESERVATÓRIO PASSAÚNA 3.2 RESERVATÓRIO PIRAQUARA II 4. MATERIAL E MÉTODOS
4.1 PROCEDIMENTOS METODOLÓGICOS 4.1.1 Locais de coleta
4.1.1.1 Coleta de amostras e análises microbiológicas 4.1.1.2 Antibiograma
4.1.1.3 Determinação do índice de Resistência a Antibióticos (IRA) 5. RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 RESERVATÓRIO PASSAÚNA (PA)
9 11 11 12 12 17 17 19 22 24 26 28
35
39 43 43 48 52 53 54 58 62 64 66 66
5.1.1 Determinação do Número Mais Provável de Coliformes Totais e Termotolerantes (NMP/100mL) em amostras coletadas em PA
5.1.2 Resistência a Antibióticos em amostras de água coletadas em PA 5.2 RESERVATÓRIO PIRAQUARA II (PII)
5.2.1 Determinação do Número Mais Provável de Coliformes Totais e Termotolerantes (NMP/100mL) em amostras coletadas em PII
5.2.2 Resistência a Antibióticos em amostras coletadas em PII 6. CONCLUSÃO
REFERÊNCIAS
66 75 80
80 89 98 99
-
1 INTRODUÇÃO
A importância da água para a sobrevivência da humanidade e para o equilíbrio dos ecossistemas é de conhecimento de todos, entretanto, em muitas regiões do planeta, sua disponibilidade não tem sido suficiente, fenômeno que vem se agravando gradualmente. Nesse contexto, o abastecimento de água deve garantir água potável de qualidade, em consonância à demanda tanto presente quanto de gerações futuras (HELLER; PADUA, 2006).
Os impactos do desenvolvimento das cidades sobre águas urbanas em países em vias de desenvolvimento ou subdesenvolvidos acontecem principalmente nas periferias, que sofrem pela falta de tratamento de esgoto adequado. O empasse culmina no lançamento irregular de águas residuárias domésticas na rede de esgotamento pluvial, que por sua vez escoam diretamente em corpos hídricos.
Efluentes não tratados em áreas de contribuição de reservatórios de abastecimento urbano podem representar riscos para o abastecimento de água, ou mesmo causar perigos à saúde da população (TUCCI, 2008).
A falta de saneamento básico acarreta prejuizos às populações diante de série de doenças de veiculação hídrica que podem se desencadear, em especial por contaminantes microbiológicos. Além disto, em termos ambientais, podem ocorrer alterações em parâmetros para enquadramento de um corpo hídrico, o que resulta em limitações quanto aos seus usos múltiplos, e implicações para o consumo humano, ou mesmo para atividades como a pesca e outras formas de lazer (TUCCI, 2008).
A qualidade microbiológica da água é avaliada com base na identificação e quantificação de micro-organismos indicadores, que fornecem informações sobre a ocorrência de contaminação de origem fecal. Os indicadores mais utilizados são coliformes totais, coliformes termotolerantes, E. coli e Enterococos. Os dois últimos têm maior significado sanitário, enquanto que os coliformes totais e alguns membros dos coliformes termotolerantes podem não ser de origem fecal (POTE et al., 2009).
Segundo Harwood et al. (2000) e von Sperling (2005), a bactéria Escherichia coli habita o trato gastrointestinal de humanos e outros animais homeotérmicos, e
encontra-se presente em efluentes e águas naturais que tenham recebido contaminação fecal recente.
A presença de micro-organismos indicadores de contaminação fecal nas águas superficiais mostra a necessidade de identificação de possíveis fontes de contaminação que, por sua vez, pode contribuir para medidas de gestão ambiental, como programas ou planos de controle e prevenção de poluentes fecais nos ambientes aquáticos (PARVEEN et al., 1999).
Além de ocasionar doenças de origem hídrica, outro problema de saúde pública originado a partir de fontes de poluição fecal consiste no aumento do número de bactérias resistentes a antibióticos em vários ambientes aquáticos (MARTINEZ;
BAQUERO, 2014; KRUMPERMAN; 1983). O estudo da resistência microbiana a antibióticos presentes em ambientes aquáticos é de extrema importância, por serem locais ideais para propiciar aquisição e disseminação de genes de resistência a antibióticos, uma vez que frequentemente são afetados por atividades humanas (MARTI et al., 2014), ocasionando problemas ambientais e de saúde pública (CERNAT et al., 2007).
Gullberg et al. (2011) e Marti et al. (2014) discutem que o fenômeno da resistência bacteriana identificada em vários ambientes aquáticos, como esgotos domésticos e hospitalares, sedimentos, rios, reservatórios e água potável, tem sua causa principalmente relacionada ao uso indiscriminado de antibióticos na medicina humana e veterinária.
A literatura destaca que a seleção de cepas resistentes é favorecida por baixas concentrações de antibióticos encontradas no ambiente aquático (JORGENSEN;
HALLING, 2000; GULLBERG et al., 2011). Um dos princípios para o desenvolvimento da resistência refere-se à resposta de bactérias que habitam o intestino de humanos e de outros animais ao serem submetidas a diferentes tipos, concentrações e frequência de antibióticos. Ao longo do tempo, por pressão seletiva, ocorre o favorecimento de bactérias resistentes, que possuem impressões digitais específicas aos antibióticos que foram utilizados (SCOTT et al., 2002).
A problemática de desenvolvimento e propagação de cepas resistentes a antibióticos é particularmente relevante no caso de reservatórios urbanos usados para abastecimento de água para consumo humano e atividades de recreação, duas das
principais rotas para que, a partir destes ambientes, bactérias resistentes e genes de resistência a antibióticos alcancem populações humanas (HUERTA et al., 2013).
Assim estudos que identifiquem como perfis de uso e ocupação do solo podem influenciar no desenvolvimento e propagação de cepas resistentes a antibióticos em bacias hidrográficas que abastecem reservatórios urbanos são relevantes sobretudo tendo em vista a preocupação emergente quanto a aspectos de saúde pública advindos desta temática.
Neste contexto, o presente estudo foi conduzido em áreas de mananciais, compreendendo as bacias do Passaúna e Piraquara II, na região metropolitana de Curitiba (PR), considerando a preocupação quanto aos possíveis impactos antrópicos nos respectivos reservatórios de abastecimento e à presença e propagação de cepas multirresistentes a antibióticos.
1.1 OBJETIVO
1.1.1 Objetivo geral
Diagnosticar a qualidade microbiológica da água dos reservatórios urbanos Passaúna e Piraquara II, quanto à presença de coliformes totais e termotolerantes, bem como perfil de resistência de Escherichia coli a antibióticos, com vistas à identificação de pontos críticos para a gestão de reservatórios.
2 REVISÃO DE LITERATURA
Nesta seção será apresentada uma revisão de como as atividades antrópicas podem alterar os parâmetros da qualidade microbiológica da água, influenciando na multirresistência de micro-organismos no ambiente aquático. Um panorama da literatura permitirá o entendimento de como os antibióticos chegam ao meio ambiente e qual é o seu papel na resistência da comunidade bacteriana. Outro tópico que a revisão abordará é a aquisição, transferência e disseminação de genes de resistência a antibióticos no ecossistema aquático e, por fim, discutir como os micro-organismos resistentes podem chegar à água destinada ao consumo humano.
2.1 QUALIDADE DA ÁGUA
A água, insumo insubstituível em diversas atividades humanas, configura-se como fundamental à vida, por contribuir para o equilíbrio e o funcionamento do meio ambiente. É um recurso renovável limitado, considerado um bem de domínio público.
Segundo Setti et al. (2000), o aumento da demanda de água gera problemas de abastecimento e, como consequência, ocasiona a escassez desse recurso em várias regiões. Outro problema que ocorre é a contaminação das águas naturais, associada à falta de saneamento básico, que, segundo dados de 2013, mata anualmente 1,5 milhões de pessoas no mundo (WHO, 2014).
No Brasil, o CONAMA (CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE), por meio da resolução n° 357/2005, determina padrões de qualidade para que os corpos hídricos possam ser enquadrados quanto a possíveis destinações.
Rios de classe II são usados ao abastecimento para consumo humano após tratamento convencional, proteção das comunidades aquáticas, recreação de contato primário (balneabilidade), irrigação, pesca e aquicultura (CONAMA, 2005).
A água apresenta elevada capacidade de dissolução e transporte e, em seu percurso, superficial ou subterrâneo, pode incorporar um grande número de substâncias. Entretanto, processos naturais ou decorrentes de atividades antrópicas são capazes de comprometer determinados usos. Portanto, a qualidade da água é um atributo dinâmico no tempo e no espaço e está, acima de tudo, relacionada aos tipos de usos de uma determinada fonte (SECRETARIA DE VIGILÂNCIA EM SAÚDE, 2006). O crescimento demográfico, desenvolvimento social e econômico traz consigo a urbanização, provocando alterações na qualidade dos ambientes aquáticos de ordem física, química e biológica. Algumas dessas mudanças são causadas por intervenção direta, como barragens, reservatórios e canais, no entanto a maioria das alterações é decorrente do uso inadequado do solo, da água e das fontes pontuais, como o lançamento de esgotos urbanos, hospitalares e industriais, ou difusas, como a deposição de resíduos sólidos, o uso de pesticidas na agricultura, entre outras (SOUZA et al., 2014). Segundo Tucci (2008), os impactos do desenvolvimento urbano sobre as águas urbanas acontecem principalmente nas periferias que sofrem pela falta de tratamento de esgotos, na qual grande parte da população lança seus efluentes na rede de esgotamento pluvial que escoa diretamente nas águas urbanas.
Efluentes não tratados em áreas de contribuição de reservatórios de abastecimento urbano podem gerar riscos para o abastecimento de água e causar perigos à saúde da população.
O ciclo de contaminação gerado por efluentes produzidos pela população humana como esgoto doméstico, industrial e pluvial, ocorre em razão de: despejo de resíduos sem tratamento incluindo resíduos de origem fecal; pelo transporte de grande quantidade de poluição orgânica e de metais em períodos chuvosos e pela falta de controle da ocupação do solo urbano. A fim de se evitar o comprometimento da cobertura de abastecimento de água nas cidades, medidas de controle do ciclo de contaminação devem ser realizadas. Para este propósito, existe a legislação de proteção de mananciais que protege a bacia hidrográfica, nessas áreas é proibido o uso do solo urbano que possa comprometer a qualidade da água de abastecimento, porém por causa da expansão populacional essas áreas foram pressionadas à ocupação tendo como consequência imediata o aumento da poluição (TUCCI, 2008).
Conceitualmente, a poluição deve ser entendida como a perda de qualidade da água,
ou seja, as alterações em suas características que comprometam um ou mais usos da água. Por sua vez, a contaminação é, em geral, entendida como um fenômeno de poluição que apresente risco à saúde (SECRETARIA DE VIGILÂNCIA EM SAÚDE, 2006).
Fontes pontuais de poluição da água são caracterizadas pelo lançamento da carga poluidora de forma concentrada em determinado local e, por estarem em local específico, são mais fáceis de serem identificadas, monitoradas e reguladas (BRAGA et al., 2005).
Fontes difusas de poluição da água, por sua vez, ocorrem quando os poluentes alcançam um manancial de forma dispersa, como por exemplo o escoamento superficial, onde não se determina um ponto específico de poluição. São mais difíceis de serem mensuradas e identificadas e apresentam aportes significativos em períodos chuvosos (NOVOTNY; OLEN, 1993; MILLER, 2007).
As atividades agrícolas relacionadas à produção animal intensiva são fatores preocupantes por serem considerados poluentes que estão constantemente sendo lançados no meio ambiente (RHEINHEIMER et al., 2003). Os resíduos rurais têm sido apontados como as principais fontes de poluição fecal em águas superficiais e subterrâneas (PARVEEN et al., 2006) e podem causar sérios problemas de eutrofização e introdução de micro-organismos patogênicos no ambiente aquático, incluindo aqueles encontrados no material fecal. Essa contaminação pode ter origem de animais de criação, animais de estimação ou animais silvestres (SIMPSON et al., 2002; PARVEEN et al., 2006).
Tundisi et al. (2008) ressaltaram que o conhecimento da qualidade das águas dos rios e o uso e ocupação de suas bacias hidrográficas são necessários para traçar estratégias de planejamento e gestão, projetando cenários futuros, como o aumento da demanda de água, mudanças nos mosaicos de paisagem decorrentes do desenvolvimento da região e até mesmo as possíveis consequências das mudanças climáticas globais.
Segundo von Sperling (2005) e Silva e Ueno (2008), a qualidade da água pode ser avaliada por diversos parâmetros, que não só traduzem as suas principais características físicas, químicas e biológicas, mas também são capazes de revelar,
direta ou indiretamente, a presença de algumas substâncias ou micro-organismos que possam comprometer sua qualidade. Isso permite avaliar os impactos sobre o ambiente decorrentes de atividades humanas nas diferentes bacias hidrográficas e com isso melhorias que devem ser implantadas para a recuperação das águas que estão sendo avaliadas.
Segundo a Secretaria de Vigilância em Saúde (2006), os parâmetros físicos utilizados na análise da água são temperatura, que em ambientes aquáticos, apresentam-se na faixa de 20 °C a 30 °C, enquanto que em regiões mais frias, como no Sul do país, no inverno, pode apresentar valores entre 5 °C a 15 °C. A temperatura da água pode ser alterada tanto por condições naturais como a energia do sol ou por atividades antrópicas como as águas de resfriamento de máquinas. Cor e odor são parâmetros observados no momento da coleta. A turbidez diz respeito à transparência da água. Fatores que podem alterar a turbidez são o aumento do índice pluviométrico que carreia material orgânico para o rio e também lançamento de esgoto doméstico e industrial diminuindo a transparência da água. E por fim, a condutividade elétrica da água que sofre influência de atividades antrópicas como esgoto doméstico ou industrial elevando sua amplitude. Outro parâmetro envolvido no aumento da amplitude da condutividade diz respeito à sazonalidade, na qual períodos menos chuvosos possui uma maior carga de poluentes nas águas elevando teores de sais e matérias orgânicas (SOUZA et al., 2014).
Os parâmetros químicos utilizados são pH, que pode influenciar no aumento ou diminuição do grau de solubilidade das substâncias. Conforme a Resolução CONAMA 357/2005 o pH ideal em ambientes aquáticos varia de 6,0 a 9,0. Alterações nos valores desse parâmetro podem ocorrer naturalmente por dissolução de rochas, fotossíntese ou por atividades antrópicas como despejos de resíduos domésticos e industriais. Em águas de abastecimento, baixos valores de pH podem ocorrer pela presença de grande quantidade de matéria orgânica que se decompõe e formam ácidos, enquanto que valores elevados aumentam a possibilidade de incrustações (SECRETARIA DE VIGILÂNCIA EM SAÚDE, 2006; SOUZA et al., 2014). Oxigênio dissolvido (OD) é um parâmetro bastante expressivo para monitorar a qualidade da água. Em condições de anóxia (ausência de oxigênio), pode estar associado diretamente a poluentes ou entrada de efluentes domésticos e sanitários em virtude
da carga orgânica que consome uma grande quantidade de OD disponível para o processo de oxidação da matéria orgânica e inorgânica (SOUZA et al., 2014).
Demanda química de Oxigênio (BDO) e Demanda bioquímica de oxigênio (DQO) são utilizados para indicar a presença de matéria orgânica na água. A poluição orgânica de um curso d’ água pode ser avaliado pelo decréscimo da concentração de oxigênio e/ ou pela concentração de matéria orgânica baseado na concentração de oxigênio consumido para oxidar a matéria orgânica (DQO). A diferença entre DBO e DQO está no tipo de matéria orgânica estabilizada, enquanto a DBO se refere exclusivamente à matéria orgânica mineralizada por atividade dos micro-organismos, a DQO engloba também a estabilização da matéria orgânica ocorrida por processos químicos. Assim sendo, o valor da DQO é sempre superior ao da DBO. Ambientes com alta carga de esgotos que excede a capacidade de depuração da água são encontrados valores elevados de DQO e DBO (VALENTE et al., 1997; SECRETARIA DE VIGILÂNCIA EM SAÚDE, 2006). O nitrogênio e o fósforo são importantes nutrientes para o crescimento de algas e macrófitas. Altas quantidades de nitrogênio na água indica contaminação de origem antrópica como resíduos animais, domésticos e industriais, assim como a presença de fertilizantes. Enquanto que presença do fósforo na água está relacionada como principal responsável pelo processo de eutrofização. A presença de fósforo diferentemente do nitrogênio pode ser originário das rochas de bacia de drenagem, carreamento do solo, decomposição de matéria orgânica e chuva ou também por atividades antrópicas como lançamento de efluentes ricos em matéria orgânica, dejetos de origem animal, detergentes, fertilizantes e pesticidas (SECRETARIA DE VIGILÂNCIA EM SAÚDE, 2006; SOUZA et al., 2014), e por último, presença de metais pesados que além de ser tóxico, se acumula em ambientes aquáticos (SECRETARIA DE VIGILÂNCIA EM SAÚDE, 2006).
Os padrões de qualidade da água variam para cada tipo de uso preponderante, os padrões de uso da água ao abastecimento para consumo humano são diferentes dos de balneabilidade. Tendo em vista que áreas de reservatórios urbanos podem ser utilizadas para práticas de esportes náuticos, como autorizado, no Paraná, pela legislação estadual- decreto N° 2.934 de 2011 e a lei 17.048/2012, com foco para embarcações que não usem motores à combustão, é inevitável que praticantes desses esportes tenham contato primário e direto com a água em algum momento
durante tais atividades, sendo essencial o acompanhamento de parâmetros de qualidade. A Resolução CONAMA 274/2000, nesse sentido, aborda parâmetros para classificação das águas brasileiras quanto à balneabilidade e pode servir como referência para tomadas de decisão ligadas à gestão de reservatórios abertos para práticas de esportes aquáticos.
2.2 QUALIDADE MICROBIOLÓGICA DA ÁGUA
As águas destinadas ao abastecimento podem ser contaminadas por águas residuais e dejetos de origem humana ou animal, podendo conter micro-organismos patogênicos causadores de doenças de veiculação hídrica. Por esta razão, a análise microbiológica é essencial para garantir a qualidade da água, pois esta pode conter bactérias como coliformes totais e termotolerantes, vírus, protozoários e fungos causadores de inúmeras doenças ao homem. Esses micro-organismos são responsáveis pela ocorrência de diarreias, disenterias, hepatites, cólera, entre outras enfermidades graves (YAMAGUCHI et al., 2013).
Para o conhecimento da qualidade microbiológica da água, utilizam-se organismos indicadores de contaminação fecal. São bactérias que vivem no intestino de humanos e de animais de sangue quente, eliminadas em grande quantidade nas fezes, podendo ser quantificadas por métodos simples e barato. Passam para as águas de abastecimento através das fezes. Tais organismos são de grande importância para verificar o risco da presença de patógenos no ambiente (WHO, 1993).
2.2.1 Organismos indicadores de contaminação fecal
A identificação de organismos indicadores de contaminação fecal na água sugere a possibilidade de haver outros patógenos de veiculação hídrica (SECRETARIA DE VIGILÂNCIA EM SAÚDE; 2006; SILVA et al., 2010).
Para um micro-organismo ser considerado um indicador de contaminação fecal
“ideal”, as seguintes características seriam recomendadas: ser de origem fecal, estar
presente em grande quantidade nas fezes humanas e de outros animais, estar presente em águas residuárias, ser removido e, ou, inativado por meio do tratamento da água pelos mesmos mecanismos e proporções que os micro-organismos patogênicos, ser de fácil isolamento e identificação e não se reproduzir no meio ambiente. Não existe, no entanto, nenhum indicador que satisfaça simultaneamente todos esses requisitos, por isso se utiliza o melhor indicador, ou seja, aquele que melhor se aproximar das exigências referidas (SECRETARIA DE VIGILÂNCIA EM SAÚDE; 2006; SILVA et al., 2010).
Entre as bactérias presentes no ambiente, o grupo de coliformes totais e termotolerantes, Escherichia coli e Enterococos têm sido utilizado como indicadores de contaminação fecal na água Os dois últimos têm um maior significado sanitário, enquanto que os coliformes totais e alguns membros dos coliformes termotolerantes podem não ser de origem fecal (POTE et al., 2009).
Segundo Silva et al. (2010), os coliformes totais consistem em bactérias gram- negativas, não esporuladas, na forma de bastonetes, que fermentam lactose, formando gás e/ ou ácido em 24 a 48 h em meio líquido ou sólido na faixa de temperatura de 32 a 35ºC. A determinação de coliformes totais é menos representativa como indicador de contaminação fecal que os coliformes termotolerantes ou E. coli, pois, no primeiro grupo, encontram-se tanto bactérias entéricas quanto não entéricas, por exemplo, a Serratiae e Aeromonas.
O grupo de coliformes termotolerantes possui características idênticas aos coliformes totais, porém com a diferença de que fermentam a lactose formando gás em 24 horas na faixa de temperatura de 44,5 a 45,5°C. Neste grupo, está o gênero Escherichia (WHO, 1993) e também membros de origem não fecais (Klebsiella, Enterobacter e Citrobacter). Em função disso, o termo coliformes fecais, denominação anterior do grupo, tem sido, gradativamente, substituído por coliformes termotolerantes (SILVA et al., 2010).
A E. coli é considerada o principal indicador de qualidade da água e de contaminação fecal. Diferentemente dos demais coliformes termotolerantes, a E. coli pode ser distinguida pelas características de crescimento em ágar Ágar Eosina Azul de Metileno (EMB) e pelo perfil dos testes de indol, citrato, vermelho de metila (VM) e Voges Proskauer (VP). Os métodos de contagem de coliformes, totais,
termotolerantes e E.coli em água são o do Número Mais Provável (NMP) e também do substrato cromogênico (APHA, 2005).
A presença ou ausência de coliformes totais, termotolerantes e E. coli na água tem sido utilizada para monitorar a qualidade da água, mas, além da identificação, saber a resistência dos micro-organismos frente a antibióticos torna-se uma ferramenta de análise relevante para identificação de impactos antrópicos sobre o ambiente aquático, devido ao uso dessas substâncias pela população e na terapêutica veterinária. Nesse contexto, a característica de desenvolvimento de resistência de bactérias frente a meios contendo antibióticos será abordada no item a seguir.
2.3 ANTIBIÓTICOS NO AMBIENTE: OCORRÊNCIA E RESISTÊNCIA
Os antibióticos estão entre os medicamentos mais utilizados na farmacoterapia. Sua utilização de maneira excessiva e indiscriminada pode alterar a comunidade bacteriana dos ecossistemas naturais, sendo considerados como poluentes ambientais importantes (MARTINEZ, 2009).
Os antibióticos exercem a chamada “pressão seletiva”, ou seja, sua presença em contato com micro-organismos leva à morte as bactérias sensíveis, sobrevivendo somente as bactérias resistentes. Além de serem agentes seletores, são também agentes aceleradores da evolução da resistência (MARTI et al., 2014).
A presença de antibióticos em águas superficiais, como consequência de atividades humanas, tem atraido atenção crescente de pesquisadores devido à sua potencial ameaça para o ambiente (GROS et al., 2009).
O monitoramento de antibióticos no meio ambiente é de extrema importância devido ao fato dessas substâncias serem frequentemente encontradas em esgotos que podem atingir ou impactar os corpos d’água receptores, além de causar possíveis efeitos adversos à saúde humana (KÜMMERER et al., 2004).
A Figura 1 apresenta um fluxograma com as possíveis rotas dos fármacos, entre eles, os antibióticos quando descartados no meio ambiente.
Figura 1: Fluxograma com as principais rotas dos compostos farmacológicos e seus resíduos no meio ambiente. Adaptado de Bila; Dezotti, 2003.
De acordo com o fluxograma apresentado na Figura 1, os antibióticos podem alcançar o solo, as águas superficiais, as águas subterrâneas e até mesmo a água utilizada para consumo humano por diferentes vias, tais como a terapêutica humana e veterinária, em que os antibióticos são eliminados através da urina e das fezes. Na criação de gado, de suínos e de aves, ocorre também a contaminação por meio do escoamento superficial, além do uso de esterco contaminado, como é o caso dos fertilizantes. Por fim, há ainda a disposição de resíduos provenientes de indústrias farmacêuticas em aterros controlados que contaminam as águas de subsolo.
O mau uso de antibióticos pela população humana não é a única fonte de pressão seletiva em comunidades microbianas resistentes no meio ambiente (ALLEN et al., 2010). Alguns dos mesmos antibióticos usados na clínica para tratamento
Aplicação
Medicina Veterinária
Medicina Humana
Aquicultura
Esterco Esgoto
Excreção
Solo ETE
Águas Subterrâneas
Sedimento
Águas Superficiais
Estaçãode Tratamento de Água ÁguaPotável
humano, como amoxacilina e eritromicina, são também utilizados nas atividades veterinárias e agrícolas, promovendo o crescimento de animais, e nas rações (SARMAH et al., 2006). Antibióticos provenientes de diversas fontes persistem em solos e ambientes aquáticos e podem afetar o tratamento de doenças humanas (THIELE-BRUHN, 2003).
As concentrações dos antibióticos nas águas superficiais variam de acordo com as mudanças sazonais. Tang et al. (2015) realizaram um estudo nas águas superficiais do lago Chaouchu na China e detectaram a presença de quinze antibióticos de 3 classes diferentes (Sulfonamidas, Fluorquinolonas e Tetraciclinas) durante a primavera (março) e o inverno (janeiro), enquanto que no verão (julho) e outono (setembro) as concentrações de antibióticos foram bem menores e alguns deles não foram detectados. Esse resultado pode ser explicado em parte devido a contribuição dos processos de biodegradação e fotodegradação dos antibióticos, que são mais significativos durante o verão (KARTHIKEYAN; MEYER., 2006, GUERARD et al., 2009) e mais lentos no inverno devido a temperaturas mais baixas (DOLLIVER;
GUPTA, 2008).
Segundo a OMS (2012), além de os antibióticos serem considerados como poluentes emergentes do meio ambiente, outro importante problema que ameaça a saúde pública é o crescimento da resistência antimicrobiana que se desenvolveu ao longo do tempo, passando de uma resistência às classes individuais de antibióticos para uma multirresistência, aumentando o desafio para o desenvolvimento de drogas mais efetivas (WALSH, 2013).
Resistência é o crescimento contínuo do micro-organismo na presença de concentrações citotóxicas de antibióticos. Embora a resistência tenha sido um problema persistente desde que os antibióticos foram introduzidos, o aumento do número, da diversidade e da gama de organismos resistentes se tornou um enorme problema na clínica (WRIGHT, 2007). A resistência foi estudada quase que exclusivamente em bactérias patogênicas, entretanto, em muitos casos, esses estudos trouxeram pouca informação sobre a origem e a fonte de resistência a antibióticos. A compreensão da ecologia e da evolução da resistência aos antibióticos no ambiente não-clínico (WALSH, 2013) só começou a ocorrer nos últimos anos, quando a pesquisa sobre a resistência a antibióticos vem sendo focada no meio
ambiente, com base nos micro-organismos ambientais, dos quais os antibióticos foram inicialmente extraídos.
2.3.1 Mecanismos de resistência a antibióticos
Bactérias sensíveis podem tornar-se resistentes a antibióticos por meio de múltiplos e complexos mecanismos, tais como permeabilidade reduzida da membrana, bombas de efluxo, inativação enzimática e modificação do alvo do antibiótico (CASTANHEIRA, 2013).
O primeiro mecanismo de resistência é a permeabilidade reduzida do antibiótico na membrana da célula bacteriana, que frequentemente atua sinergicamente com outros mecanismos, tal como a inativação enzimática para produzir resistência clínica. Nesse tipo de resistência, que acontece com bactérias gram negativas, a modificação da permeabilidade do antibiótico pode acontecer por alterações estruturais ou pela perda de função de porinas, que são canais para entrada de nutrientes e outros elementos como os antibióticos para o interior da célula (LIM; WEBB, 2005; CASTANHEIRA, 2013).
O segundo mecanismo de resistência são as bombas de efluxo, que são proteínas presentes nas membranas das bactérias, na qual o antibiótico é bombeado para fora da célula diminuindo significativamente a sua eficácia. Esse tipo de mecanismo afeta todas as classes de antibióticos, principalmente tetraciclinas e macrolídeos (WALSH, 2000).
Uma terceira estratégia de resistência é a destruição química do antibiótico.
O caso clássico é a desativação hidrolítica do anel β-lactâmico das penicilinas e cefalosporinas, pela enzima hidrolítica β-lactamase por bactérias resistentes (PHILIPPON et al.,1989).
O último mecanismo de resistência é a modificação do alvo do antibiótico, caracterizada pela diminuição ou mesmo ausência de afinidade do antibiótico ao local de ligação (LIM; WEBB, 2005).
Muitas vezes o aumento da resistência a uma classe específica de antibióticos é o resultado de vários mecanismos de resistência em que cada um deles contribui para apresentar o fenótipo global de resistência em um único organismo (WRIGHT, 2007), por exemplo, a Pseudomonas aeruginosa combina inativação enzimática com bomba de efluxo para uma maior resistência aos aminoglicosídeos (POOLE, 2005).
Utilizando um desses mecanismos, ou uma combinação deles, várias espécies de bactérias vêm se sobressaindo até em relação a antibióticos mais promissores, independente da classe química à qual pertença (SILVEIRA et al., 2006). O controle dessa resistência combinatória é um grande desafio (WRIGHT, 2007).
Os mecanismos descritos anteriormente podem evoluir por mutação ou por aquisição de informação genética por meio de outras bactérias (MARTI et al., 2014).
As mutações acontecem durante a replicação causando alterações na estrutura dos genes, o maior perigo da mutação consiste na transmissão às gerações seguintes tornando a bactéria predominantemente resistente.
Outro problema decorrente da resistência aos antibióticos é a disseminação dos genes resistentes de uma espécie para outra ou até mesmo de gênero para espécies (CAUMO et al., 2010), especialmente nos casos de transferência de resistência entre bactérias não patogênicas para as patogênicas (MORSE; JACKSON, 2003).
Esse processo é conhecido como transferência horizontal de genes, que confere novas capacidades ao organismo que recebe o DNA de outro micro- organismo, permitindo sua adaptação ao ambiente (CAUMO et al., 2010).
A transferência horizontal de genes é, portanto, um dos processos que contribui para o desenvolvimento de bactérias resistentes a antibióticos e acontece por meio de vários fatores, tais como a transformação, por aquisição de DNA livre no ambiente que é capturado e pode ser incorporado no cromossomo de célula receptora; por conjugação, através do contato entre organismos com troca de DNA por plasmídeos bacterianos, por transdução, que é a transferência da informação genética a partir de bacteriófagos, ou ainda pela transposição, em que são transferidos fragmentos de DNA chamados transposons (CAUMO et al., 2010; MARTI et al., 2014).
A capacidade das bactérias para mobilizar genes e a pressão seletiva fornecida pelos antibióticos contribuem para facilitar a distribuição de genes de resistência a antibióticos nas populações microbianas (WRIGHT, 2007).
2.3.1.1 Transferência de genes resistentes em ambientes aquáticos
Os ambientes aquáticos fornecem o cenário ideal para troca horizontal de elementos genéticos móveis que codificam a resistência a antibióticos, porque eles são frequentemente afetados por atividades antrópicas (TAYLOR et al., 2011; ZHANG et al., 2009).
Até a década de 90, o foco da atenção de médicos e pesquisadores se concentrava sobre os mecanismos de resistência de bactérias patogênicas. No entanto, em muitos casos, esses estudos forneciam pouca informação sobre as origens e as fontes de resistência aos antibióticos. Nos últimos anos, passou-se a ter uma visão mais ampla da resistência a antibióticos que inclui genes de resistência, por meio do mapeamento de todos os genes de resistência a antibióticos de bactérias patogênicas e não-patogênicas, incluindo bactérias ambientais produtoras de antibióticos. Esse projeto é conhecido como antibiótico resistome (WRIGHT, 2007).
Alguns estudos comprovam que existe uma ligação entre a resistência clínica e ambiental. Por exemplo, Humeniuk et al. (2002) demonstraram a semelhança do gene que codifica a CTX-M, que é uma enzima pertencente ao grupo da beta- lactamase de espectro estendido (ESBL), frequentemente encontrado em patógenos clínicos, mas foi codificado cromossomicamente em genes da Kluyvera sp, uma bactéria típica do ambiente.
Devido à introdução de antibióticos no ambiente por diferentes fontes, Baquero et al (2008) afirma que os antimicrobianos se tornam um reator, onde bactérias de diferentes origens são misturadas com antibióticos, desinfetantes e metais pesados, contribuindo para a evolução e a disseminação de genes de resistência a antibióticos.
Wright et al. (2008) e Rosewarne et al. (2010) sugerem através de seus estudos que
a presença de alguns poluentes, como os metais pesados, pode cosselecionar cepas com resistência a antibióticos.
Vários estudos têm demonstrado que genes de resistência a antibióticos estão espalhados por elementos genéticos móveis (MGEs), incluindo plasmídeos, transposons, integrons e bacteriófagos. Plasmídeos (Figura 2) são moléculas de DNA circular de cadeia dupla que se replicam independentemente do DNA cromossômico e podem codificar uma ampla variedade de determinante de resistência (MARTI et al., 2014).
Transposons são fragmentos de DNA móveis, capazes de migrar de uma região do DNA para outra, carregando informações genéticas quando se movimentam, por exemplo, genes de resistência a antibióticos (SOUSA et al., 2010).
Integrons são elementos que contêm determinantes genéticos que se caracterizam por serem capazes de reconhecer e capturar genes que codificam determinantes de resistência a antibióticos (HALL; COLLIS, 1995; MARTI et al., 2014).
Bacteriófagos também conhecidos como fagos (Figura 2) são vírus que infectam bactérias com o intuito de se replicar e montar novos fagos usando o metabolismo da célula hospedeira. Alguns fagos podem atuar como mediadores da transferência horizontal de genes, através da transdução, em que o DNA é transferido para uma célula bacteriana através de fagos. Na transdução generalizada, todos os genes contidos em uma célula infectada, sejam eles pertencentes ao DNA cromossômico ou plasmidial, podem ser empacotados junto ao DNA do fago dentro do capsídeo protéico e transferidos para outras bactérias após a lise (YIN; STOTZKY, 1997).
Os fagos são considerados como os mais abundantes organismos conhecidos e têm uma forte influência na estrutura bacteriana e na transferência de genes (KITCHENER, 2003).
Figura 2: Mecanismos de transferência de genes de resistência (ANVISA, 2007)
2.3.2 Bactérias presentes em esgoto com perfil de resistência a antibióticos
As cepas resistentes a antibióticos podem alcançar o ambiente aquático por intermédio do lançamento de fezes humanas e de outros animais. Bactérias resistentes são encontradas na flora intestinal e fezes de pessoas saudáveis, servindo como reservatórios de bactérias multirresistentes (REINTHALER et al., 2003).
O estudo de bactérias resistentes a antibióticos em águas residuais é de grande relevância, uma vez que são ambientes que fornecem condições propícias para a propagação de bactérias resistentes a antibióticos e são fontes potenciais de novos genes de resistência a antibióticos (JURY et al., 2010, MOGES et al., 2014). Nesse contexto, a preocupação aumenta nos casos de países em que os sistemas de coleta e tratamento de esgoto não atendem toda a população (CORCORAN et al., 2010).
Desde o final da década de 90, várias classes de antibióticos têm sido detectados em afluentes e efluentes de Estações de Tratamento de Esgotos (ETEs),
incluindo beta-lactâmicos, sulfonamidas, macrolídeos, fluorquinolonas e tetraciclinas (CHA et al., 2006, KARTHIKEYAN; MEYER, 2006). Isso ocorre porque alguns desses antibióticos são metabolizados de forma incompleta durante o uso terapêutico e são excretados no esgoto praticamente inalterados (JURY et al., 2010).
Reinthaler et al. (2003) fizeram um estudo para avaliar o padrão de resistência a antibióticos em E. coli isoladas de esgoto e lodos em três estações de tratamento de esgotos no sul da Áustria, entre os quais duas estações receberam esgoto de origem doméstica e uma de esgoto de origem doméstica e hospitalar. Os resultados mostraram uma diminuição no número de UFC (Unidades Formadoras de Colônias) de E. coli quando comparados os afluentes e efluentes, nas três estações, no entanto, apesar do tratamento, 102UFC/ mL chegaram às águas receptoras, e assim, ocorre a entrada no ambiente de bactérias resistentes. Outros autores também já haviam descrito a redução insuficiente de patógenos por parte dos processos convencionais na Estação de Tratamento de Esgotos (STRAUCH, 1998; COSTA et al., 2006; JURY et al., 2010; HUANG et al., 2012).
De acordo com Reinthaler et al. (2003), a taxa de resistência mais elevada foi encontrada em cepas de E. coli da estação que, além de receber efluente doméstico, também recebia efluente hospitalar. Os autores destacam que a maior resistência identificada pode ser atribuída à presença de antibióticos com maior frequência no esgoto hospitalar. Entre os antibióticos testados, as taxas de resistência mais elevadas estavam no grupo da penicilina.
Reinthaler et al. (2003) não encontraram um aumento significativo na taxa de resistência de E. coli no processo de tratamento de esgoto, embora geralmente haja uma possibilidade de transferência de plasmídeos em estações de tratamento de esgotos e em águas superficiais (FERNANDES-ASTORGA et al., 1992; MACH;
GRIMES, 1982).
Segundo Grabow e Prozesky (1973), em um estudo realizado comparando efluentes hospitalares com efluentes domésticos em estações de tratamento, identificaram que 26% de todos os coliformes de esgoto hospitalar têm resistência transferível, enquanto apenas 4% de coliformes têm resistência transferível no esgoto doméstico.
Vários estudos afirmam que efluentes de ETEs contêm proporções mais elevadas de bactérias resistentes a antibióticos em relação às contidas em águas superficiais (GONI-URRIZA et al., 2000, HUANG et al., 2012). De acordo com esses estudos, as condições das ETEs são favoráveis à proliferação de bactérias resistentes a antibióticos que, por sua vez, podem transferir genes de resistência a antibióticos à bactérias não resistentes. Isso ocorre devido às condições ambientais nas ETEs aumentarem a probabilidade da transferência de genes, uma vez que vários plasmídeos transmissíveis ancorando genes de resistência foram isolados de águas residuais (MACH; GRIMES, 1982; SZCZEPANOWSKI et al., 2005). Segundo Jury et al. (2010), um fator chave para aquisição e proliferação de resistência a antibióticos entre bactérias parece ser a co-ocorrência de altas contagens de bactérias e ocorrência de níveis sub-letais de antibióticos.
2.3.3 Presença de bactérias resistentes em águas superficiais
Fontes de contaminação pontuais (como descargas de esgoto doméstico) e não pontuais (como descargas de resíduos agrícolas, escoamento urbano) e a combinação desses fatores, decorrentes do rápido crescimento de áreas urbanas, uso de antibióticos em atividades agrícolas e produção animal intensiva nas circunvizinhanças das bacias hidrográficas, são algumas das principais fontes que afetam a qualidade das águas superficiais para consumo humano (IBKWE et al., 2011). As águas superficiais representam uma fonte importante para a produção de água potável, atividades recreativas e irrigação. A partir destes usos, a população humana pode ser exposta a bactérias resistentes a antibióticos (BLAAK et al., 2015).
Neste item serão abordadas pesquisas sobre a presença de bactérias resistentes a antibióticos em águas superficiais que estão separadas por continentes.
Na Europa, Blaak et al. (2015) analisaram multirresistência de E.coli em diferentes águas residuais (afluentes e efluentes de ETEs municipais, ETE aeroporto internacional e águas residuais de Instituições de Cuidado à Saúde) e em águas
superficiais (30 locais de amostragem em diferentes tipos de corpos hídricos). Um total de 1.159 cepas bacterianas foram isoladas e analisadas frente a oito classes de antibióticos. Foram detectadas nos diferentes tipos de águas de superfície e águas residuais, cepas de E. coli multirresistente no período entre 2006 e 2013. Os resultados mostraram que, em águas de superfícies, 26% eram resistentes a pelo menos uma classe de antibióticos e 11% eram multirresistentes, já em águas residuais a proporção de resistentes a uma classe de antibióticos e multirresistentes (resistentes / multirresistentes %) foram de 76 / 62% em águas residuais de Instituições de Cuidado à Saúde, 69 / 19% em ETE do aeroporto internacional e 37 / 27% e 31/ 20%
em afluentes e efluentes de ETEs municipais, respectivamente. A frequência de resistência ocorreu de forma semelhante entre E. coli de águas de superfície e E.coli de águas residuais municipais, porém um perfil de resistência diferente foi encontrado em águas residuais de Instituições de Cuidado à Saúde com relação às águas residuais municipais. Esses dados mostraram a presença de bactérias multirresistentes a antibióticos em águas superficiais e indicam que águas residuais municipais contribuem significativamente para a presença de E. coli resistente a antibióticos em águas de superfície.
Na América do Norte, um estudo feito no Rio Santa Ana (SAR), localizado no sul da Califórnia e que abastece água para mais de dois milhões de pessoas, determinou a influência das atividades antrópicas na distribuição, diversidade e resistência a antibióticos de E. coli isolada em águas superficiais e sedimentos (IBEKWE et al., 2011). Foram coletadas diversas amostras em um período de doze meses, para quantificação de coliformes totais, coliformes termotolerantes e E. coli, e foi observada a presença dessas bactérias confirmando a contaminação nas águas desse rio (IBEKWE et al., 2011). Outra análise realizada pelos autores foi o antibiograma e análise de genes de resistência a antibióticos. O antibiograma tem com o objetivo de verificar a susceptibilidade de E. coli frente a alguns antibióticos. O resultado foi de multirresistência em dois pontos. Esses pontos são impactados por descargas de esgoto doméstico e por atividades agrícolas comprovando que a atividade antrópica influencia no perfil de resistência a antibiótico. Já a análise de genes de resistência a antibióticos identificou que mais de 50% das bactérias isoladas apresentaram o gene de resistência a tetraciclina (tetC) e três isolados transportavam
esse fenótipo resistente. Dois destes isolados foram de fontes agrícolas e um de fonte urbana, o que levou à conclusão de que a maioria das bactérias fecais de fonte humana ou agrícola lançadas no meio ambiente podem transportar genes de resistência a antibióticos (IBEKWE et al., 2011).
Ainda na América do Norte, Gardea et al. (2016) detectaram a presença de coliformes totais e termotolerantes responsáveis por surtos de gastroenterites ao longo da Cachoeira Basasecchi e seus principais rios no México. Como são surtos sazonais, as coletas de águas superficiais foram feitas durante as quatro estações do ano. Foram coletadas águas em locais perto de assentamentos rurais, onde moradores utilizam essa água para beber e cozinhar os alimentos. Diferenças significativas entre as estações foram detectadas, e as amostras do outono e verão, apresentaram resultados mais elevados de coliformes termotolerantes devido ao aumento do índice pluviométrico, enquanto que as menores contagens foram registradas na primavera. Foi realizado o perfil de resistência a antibióticos usando 21 antibióticos diferentes. Os resultados mostraram que 53% dos isolados foram resistentes a pelo menos um antibiótico e 15% apresentaram multirresistência. Todos os isolados foram sensíveis à gentamicina e meropenem, porém apresentaram resistência intermediária a imipenem e tobramicina. Algumas das bactérias resistentes identificadas no estudo foram espécies de coliformes enteropatogênicos, indicando fonte de contaminação fecal humano e veterinário. Aliás, resíduos fecais humanos e animais são gerados em locais rurais e despejados em corpos hídricos.
Gardea et al. (2016) chegaram à conclusão de que a presença de alta concentração de micro-organismos nos assentamentos rurais ocorreu pela contaminação de águas residuais, favorecendo a transmissão dos surtos diarreicos.
Os resultados encontrados de resistência e multirresistência podem ser a razão para o controle ineficaz do uso de antibióticos no combate de infecções intestinais, resultando em poucas alternativas para tratamento terapêutico (GARDEA et al., 2016).
Resíduos de antibióticos podem ser encontrados em ambientes aquáticos, onde bactérias nativas podem ser expostas e esses medicamentos em particular com aqueles com maior persistência no ambiente como as fluoroquinolonas e tetraciclinas, pois são compostos estáveis e difíceis de serem degradados permanecendo no
ambiente por longo período de tempo facilitando assim a seleção de bactérias resistentes (LARSSON, 2014).
Na Ásia, Ram et al. (2007) encontraram altas cargas de coliformes termotolerantes no Rio Ganges na Índia, excedendo padrões estabelecidos (1000 NMP/ 100 mL) por autoridades reguladoras de reservatórios de águas superficiais que são utilizadas com o propósito de consumo humano e lazer. Foram coletadas amostras de águas superficiais para quantificação de coliformes e isoladas cepas de E. coli, para teste de susceptibilidade a antibióticos. O resultado foi a presença de E.
coli multirresistente. Os pontos que apresentaram maior poluição das águas se devem à poluição fecal recorrente, a áreas de cremação e a práticas residenciais urbanas.
O consumo de águas superficiais poluídas para uso doméstico e fins recreativos por grande parte da população em países em desenvolvimento é uma das principais causas de doenças diarreicas relacionados à mortalidade. O rio Ganges e seus afluentes, por exemplo, atendem a 40% das necessidades de água para consumo humano e irrigação na Índia (RAM et al., 2007).
As atividades humanas nas margens dos rios e reservatórios contribuem para contaminação de águas superficiais por bactérias multirresistentes a antibióticos (RAM et al., 2007).
Outro trabalho realizado na Ásia foi desenvolvido por Zhang et al. (2015b), que estudaram a ocorrência de bactérias resistentes a antibióticos e a distribuição de genes de resistência a antibióticos (tetraciclina) no Rio Chanhe, um rio urbano e de múltiplos usos, localizado na China. Coliformes totais e coliformes termotolerantes resistentes a tetraciclina foram quantificados com o objetivo de comparar a taxa de resistência em vários pontos de coleta ao longo do Rio Chanhe. Os resultados mostraram dois pontos com alta taxa de resistência a tetraciclina, devido a alguns fatores como: contaminantes fecais de gados e aves, por causa da existência de vilarejos e áreas agrícolas próximas ao rio, e também pela presença de uma Estação de Tratamento de Esgoto bem próxima de um dos pontos de coleta. Com relação à análise dos genes de resistência a tetraciclina, os mais detectados foram tetA e tetB.
A prevalência de tetA e tetB sobre outros genes indicaram que o principal mecanismo para a resistência à tetraciclina ocorre por alterações na bomba de efluxo que atua retirando a tetraciclina do citoplasma, e, com isso, impedindo ou limitando o
acesso da droga ao seu alvo (LEVI; MCMURRAY, 1978, FURUSHITA et al., 2003, TAFUR et al., 2008).
Na África, Lamprecht et al. (2014) identificaram a presença de E. coli resistente a antibióticos nas águas do Rio Plankenburg (Stellenbosch, na África do Sul) utilizado para irrigação. Segundo os autores, uma das formas mais comum de contaminação microbiológica de alimentos frescos é quando a água utilizada para irrigação desses produtos apresentam micro-organismos patogênicos, podendo causar doenças transmitidas pelo consumo de alimento contaminado. Durante o estudo foi observado que as cargas de coliformes termotolerantes variaram conforme a estação do ano, e apresentaram-se acima do limite (1.000 NMP/ 100 mL) recomendado pela Organização de Saúde e pelo Departamento Sul Africano de Assuntos Hídricos. Foi encontrado também E. coli multirresistente a três ou mais antibióticos, sendo os mais comuns: ampicilina, trimetropin, tetraciclina e estreptomicina. Estes resultados mostraram que E. coli multirresistentes têm persistido ao longo do tempo no Rio Plankenburg, sendo considerada uma fonte de “alto risco” para a irrigação de alimentos frescos (LAMPRECHT et al., 2014).
Na América do Sul, foram identificados estudos na Bolívia (POMA et al., 2014) e no Brasil (ABRAHAM 2007; SILVA, 2007; SILVA et al., 2011).
Na Bolívia foi realizado um estudo por Poma et al. (2016) no Rio La Paz, Bolívia, que faz parte da Bacia Amazônica. É um rio fortemente poluído e impactado pela população urbana e também pela agricultura. Além disso, o rio é utilizado para irrigar hortaliças e como área de lazer. O objetivo desse estudo foi analisar parâmetros da qualidade microbiológica da água e a ocorrência de resistência bacteriana a antibióticos. Os locais mais impactados do rio são os que receberam descargas de águas residuais domésticas e hospitalares sem tratamento prévio e também locais com atividades agrícolas. Ao longo do estudo os valores de coliformes termotolerantes em pontos impactados excederam os valores permitidos na legislação (1000 NMP/
100 mL) para fins agrícolas e de lazer. Os resultados do perfil de resistência a antibióticos mostraram que 78% são resistentes a um antibiótico, 50% são resistentes a pelo menos 2 antibióticos e 35% são resistentes a pelo menos 3 antibióticos. Foi encontrada resistência a ampicilina, ácido nalídixico, sulfametaxazol-trimetropim e tetraciclina.
Esses resultados reforçam a importância de futuras pesquisas com o objetivo de estabelecer tanto os riscos de exposição associados às águas superficiais especificamente usadas para atividades de irrigação e de lazer, quanto as contribuições de diferentes tipos de fontes de contaminação que influenciam a variação da prevalência de E. coli resistente a antibióticos em águas superficiais. Esse conhecimento pode ser usado para prever os efeitos que possiveis estratégias de intervenção como por exemplo, a desinfecção de águas residuais hospitalares e efluentes domésticos, podem ocasionar para fins de diminuir a contaminação de águas superficiais e os riscos associados à exposição humana (BLAAK et al., 2015).
Um estudo em conjunto realizado no Brasil e na Alemanha por Abraham et al.
(2007), teve como objetivo analisar o perfil de resistência a antibióticos de bactérias no rio Tiête na cidade de São Paulo. Os dados foram comparados com dois rios alemães (rio Oker e rio Elba). Foram selecionados 4 antibióticos para o estudo:
gentamicina, ampicilina, eritromicina e vancomicina. A gentamicina foi o antibiótico mais eficaz tanto para as cepas isoladas no Brasil quanto na Alemanha. Para cepas brasileiras, o segundo antibiótico mais eficiente foi a ampicilina, porém na Alemanha as cepas eram mais sensíveis a eritromicina do que ampicilina. A vancomicina apresentou pouca atividade sobre as cepas isoladas nos 2 países. Essa discrepância de resultados da resistência a antibióticos do rio Tietê com os dois rios da Alemanha acontece, entre outros fatores pela diferença de utilização de antibióticos nos dois países, causando diferentes resistências contra certos antibióticos e diferenças quanto as características das bacias em termo de impacto (ABRAHAM et al., 2007).
Ainda no Brasil, um estudo feito por Silva et al. (2011) sobre a qualidade microbiológica da água e análise de resistência a antibióticos no Rio Passaúna determinaram a contagem de coliformes totais e termotolerantes e a resistência de E.coli a antibióticos, a fim de obter informações sobre a atividade antrópica em águas superficiais de abastecimento. Foram coletadas amostras em vários pontos ao longo do Rio Passaúna, em um período de um ano. Elevada quantidade de micro- organismos foram encontradas.
As cepas de E.coli isoladas das amostras foram submetidas ao teste de susceptibilidade a antibióticos, testadas frente a treze diferentes antibióticos para determinar sua resistência. As cepas isoladas foram sensíveis a sete dos treze
antibióticos e resistentes a seis deles: sulfazotrim, amoxacilina, imipenem, cefalotina, ampicilina e tetraciclina. Os resultados indicam que dois fatores podem influenciar no aumento da contaminação do rio Passaúna: parâmetros sazonais e descargas de esgoto doméstico.
Com relação ao fator sazonalidade, estudos confirmam que períodos com alto índice pluviométrico podem aumentar os níveis de contaminação bacteriana nas águas superficiais, devido à possiblidade de escoamento de águas residuárias, influenciado por limitações no sistema de esgotamento sanitário, que pode ocasionar em períodos chuvosos o arraste do material para o leito do rio (KISTEMANN et al., 2002; SILVA et al., 2011).
A determinação do Índice de Resistência a Antibióticos (IRA) realizada por SILVA et al. (2011) no rio Passaúna revelou que apenas uma das localidades investigadas foi considerada crítica, devido à descarga de esgoto doméstico, o que à luz de Webster et al. (2004) indica a influência de atividade humana sobre este aspecto.
Importante ressaltar que no trabalho de Silva (2007) os pontos de coleta compreenderam a fase rio focando somente o principal rio da bacia (Passaúna) e um ponto de caracterização em área correspondente a um pré reservatório.
Dada a ameaça representada por bactérias multirresistentes quanto a questões de saúde pública, são necessárias ações oportunas e rigorosas para limitar a propagação do problema. A prevenção da contaminação do ambiente aquático deve ser considerada como uma das ações necessárias para alcançar esse objetivo (BLAAK et al., 2015).
Infelizmente a fiscalização por parte das Agências Governamentais para os fenômenos de resistência a antibióticos em contextos ambientais é extremamente limitada. Uma possível explicação para isso residiria no fato de que as concentrações de antibióticos em ambientes não-clínicos, geralmente, são muito baixas (GULLBERG et al., 2011; MARTI et al.,2014). Estudos recentes revelaram, no entanto, que a seleção de bactérias resistentes pode ocorrer sob baixas concentrações de antibióticos, semelhantes às concentrações encontradas em alguns ambientes aquáticos e nos solos (THIELE-BRUHN, 2003; KÜMMERER, 2009; JUTKINA et al., 2016).
