ORGANIZACIÓN MUNDIAL DE LA SALUD EN AGUAS RECREATIVAS

ORGANIZACIÓN MUNDIAL DE LA SALUD
BORRADOR DE LAS GUIAS PARA AMBIENTES SEGUROS
EN AGUAS RECREATIVAS
VOLUMEN 1: AGUAS COSTERAS Y DULCES
RESUMEN (PARTE 1)
Henry Salas1 and Jamie Bartram2
1.
Introducción
En 1994, la Organización Mundial de la Salud (OMS) emprendió la tarea de desarrollar Guías relacionadas al uso
recreativo del ambiente de agua. Guías de este tipo son básicamente un consenso entre expertos sobre los riesgos
para la salud que representan varios medios y actividades y se basan en un repaso crítico a la evidencia disponible.
Las Guías para Ambientes Seguros para Aguas Recreativas, que resultaron de este proceso, se dieron a conocer
como borradores en dos volúmenes. El Volumen 1 se publicó como borrador en 1998 y aborda el agua dulce y el
agua costera. El Volumen 2, publicado como borrador en 2000, aborda las piscinas, los spas y ambientes similares
de agua recreativa.
A la luz de las limitaciones en los enfoques tanto de reglamentación como de monitoreo de la contaminación con
materia fecal de las aguas recreativas, se convocó una consulta a expertos co-patrocinada por la Agencia de
Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA, por sus siglas en inglés) en 1999. La reunión condujo a la
preparación
del
Protocolo
de
Anápolis,
que
está
disponible
en
el
web
site:
http://www.epa.gov/microbes/annapl.pdf).
El protocolo apuntaba hacia un enfoque para el control de los
ambientes de aguas recreativas que reflejara mejor los riesgos a la salud y proveyera un marco más amplio a la
intervención eficaz de gestión.
En abril, 2001, una consulta de expertos se llevó a cabo en Farnham, Reino Unido, para repasar la experiencia con
y evaluar enfoques parecidos al Protocolo de Anápolis en un número de ambientes a través del mundo; para revisar
la evidencia de los efectos a la salud de la contaminación fecal de las aguas recreativas que ha estado disponible
desde que se publicó el borrador de las Guías para Ambientes Seguros de Aguas Recreativas en 1998 y combinar
estas dos líneas de trabajo para formar un solo enfoque coherente sobre la protección de los usuarios de las aguas
recreativas de los peligros asociados a la contaminación fecal de las aguas que ellos usan. Entre los materiales
incluidos para discusión en la reunión estaban los informes de individuos envueltos en probar enfoques tipo
Protocolo de Anápolis; el re análisis del estudio publicado como Kay et al. (1994) , (que provee un trasfondo
significativo para la derivación de los Valores de las Guías, en el borrador de las Guías) revisado por expertos, pero
aún sin publicar (Kay et al. ,2001); y texto revisado para tomar en cuenta los comentarios recibidos sobre el
borrador de las Guías, el cual ha sido sometido a mas evaluación de expertos.
El resultado de la reunión comprende un borrador revisado del capítulo 4 del Volumen 1 de las Guías para
Ambientes Seguros de Aguas Recreativos, según lo propuesto por los participantes. Es un consenso de opiniones
entre los expertos que asistieron a la reunión.
Esta publicación se compone de extractos tomados del documento revisado que surgió de la reunión de Farnham..
Las finales Guías para Ambientes Seguros de Aguas Recreativas de la OMS, se dará a conocer en el Congreso de
AIDIS (Asociación Interamericana de Ingeniería Sanitaria y Ambiental) que se llevará a cabo en Cancún, México en
octubre de 2002. EL borrador de las Guías para Ambientes Seguros de Aguas Recreativas puede accederse a través
de la siguiente dirección: http://www.whoint/water_sanitation_health/Recreational_water/eosdraft9814.htm
2.
Valores de las Guías
Los valores guías y estándares para calidad microbiana se desarrollaron originalmente para evitar la incidencia de
brotes de enfermedades. Mientras éstos a menudo se hacían más restringidos, hubo información limitada
relacionada el grado de protección a la salud que proveen.
En el caso de las aguas recreativas, los estudios epidemiológicos publicados en los últimos años permitían estimar
el grado de protección a la salud (o, inversamente, la carga de la enfermedad) asociada con cierta calidad de agua.
Más información al respecto está disponible en la sección 2.1, la cual ilustra la asociación entre la enfermedad
gastrointestinal y la enfermedad respiratoria febril aguda (AFRI, por sus siglas en inglés) con la calidad del agua.
Al establecer las Guías para la calidad de las aguas recreativas, sería lógico asegurar que los niveles totales de
protección a la salud serían comparables a aquellos niveles de protección para otros usos del agua, como por
ejemplo el agua potable. Esto requeriría la comparación de efectos adversos a la salud muy diferentes, tales como
el cáncer, diarreas, etc. Se ha ganado importante experiencia de dichas comparaciones, especialmente usando la
métrica de los años de vida de incapacidad ajustada (DALYs1[1], por sus siglas en inglés)
Cuando se hace esto con las aguas recreativas, se hace claro que los estándares para aguas recreativas llevarían a
amoldar las aguas recreativas asociadas con un riesgo a la salud significativamente mayor que lo que se considera
aceptable en otras circunstancias (tal como los carcinógenos en el agua de consumo humano).
Establecer estándares de calidad para aguas recreativas a una calidad de agua que provea niveles de protección a
la salud similares a aquellos aceptables en otras partes, nos llevaría a estándares tan estrictos que sería imposible
implantarlos en muchas partes del mundo en desarrollo y del mundo desarrollado.
El enfoque aquí adoptado recomienda por lo tanto que se defina una gama de categorías de calidad de agua y se
clasifiquen los lugares individualmente, de acuerdo a dichos estándares (sección 3.3) El uso de categorías múltiples
provee un incentivo para el mejoramiento progresivo a través de una gama de cualidades en las cuales se cree
ocurrir los efectos a la salud. El valor medio normalmente constituiría el estándar rector, donde se deseaba un
estándar reglamentario específico.
Selección de estudios claves
Numerosos estudios han demostrados una relación causal entre los síntomas gastrointestinales y la calidad del agua
recreativa, según medida por los números de bacteria indicador (Pruss, 1998). Más aún, una fuerte y consistente
asociación se ha informado entre las relaciones temporales y dosis-respuesta, y los estudios tienen plausibilidad
biológica y analogía con casos clínicos del consumir agua contaminada. No obstante, ocurren varios sesgos con los
estudios epidemiológicos. (Vea Tabla 1)
En 19 de los 22 estudios epidemiológicos examinados en el repaso de Pruss (1998) la tasa de ciertos síntomas o
grupos de síntomas estaba significativamente relacionada al conteo de bacterias fecales indicadores en las aguas
recreativas. Por lo tanto, había consistencia a través de varios estudios de que los síntomas gastrointestinales son
el resultado más frecuente del que se informaron las asociaciones más significativas relacionadas a las dosis.
Las pruebas controladas al azar realizadas en aguas marinas recreativas del Reino Unido, (Kay et al., 1994; Fleisher
et al., 1996a) son probablemente las que tienen el menor sesgo. Estos estudios muestran la más acertada medida
de la exposición, calidad de agua y enfermedad comparados con estudios de observación donde un umbral
artificialmente bajo y una curva aplanada de respuesta a la dosis (debidos al sesgo de la mala clasificación)
hubieran podido ser determinados probablemente.
Las pruebas controladas al azar realizadas en el Reino Unido forman por lo tanto los estudios claves para derivar los
Valores Guías para las aguas recreativas. Sin embargo, debe enfatizarse que son primordialmente indicativos de la
población adulta en las aguas marinas en climas templados. Estudios que informaron umbrales más altos y valores
de tasas de casos más altos (para poblaciones adultas o poblaciones de países con altas endemicidades) pueden
sugerir mayor inmunidad, lo cual es una hipótesis plausible en espera de confirmación empírica. La mayoría de los
estudios repasados por Pruss (1998) sugerían que las tasas de síntomas eran más altas en los grupos de menor
edad y los estudios del Reino Unido podrían por lo tanto subestimar sistemáticamente los riesgos a los niños.
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Caja 1: Estudios claves para la derivación de los valores guías
Las pruebas controladas al azar realizadas en el Reino Unido fueron diseñadas para evitar significativamente los
sesgos de estudios anteriores como la clasificación errónea (por ejemplo, atribuir una media diaria de calidad de
agua a todos los bañistas) y la “auto selección” (por ejemplo, los bañistas expuestos podrían estar más saludables
al inicio). Ambos efectos habrían resultado en la subestimación de las tasas de enfermedad.
Esto fue hecho reclutando voluntarios saludables en centros urbanos durante dos semanas anteriores a cada uno de
los cuatro estudios, que se llevaron a cabo entre 1988 y 1992 en las playas del Reino Unido que pasaron los
estándares existentes de la Unión Europea. Los voluntarios se reportaron para una entrevista inicial y una revisión
médica 1 a 3 días antes de la exposición. Se reportaron a la playa el día del estudio y se les informó su estatus al
azar entre los grupos de bañistas y no bañistas. (por ejemplo, para evitar el sesgo de la auto selección). Los
bañistas fueron llevados por un supervisor a un lugar marcado en la playa, donde se bañaron por un período
mínimo de 10 minutos y sumergieron sus cabezas tres veces durante ese período. Se hizo un muestreo intensivo
A DALY expresses years of life lost to premature death (i.e., a death that occurs before the age to which the
dying person could have been expected to survive if s/he were a member of a standardized model population with a
life expectancy at birth equal to that of the world’s longest-living population — Japan) and years lived with a
disability of specific severity and duration. Thus, one DALY is one lost year of healthy life.
1[1]
del agua en el área de baño durante el período de baño, para dar un patrón espacial y temporal de la calidad del
agua, que permitió atribuirle a cada bañista una calidad de agua única derivada de la muestra recogida muy cerca
del tiempo y el lugar de exposición (para minimizar el sesgo de la clasificación errónea). Cinco candidatos de
bacteria fecal indicador fueron medidos sincronizadamente a tres profundidades distintas durante este proceso. La
enumeración de los indicadores fue completada usando filtración triplicada para minimizar el sesgo causada por la
imprecisión de las medidas de los indicadores en aguas marinas. Todos los voluntarios fueron entrevistados el día
de la exposición y una semana después de la exposición, y completaron un cuestionario que se les envió por correo
3 semanas después de la exposición. Estos cuestionarios recogieron datos en una extensa gama de factores que se
podrían prestar para confusión, y que fueron analizados en pruebas subsiguientes. Los bañistas y los entrevistados
posteriores desconocían las medidas de exposición utilizadas en el análisis estadístico, por ejemplo la concentración
del organismo fecal indicador al momento y en el lugar de exposición.
Las tasas de gastroenteritis en el grupo de bañistas se predijeron de los estreptococos fecales medidos a la
profundidad del pecho. Esta relación se observó en tres de los cuatro lugares de estudio, en la cuarta, se observó
una concentración muy baja de este indicador.
Los bañistas tuvieron un aumento estadísticamente significativo en la incidencia de AFRI a, o sobre, 60
estreptococos fecales/100ml.
Las concentraciones de indicadores fecales en las aguas recreativas varía significantemente. Para acomodar esta
variabilidad, la carga de enfermedades atribuidas a la exposición a las aguas recreativas se calcula combinando la
relación de dosis a la respuesta con una función de densidad de probabilidad (PDF, por sus siglos en inglés) que
describe la distribución de las bacterias indicadoras. Esto permite que la evaluación de los riesgos a la salud toma
en cuenta la media y la varianzas de la distribución bacteriana encontrada por los usuarios de las aguas recreativas.
El nivel máximo de estreptococos fecales medido en los estudios al azar realizados en el Reino Unido fue de 158
estreptococos fecales/100ml (Kay et al., 1994). La curva de dosis-respuesta para la gastroenteritis derivada de
estos estudios y usada para derivar las Guías que siguen está por lo tanto limitada a los valores en el margen de
variación de donde se registraron efectos significativos por primera vez, 30-40 estreptococos/100ml, hasta el
máximo nivel registrado. La probabilidad de gastroenteritis o AFRI a niveles más altos que esos se desconoce. Al
estimar los niveles de riesgo para la exposición sobre 158 estreptococos fecales/100ml, los autores asumieron que
la probabilidad de enfermedad se mantiene constante al mismo nivel de la exposición a 158 estreptococos
fecales/100ml (por ejemplo, probabilidad de 0.388), en vez de continuar aumentando. Esta suposición podría ser
conservadora y podría necesitar revisión según se van publicando más estudios que aclaren los riesgos atribuibles a
exposiciones sobre estos niveles.
Dado que los voluntarios en los estudios claves eran todos adultos saludables, los riesgos a otros grupos,
especialmente los niños, fueron probablemente subestimados por los resultados.
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Para las aguas marinas, solo los estreptococos fecales (enterococos) demostraron una relación de respuesta a dosis
para ambas enfermedades gastrointestinales (Kay et al., 1994) y AFRI (Fleisher et al., 1996 a). Se ha generado
una considerable discusión debido a la curva peraltada de respuesta a la dosis informada en estos estudios, en
comparación con estudios previos. La mejor explicación para esta curva más peraltada simplemente aparenta ser
que con menos clasificación errónea y otros sesgos, se puede medir mejor la asociación entre los números de los
indicadores y las tasas de enfermedad. Un reciente re análisis de estos datos (Kay et al., 2001) usando una gama
de herramientas estadísticas contemporáneas ha confirmado que las relaciones que originalmente se reportaron
eran robostos ante enfoques estadísticos alternativos. Las pendientes de esas curvas de respuesta a dosis para las
enfermedad gastrointestinal y AFRI son también ampliamente consistentes con los modelos de respuesta a dosis
usados en las evaluaciones cuantitativas de riesgo microbiano (QMRA, por sus siglas en inglés) (Ashbolt et al.,
1997)
El enfoque de la percentil 95
Muchas agencias han escogido basar sus criterios para cumplimiento de las aguas recreativas en los niveles de
cumplimiento de 95% (por ejemplo, 95% de los mediciones de las muestras tomadas deben estar bajo un valor
específico para poder cumplir con al estándar) o valores de promedio geométrica de los datos de calidad de agua
recolectados en la zona de baño. Ambos tienen desventajas significativas. La media geométrica es una medida
estadísticamente más estable, pero esto es porque la variabilidad inherente en la distribución de los datos de la
calidad de agua no está caracterizada en el promedio geométrica. Sin embargo, es esta variabilidad la que
produce los valores altos en el extremo superior de la distribución que causan mayor preocupación en la salud
pública.
El sistema de cumplimiento de 95%, por otro lado, refleja mucho de la variabilidad del extremo superior en la
distribución de los datos sobre la calidad del agua y tiene el mérito de que se entiende más fácilmente. Sin
embargo, es afectada por una mayor incertidumbre estadística y por lo tanto es una medida menos confiable de la
calidad del agua, requiriendo por lo tanto una aplicación cuidadosa a la regulación.
Otras opciones incluyen el enfoque de la percentíl, en el cual una percentíl específica, más comúnmente 80, 90, ó
95, se calcula. Se puede entonces fijar un límite para emitir juicios sobre la calidad de agua, dependiendo de sí el
valor percentil especificado se excede o no. Un método de clasificación simple por el cual una percentíl específica
puede ser calculada de la serie de muestras que se están evaluando se presenta en Bartram & Rees (2000). Otros
métodos para calcular percentiles de series de muestras son presentados en Ellis (1989). Los valores de la
percentíl 95 calculados de esta manera sufren de las mismas desventajas descritas anteriormente para el sistema
de cumplimiento del 95%.
Un método más apropiado de calcular el percentíl 95, y que hace mejor uso de todos los datos en el grupo de
muestras, es generar una función de probabilidad de densidad (PDF, por sus siglas en inglés) basada en la
distribución de los organismos indicadores sobre un área de baño definida y usar entonces las propiedades en esta
PDF para estimar el valor del percentíl 95 en esta distribución. En la práctica, raramente se lleva a cabo el
procedimiento completo y los percentiles 95 se calculan usando el método de distribución logarítmico-normal
presentado en Bartram &Rees (2000). Este se llama método paramétrico, dado que requiere que el estimado de
los parámetros de la población conocidos como la media y la desviación estándar de la distribución logarítmiconormal. Una limitación de este método es que si las muestras no están distribuidas logaritmico-normalmente,
resultará en estimados erróneos del percenti 95. Además, si hubiese valores por debajo del límite de detección, se
deberá asignar a estos datos un valor arbitrario basado en el límite de detección.
Valores guías para el agua de mar
Los valores guías para calidad microbiológica mostrados en la Tabla 1, se derivan de los estudios claves descritos
arriba. Los puntos de corte o limite de los valores guías (40, 200, 500) se expresan en término del percentíl 95 de
los números de estreptococos fecales por 100/ml y representan niveles ya comprensibles de riesgo basados en las
condiciones de exposición de los estudios claves. Los valores podrían necesitar que fuesen adaptados para tomar
cuenta de as diferentes condiciones locales y se recomienda se usen en el esquema de clasificación para el
ambiente de las aguas recreativas que se discute en la sección 3.4.
Para propósito de controlar la calidad del agua, los términos estreptococos fecales, enterococos intestinales y
enterococos se considerarán sinónimos (Figueras et al., 2000).
Exposición a aguas recreativas con estos
indicadores se refiere al contacto con el cuerpo que probablemente envuelve inmersión de la cabeza, tal como en la
natación “surfing, piragüismo en aguas blancas, buceo y navegar en botes neumáticos.
La evidencia disponible sugiere que los valores guías presentados en la Tabla 1 proveen un menor grado de
protección a la salud que los que se consideran tolerables en otras áreas de la reglamentación de calidad ambiental.
Sin embargo el punto de corte central de 200 o el mayor valor limite representa un estándar más estricto que los
que se encuentran en muchas áreas actualmente. Como se señala en párrafos anteriores y en la sección 3, las
medidas para desalentar el uso de las aguas en ciertos momentos o en lugares de mayor riesgo podría proveer
medios costo efectivos para mejorar la protección a la salud y la clasificación de la calidad del agua.
Tabla 1: Valores Guías para la calidad microbiológica de las aguas recreativas
Valor percentíl 95 de
estreptococos fecales/100 ml
(valores redondeados)
Base para la derivación
Riesgo estimado
= 40
Este valor está por debajo del
NOAEL en muchos de los estudios
41—200
El valor 200/100 ml está sobre el
umbral
de
transmisión
de
enfermedades informado en la
mayoría
de
los
estudios
epidemiológicos que intentaron
definir un NOAEL o un LÓALE
para enfermedades GI y AFRI
<1% riesgo enfermedad GI
<0.3% riesgo AFRI
Esto se relaciona a un exceso de
enfermedad
de
menos
1,
incidencia
en
cada
100
exposiciones. La carga de AFRI
sería insignificante.
1-5% riesgo de enfermedades GI
>1.9 % riesgo de AFRI
201 – 500
> 500
Este nivel representa un aumento
sustancial en la probabilidad de
todos los resultados adversos a la
salud para los cuales los datos de
respuesta a la dosis están
disponibles.
Sobre este nivel, podría haber un
riesgo significativo de altos
niveles
de
transmisión
de
enfermedades menores.
El valor superior del percentíl 95
de 200 se relaciona a una
probabilidad promedio de 1 caso
de
gastroenteritis
en
20
exposiciones.
La tasa de
enfermedad de AFRI para esta
calidad de agua sería 19 por cada
1000
exposiciones
o
aproximadamente
1
en
50
exposiciones.
5 – 10% riesgo de enfermedad
GI
1.9 – 3.9 riesgo de enfermedad
AFRI
Este rango de percentiles 95
representa una probabilidad de 1
en
10
a
1
en
20
de
gastroenteritis por una sola
exposición. Las exposiciones en
esta categoría también sugieren
un riesgo de AFRI en el rango de
19-39 por 1000 exposiciones, o
un rango de aproximadamente 1
en 50 a 1 en 25 exposiciones.
>10 % riesgo de enfermedad GI
>3.9% tasa de enfermedad AFRI
Hay
una
posibilidad
de
enfermedad mayor que de 10%
por una sola exposición. La tasa
de enfermedad de AFRI en el
punto del percentíl 95 de 500
enterococos /100ml sería 39 por
cada
1000
exposiciones,
o
aproximadamente
1
en
25
exposiciones.
*Notas:
Abreviaturas usadas: AFRI = enfermedad respiratoria febril aguda (AFRI, por sus siglas en inglés); GI =
gastrointestinal; LÓALE = nivel más bajo de efecto adverso observado, (LÓALE, por sus siglas en inglés); NOAEL=
nivel de efecto adverso no observado NOAEL, pro sus siglas en inglés)
La “exposición” en los estudios claves fue de un baño mínimo de 10 minutos que envolvía tres inmersiones. Se
visualiza que este es equivalente a muchas actividades de inmersión de duración similar, pero que podría
subestimar el riesgo de períodos de contacto con el agua más largos o de actividades que envuelven un riesgo más
alto de ingestión de agua (ver también nota 7).
El “riesgo estimado” se refiere al exceso de riesgo (relativo a un grupo de no bañistas) entre un grupo de bañistas
que han estado expuestos a aguas recreativas contaminada con heces fecales bajo condiciones similares a aquellas
en los estudios claves.
La forma funcional usada en las curvas de respuesta a la dosis asume que no habrá enfermedad fuera del rango de
los datos (Por ejemplo, a concentraciones mayores de 158 estreptococos fecales/100ml; (vea Caja 1). Por lo tanto
los estimados de las tasas de enfermedad informadas arriba son probablemente subestimados de la incidencia real
atribuible a la exposición a aguas recreativas.
Esta tabla producirá protección de bañistas adultos saludables expuestos a aguas marinas en las aguas templadas
del norte de Europa.
No se relaciona a los niños, los ancianos o personas cuyo sistema inmunológico está en peligro, quienes tienen una
inmunidad más baja y necesitarían un mayor grado de protección. No hay datos disponibles con la cual cuantificar
esto, por lo tanto no se aplican factores de corrección.
Los datos epidemiológicos de agua dulce o de exposiciones que no sea el baño (por ejemplo, actividades de alta
exposición como el surfing navegar en botes neumáticos o piragüismo de agua blanca) son actualmente
inadecuadas para presentar un análisis paralelo para los riesgos de referencia definidos. Por lo tanto, se propone
en este momento un valor microbiológico único, para todos los usos recreativos del agua, porque actualmente no
existe suficiente evidencia para hacer lo contrario. Sin embargo, se recomienda que la severidad y frecuencia de
exposición encontradas por grupos de interés especial (como los “bodysurfers”, “surfers” , “windsurfers”, buzos,
canoistas y navegantes de botes neumáticos) se tome en cuenta.
Cuando se usa desinfección para reducir la densidad de las bacterias indicadoras en efluentes y descargas, la
presumible relación entre los estreptococos fecales (como indicadores de contaminación fecal) y la presencia de
patógenos se puede alterar. Esta alteración es, al momento, pobremente comprendida. En las aguas que reciben
tales efluentes y descargas, el conteo de estreptococos fecales podría no proveer un estimado preciso de los riesgos
de sufrir síntomas gastrointestinales leves o AFRI.
Los riesgos atribuidos a la exposición en aguas recreativas se calcula con el método presentado por Wyer et al.
(1999), en el cual se asumió una desviación estándar de log10 de .8103.
Si la verdadera desviación estándar
para una playa fuese menos de .8103, entonces la dependencia en los estreptococos fecales tendería a sobrestimar
los riesgos a la salud para las personas expuestas a un nivel mayor que el umbral, y viceversa.
Nótese que los valores presentados en esta tabla no dan cuenta de las consecuencias para la salud más allá de la
gastroenteritis y la AFRI. Donde otras consecuencias son de preocupación pública, entonces se deben evaluar los
riesgos y se deben tomar las acciones pertinentes.
Los Valores Guías deben aplicarse a aguas utilizadas para la recreación y en los momentos de uso recreativos. Esto
implica tener cuidado en el diseño de programas de monitoreo para asegurar que se obtengan muestras
representativas. También implica que los datos de períodos de mayor riesgo puedan ser ignorados si hubiese
medidas efectivas para desalentar la exposición recreativa (ver sección 3.3).
Valores guías para agua dulce
No se ha dado a conocer ningún estudio epidemiológico que haya tratado sustancialmente la preocupación
relacionada al sesgo de clasificación errónea descrita anteriormente (Caja 1) y por lo tanto no existe evidencia
adecuada de la cual derivar directamente Valores Guías de calidad de agua para el agua dulce.
De todos los indicadores fecales disponibles, los estreptococos y enterococos proveen la mejor comparación de los
efectos a salud resultantes de la exposición en las aguas recreativas en el mar junto con los E. Coli para agua dulce.
(Prüss, 1998).
Dufour (1984) discutió diferencias significativas entre las tasas de enfermedades gastrointestinales asociadas a la
natación en nadadores de agua de mar y agua dulce. La tasa de enfermedad en los nadadores de agua de mar fue
cerca de tres veces mayor que la de los nadadores de agua dulce. Una tasa mas alta de enfermedad para
nadadores de agua de mar similar se puede observar si comparamos los datos de los estudios epidemiológicos de
Kay et al. (1994) y Ferley et al. (1989). Con las mismas densidades de enterococus, tasas de enfermedades
asociados con natación eran al reador de cinco veces más altos en nadadores de agua de mar (Kay et al., 1994)
que en los nadadores de agua dulce (Ferley et al., 1989). Esta diferencia puede deberse a la muerte más rápida de
las bacterias indicadoras que de los patógenos (especialmente los virus) en el agua de mar en comparación con el
agua dulce. Esta relación podría resultar en que haya más patógenos en el agua de mar que en el agua dulce
cuando las densidades de los indicadores son idénticas, lo que lógicamente nos llevaría a una tasa más alta de
enfermedades gastrointestinales asociadas a la natación en los nadadores de agua de mar.
La aplicación de los Valores Guías derivados arriba para el agua de mar (Tabla 1) al agua dulce seguramente
resultaría en una tasa de enfermedad más baja en los nadadores de agua dulce, proveyendo una guía conservadora
en ausencia de datos epidemiológicos adecuados para el agua dulce.
Más aún, en los estuarios, la salinidad es altamente variable, y sería difícil decidir cuando o si se aplica un estándar
para agua dulce o para agua de mar a un lugar de cumplimiento asumiendo que se hayan especificado Valores
Guías separados para agua dulce y agua de mar.
Estudios que se llevan a cabo al principio de los años 2000 podrían proveer, una vez se den a conocer, una base
más adecuada para eventualmente desarrollar Valores Guías para agua dulce.
Adaptación de los Valores Guías a las circunstancias nacionales o locales
Como se dijo en el capítulo 1 de las Guías para Ambientes Seguros de Aguas Recreativas seguras de la OMS, no
hay una fórmula de manejo de riesgo que se pueda aplicar universalmente. Un exceso en las tasas de enfermedad
“aceptable” o “tolerable” es especialmente controvertible por la naturaleza voluntaria de la exposición a las aguas
recreativas y la naturaleza generalmente auto limitante de la mayoría de los efectos a la salud más estudiados
(gastroenteritis, enfermedades respiratorias). Por lo tanto, la evaluación de la calidad de las aguas recreativas
debe ser interpretada o modificada a la luz de los factores regionales/locales. Dichos factores incluyen la naturaleza
y la seriedad de las enfermedades endémicas locales, el comportamiento de la población, los patrones de exposición
y los aspectos socio culturales, económicos, ambientales y técnicos, así como los riesgos competitivos a la salud de
otras enfermedades que no están asociadas a las aguas recreativas. (Desde una estricta perspectiva de salud
muchos de los factores que podrían tomarse en cuenta en dicha adaptación a menudo nos llevaría a derivar
estándares más estrictos). Lo que significa un riesgo aceptable o tolerable no es solo un asunto regional, sin
embargo aún dentro de una región los niños y las personas de un nivel socio económico bajo se espera estén
expuestos a un mayor riesgo. (Cabelli et al., 1979; Prüss, 1998).
Los Valores Guías presentados en la Tabla 1 se derivaron de estudios que envolvían bañistas adultos saludables
que nadaban en aguas marinas en un clima templado. Las Guías no se relacionan específicamente a los niños, los
ancianos o las personas con problemas de inmunodeficiencia, quienes tienen una inmunidad más baja y podrían
requerir un mayor grado de protección. Si estos grupos de usuarios de las aguas son significativos en algunas
áreas, las autoridades locales podrían querer adaptar las Guías según sus necesidades.
En áreas con una tasa de carga o prevalecia más alta de enfermedades potencialmente transmitidas a través del
contacto con el agua, es muy probable que los riesgos sean más altos (como respuesta a mayores números de
patógenos), las autoridades podrían considerar necesario implantar estándares más estrictos.
Si la región está en un área turística internacional, otros factores que deben considerarse al aplicar los Valores
Guías incluyen la susceptibilidad de la población visitante a las enfermedades endémicas, tales como la Hepatitis A,
así como el riesgo de que los visitantes introduzcan patógenos desconocidos en la población residente.
Los Valores Guías se derivaron de estudios claves en los cuales la "exposición” fue estar en el agua un mínimo de
10 minutos que envolvía tres inmersiones. Ellos podrían por lo tanto subestimar el riesgo para actividades que
envuelvan un mayor peligro de ingestión de agua o períodos más largos de contacto con el agua (aunque los
usuarios de aguas recreativas que pasan períodos de tiempo más largos en el agua podrían crear niveles de
inmunidad mayores). Los usos de las aguas recreativas que envuelven menor grado de contacto con el agua (como
el “windsurfing” y el piragüismo) usualmente resultarán en menor ingestión de agua y por lo tanto requerirán
Valores Guías menos estrictos.
Cuando la información de los bañistas típicos (por ejemplo edad, número de eventos de inmersión en una
temporada de baño, promedio de agua ingerida por inmersión) se conozca, las autoridades locales podrán adaptar
los Valores Guías a sus propias circunstancias expresando los riesgos a la salud en términos de la tasa de
enfermedad que afecta al bañista típico a lo largo de un período de tiempo fijo.
Los patógenos e indicadores fecales se inactivan a diferentes tasas (y en tiempos variados) dependiendo de las
condiciones físico-químicas. Por ejemplo, aunque los estreptococos y E.coli/coliformes termo tolerantes tienen
generalmente tasas de inactivación similares en agua dulce, los enterococos se inactivan más rápidamente que los
coliformes en agua dulce que contenga altas concentraciones de compuestos húmicos. Por lo tanto cualquier
indicador es, como mucho, solo un índice aproximado de la eficacia de remoción de patógenos en el agua (DaviesColley et al., 2000) Esto sugiere que los factores que influencian la mortalidad de los indicadores fecales deben ser
considerados cuando se apliquen los Valores Guías en la Tabla 1, dependiendo de las circunstancias locales.
Si no se puede llevar a cabo un estudio epidemiológico, una evaluación cuantitativa de riesgo microbiano (QMRA,
por sus siglas en inglés) sería más apropiada donde las condiciones difieran significativamente de aquellas donde se
llevaron a cabo los estudios al azar controlados en el Reino Unido (los estudios clave utilizados para el desarrollo de
Guías; ver sección 2.1) para apoyar la adaptación de los Valores Guías a las circunstancias locales. Resulta menos
costoso llevar a cabo evaluaciones cuantitativas de riesgo que pruebas al azar controladas. Por lo tanto se
recomienda un QRMA a nivel de sondeo donde pueda persistir una diferencia entre los indicadores fecales y los
patógenos cuando se comparan con los estudios del Reino Unido. Ejemplos de estas circunstancias incluyen
temperaturas más altas, mayor intensidad de la luz ultravioleta solar y posibles tasas diferentes de depredación
microbiana, junto con diferentes enfermedades endémicas o donde hay mayor tratamiento al efluente de aguas
servidas antes de ser descargado.
Como un punto de referencia cruda, la exposición a aguas recreativas templadas ha sido considerada como
tolerable cuando la enfermedad gastrointestinal es equivalente a aquella en la población de fondo no expuesta.
Las tasas de fondo han sido presentadas como, por ejemplo 1.9 – 9.7% en estudios en agua marina y 0.1 – 2.1 en
estudios en agua dulce (Cabelli et al., 1982; Kay et al., 1994; van Asperen et al., 1998).
Los estudios epidemiólogicos al azar de los bañistas costeros realizados en el Reino Unido que se usan como
estudios claves en el desarrollo de Valores Guías (Kay et al., 1994; Wyer et al. 1999) proveyeron un ejemplo de
riesgo tolerable en términos de bacterias indicadoras fecales (estreptococos fecales) equivalente a la enfermedad
gastrointestinal de fondo, o no relacionada al agua. Curvas de respuesta a la dosis de la probabilidad de
enfermedad sobre la exposición en aumento a los organismos indicadores ya sean publicadas o específicas del
lugar, podrán entonces usarse en conjunto con la distribución de las bacterias fecales indicadoras en las aguas
recreativas para producir criterios microbiológicos perspectivos o carga de enfermedad real en un lugar de aguas
recreativas en particular (Caja 2).
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Caja 2: Riesgos al bañista tolerables basados en estudios epidemiológicos en el Reino Unido y el uso de datos
microbiológicos para fijar una carga de enfermedad menor de 5%
Los riesgos a los bañistas tolerables han sido ilustrados por su relación a factores de riesgos no relacionados al
agua (NRA, por sus siglos en inglés) y de persona a persona PTP, por sus siglos en inglés) para la gastroenteritis
(Wyer et al., 1999). Por ejemplo, el nivel de riesgo PTP puede considerarse inaceptable; esto es, los bañistas no
esperarían encontrar calidad de agua con una probabilidad de gastroenteritis mayor que o igual a la asociada con la
transmisión de enfermedades de persona a persona.
En otras palabras, un exceso de probabilidad de
gastroenteritis de 0.34, que es equivalente a contacto con familiares enfermos, corresponde a un riesgo de nadar
en aguas con 137 estreptococos/100ml (Figura 1) El nivel de riesgo NWR (una probabilidad excesiva de
gastroenteritis de 0.17), que corresponde al riesgo de nadar en aguas con 73 estreptococos/100ml, es útil al definir
la exposición sobre y por debajo aquella asociada con las actividades diarias (tales como el consumo de comidas
rápidas). Las autoridades de la salud por lo tanto aspiran a limitar la exposición equivalente, entre los niveles de
riesgos del NWR y del PTP.
Datos límites
PTP nivel de riesgo – 137 / 100 ml (p
= 0.34)
NWR nivel de riesgo – 73 / 100 ml (p =
0.17)
Log10 estreptococos fecales (cfu / 100 ml)
Fig. 1: Relación entre la exposición a estreptococos fecales (cfu/100ml) en aguas marinas a nivel del pecho y la
probabilidad (p) de desarrollar gastroenteritis
Se asume que la probabilidad de enfermedad se mantendrá constante a un nivel de 0.388, sobre 158 estreptococos
fecales/100ml (límite de datos de observación).
Asumiendo que un regulador desee fijar el estándar o la guía a un nivel de organismos indicadores específico tal
que la probabilidad de enfermar no exceda 0.05 (1 caso/20 exposiciones.).
La explicación de este proceso requiere la introducción de la relación dosis – respuesta lustrada gráficamente en la
Figura 1 y el PDF en la Figura 2. Esto facilita el cálculo de la carga de enfermedad ilustrada en la Figura 2. Aquí, se
asume que 1,000 personas estuvieron expuestas; de esas 679 experimentaron una calidad de agua improbable de
producir cualquier efecto a la salud. De las 321 que experimentaron una calidad de agua capaz de hacerle
enfermar, 71 se enfermaron con síntomas de gastroenteritis. Por lo tanto la carga de enfermedad (riesgo de
enfermedad) puede calcularse para cualquier ambiente de aguas recreativas si una curva de dosis-respuesta
apropiada está disponible y se puede obtener el PDF del indicador. Claramente, si el valor de la media de PDF en la
Figura 2 se mueve hacia la derecha, por ejemplo, la playa está más contaminada entonces el número de individuos
expuestos a agua que podría enfermarle aumentaría.
Los valores de referencia pueden ser definidos ajustando el punto medio del PDF (ejemplo, la distribución
logarítmica normal de las concentraciones de indicadores fecales) hasta que el exceso de carga de enfermedad sea
1 caso en 20 exposiciones. Esto puede repetirse usando cualquier otra probabilidad de enfermedad deseada (por
ejemplo 1 en 10, la cual se aproxima al percentíl 95 de estreptococos fecales de <500/100ml). El punto de
percentíl 95 del PDF se reporta entonces como el “valor estándar” asociado a los niveles de enfermedad aceptables.
Este método requiere que el regulador asuma una varianza constante (o extensión) en el ambiente de aguas
recreativas Esto se requiere donde se prefiere un solo valor de cumplimiento con la reglamentación.
log10 Media = 1.176
log10 D.S. = 0.751
Exposición < 32 /
100 ml
Exposición > 32 / 100 ml
(i.e. calidad del agua con una probablilidad
asociada de enfermedades)
Proporción de bañistas con gastroenteritis
(calculado aplicando la curva de dósis de
respuesta en la figura 1)
log10 estreptococos fecales (cfu/100 ml)
Figura 2: Función de probabilidad de densidad para exposición a estreptococos fecales basado en el promedio de
los datos de calidad de agua del Reino Unido para 1988-1992 (área total de la curva ajustada a 1,000, con las
proporciones del área bajo la curva excediendo el umbral de los factores de riesgo) y la integración para calcular la
gastroenteritis total para la distribución de la exposición a estreptococos fecales para el Reino Unido.
La relación entre el valor del percentíl 95 para estreptococos fecales (desviación estándar de 0.8103) y la tasa de
enfermedad en la población expuesta se ve en la Figura 3.
Los Valores Guías se derivaron usando un valor promedio para la desviación estándar del PDF para estreptococos
fecales de 0.8103, calculado de muestreos de 11,000 aguas recreativas europeas (Kay et al., 1996). Las
variaciones locales en la desviación estándar afectaría la forma del PDF; valores de desviación estándar más altos
darán una extensión más amplia de los valores, mientras que valores de desviación estándar más pequeños
producirían una extensión de valores más estrecha. El efecto de usar una desviación estándar fija para todas los
ambientes de aguas recreativas es variable. Sí la verdadera desviación estándar para una playa fuese menos de
0.8103, entonces la dependencia en los estreptococos fecales tendería a sobre estimar los riesgos a la salud para
personas expuestas sobre el nivel del umbral y viceversa (Caja 2).
95 percentíl de concentración de
estreptococos fecales (por 100 ml)
Figura 3: Relación entre el valor del percentíl 95 para estreptococos fecales y la tasa de enfermedad en la población
expuesta