Revisão da Portaria MS nº 2914/2011. Tema II - Padrão de Potabilidade e Planos de Amostragem. Fundamentação e Linhas Norteadoras

Transcrição

1 MINISTÉRIO DA SAÚDE SECRETARIA DE VIGILÂNCIA EM SAÚDE DEPARTAMENTO DE VIGILÂNCIA EM SAÚDE AMBIENTAL E SAÚDE DO TRABALHADOR COORDENAÇÃO GERAL DE VIGILÂNCIA EM SAÚDE AMBIENTAL PROGRAMA NACIONAL DE VIGILÂNCIA DA QUALIDADE DA ÁGUA PARA CONSUMO HUMANO Vigilância em Saúde Ambiental Vigiagua Revisão da Portaria MS nº 2914/2011 Tema II - Padrão de Potabilidade e Planos de Amostragem Fundamentação e Linhas Norteadoras RAFAEL KOPSCHITZ XAVIER BASTOS UNIVERSIDADE FEDERAL DE VIÇOSA DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL agosto 2018

2 1. Breve Histórico da Norma Brasileira de Qualidade da Água para Consumo Humano Em março de 1977 o governo brasileiro promulga o Decreto Federal nº atribuindo competência ao Ministério da Saúde para elaborar normas e o padrão de potabilidade de água para consumo humano a serem observados em todo o território nacional. O referido Decreto estabelece também que compete ao Ministério da Saúde, em articulação com as Secretarias de Saúde dos Estados, Distrito Federal e Territórios (então existentes), fiscalizar o cumprimento das normas de que trata o Decreto. Com base neste Decreto Federal, ainda em 1977, o Ministério da Saúde publica a primeira regulamentação sobre qualidade da água para consumo humano válida em todo o território nacional - a Portaria 56/Bsb de 14/03/1977, que aprova as normas e o padrão de potabilidade da água (BRASIL, 1977). Em 1986, o Ministério da Saúde institui o Programa Nacional de Vigilância de Qualidade de Água para Consumo Humano sob a coordenação da Divisão de Ecologia Humana e Saúde Ambiental da extinta Secretaria Nacional de Ações Básicas de Saúde (SNABS). Entre as metas do programa incluíam-se a estruturação das Secretarias Estaduais de Saúde para a atuação em Vigilância da Qualidade da Água, além da revisão legislação relacionada ao tema. Nesse contexto, o Ministério da Saúde promoveu a revisão da Portaria 56/Bsb/77, por meio de um processo com ampla consulta entre diversos segmentos (tais como as Secretarias Estaduais de Saúde, companhias de saneamento, órgãos de controle ambiental, universidades, laboratórios de referência) e que resultou na Portaria nº 36/MS/GM de 19/01/1990, que aprova normas e o padrão de potabilidade da água destinada ao consumo humano (BRASIL, 1990). Em 1988 a nova Constituição Federal institui o Sistema Único de Saúde (SUS), com atribuições de participação na formulação da política e da execução das ações de saneamento básico, bem como na fiscalização da água para consumo humano. Posteriormente, dispositivos legais regulatórios do SUS, como a Lei n.º 8080/1990 (Lei Orgânica da Saúde), reforçam essa responsabilidade do setor saúde. Em 1998 tem início a estruturação da área de Vigilância Ambiental em Saúde e, neste âmbito, a Vigilância Ambiental em Saúde Relacionada à Qualidade da Água para Consumo Humano é assumida pela Fundação Nacional de Saúde (FUNASA), por meio do Centro Nacional de Epidemiologia (Cenepi) / Coordenação Geral de Vigilância Ambiental em Saúde (CGVAM). Assim, em 1999, a CGVAM / FUNASA, em parceria com a representação da OPAS/OMS no Brasil, implementa importantes ações com vistas à impulsionar a vigilância da qualidade da água para consumo humano, destacando-se a criação de um sistema de

3 informações sobre qualidade de água para consumo humano (SISAGUA) e a revisão da Portaria n.º 36 GM/1990. A revisão da Portaria nº 36 GM/1990 tem inicio efetivamente em Novamente, e de forma mais ampla que o processo anterior, conta-se com a participação de representantes de Secretarias Estaduais e Municipais de Saúde, dos Serviços de Vigilância Epidemiológica, Sanitária e Vigilância Ambiental em Saúde, de associações de empresas de saneamento, órgãos de controle ambiental, universidades, laboratórios de referência e entidades da sociedade civil, a exemplo de entidades de classe e do Instituto de Defesa do Consumidor. Constitui-se um grupo de trabalho (GT) multidisciplinar com representantes do Ministério da Saúde e da OPAS, de Secretarias Estaduais e Municipais de Saúde e da academia, que assume a coordenação técnica do processo de revisão. Um documento base é posto em discussão em seminários, oficinas de trabalho e consultas públicas; as contribuições são sistematizadas na forma de minuta da nova Portaria, a qual é debatida em cinco oficinas macrorregionais: região Norte (Belém), região Nordeste (Recife), região Centro-Oeste (Brasília), região Sudeste (São Paulo) e região Sul (Curitiba); incorporando contribuições dessas oficinas o GT finaliza a proposta de minuta da nova Portaria, cuja versão final é consolidada pela FUNASA e apresentada para aprovação em seminário nacional com a participação dos setores / atores acima referidos. A Portaria MS n.º é então publicada em 29 de dezembro de 2000 (BRASIL, 2000).. A Portaria MS n.º / 2000 é considerada um marco na regulamentação sobre qualidade da água para consumo humano no Brasil, coerente com o estado da arte do conhecimento técnico-científico de então e adequado à realidade do país (BASTOS et al., 2001; BASTOS., 2003). Dentre os avanços incorporados à Portaria MS n.º / 2000, destacam-se: (i) diferentemente das versões anteriores da norma, voltadas quase exclusivamente ao controle de qualidade da água, de responsabilidade dos prestadores de serviço em abastecimento de água, a Portaria MS n.º / 2000 passa a estabelecer mecanismos e responsabilidades os mais claros e objetivos possíveis para o exercício eficaz, diferenciado, porém integrado, de controle e de vigilância da qualidade da água para consumo humano; (ii) em particular, passam a ser detalhadas as atribuições e responsabilidades da vigilância da qualidade da água para consumo humano nas três esferas de governo (União, Estados e Municípios); esse passo veio ao encontro da consolidação do Sistema Único de Saúde, que transfere para os municípios, dentre diversas atribuições, a dos Serviços de Vigilância; veio também pautar a formulação de um Modelo de Atuação e de um Programa Nacional de Programa Nacional de Vigilância em Saúde Ambiental Relacionada à Qualidade da Água

4 para Consumo Humano (resgatando, atualizando e ampliando a experiência anterior, de 1986) (BRASIL, 2004a). (iii) quanto à abrangência, era notória a omissão da Portaria 36 em relação à proliferação de diversas formas de abastecimento e fornecimento de água, a exemplo de condomínios, clubes, campings, transporte em veículos etc. Tornava-se então necessária uma melhor delimitação de alcance e público-alvo; surgem então as definições de sistemas e de soluções alternativas de abastecimento de água, sobre os quais incidem exigências distintas em termos de planos de amostragem (iv) o padrão de potabilidade, e medidas de controle afins, recebem alterações significativas, em termos de abordagem e escopo: - o padrão microbiológico, até então restrito ao controle bacteriólogo por meio do monitoramento de bactérias do grupo coliforme, passa a incluir medidas de controle de protozoários e de vírus (turbidez da águia filtrada e Ct residual desinfetante x tempo de contato); - incluem-se medidas de controle de cianobactérias e padrões de cianotoxinas - o padrão de substâncias químicas sofre modificações consideráveis; a atualização teve por base os princípios de avaliação de risco, sendo considerados, caso a caso (substância a substância) e de forma integrada, aspectos de exposição e toxicidade; consolidam-se assim critérios para a revisão periódica do padrão de substâncias químicas, tanto para a priorização de substâncias a compor o padrão como para o cálculo de valores máximos permitidos - por fim, o seguinte princípio norteou todo o trabalho de revisão da Portaria 36: a adoção de limites de presença de substâncias e organismos potencialmente nocivos à saúde humana na água consumida, embora necessária, não é suficiente para garantir a desejável proteção à saúde; este enfoque procurava superar uma das principais limitações da Portaria 36, entendida como por demais centrada no padrão de potabilidade e no controle laboratorial (BASTOS et al., 2001; BASTOS, 2003). Assim, a Portaria 1469, com a disposição de amplas atribuições ao controle e à vigilância da qualidade da água para consumo humano, assume (i) a necessidade de uma abordagem sistêmica da dinâmica da qualidade da água, do manancial ao consumo; (ii) o reconhecimento das limitações do controle laboratorial como instrumento de avaliação de riscos à saúde; (iii) a complementaridade entre o atendimento ao padrão de potabilidade e a promoção de boas práticas em todo o sistema de produção / abastecimento de água; (iv) o conceito de múltiplas barreiras, incluindo a proteção de mananciais, a adequada seleção e operação de processos de tratamento e o gerenciamento da distribuição de água; (v) a

5 importância da avaliação sistemática de riscos em todo o sistema de abastecimento de águas. Nota-se então uma mudança de enfoque, da abordagem corretiva, baseada exclusivamente no controle laboratorial do produto final (água tratada e distribuída para consumo), para a complementaridade entre esta e a abordagem de gerenciamento preventivo de risco. Pode-se mesmo sugerir que a Portaria 1469 teve a capacidade de antecipar a tendência internacional que logo viria à tona (WHO, 2004), com foco no conceito de segurança da água para consumo humano e nos Planos de Segurança da Água (Heller et al., 2005). Em junho de 2003, foi instituída a Secretaria de Vigilância em Saúde do Ministério da Saúde (SVS/MS), que assumiu as atribuições do Cenepi / FUNASA. Em virtude disso, a Portaria MS n.º 1.469/2000 foi revogada, passando a vigorar a Portaria MS n. 518, de 25 de março de 2004 (BRASIL, 2004b). Portanto, as alterações processadas se referiram apenas à transferência de competências da Funasa para a SVS e à prorrogação de prazo para o cumprimento de alguns quesitos da norma. Em outras palavras, a Portaria MS n. 518 / 2004 foi praticamente uma reedição da Portaria MS n.º 1.469/2000. Somente em 2011 se procedeu à revisão da Portaria MS n. 518 / Novamente o processo se deu de forma consultiva / participativa, porém de forma ainda mais ampla e com algumas diferenças metodológicas em relação aos processos anteriores. Dessa vez a revisão foi segmentada em dois grandes temas, tratados em grupos de trabalho distintos: Competências e Responsabilidades (Tema I) e Padrão de Potabilidade (Tema II). A discussão do Tema II foi ainda subdividida em dois Subgrupos de Trabalho: Microbiologia e Químicos. A composição de cada um destes grupos e subgrupos procurou contemplar a participação de, dentre outros, especialistas (membros da academia e consultores autônomos), representantes do setor saúde (por exemplo, CGVAM, CGLAB, FUNASA, ANVISA, CONASS, CONASEMS) e de associações de empresas de saneamento (AESBE, ASSEMAE. ABCON) e de órgãos ambientais. Antecedendo os trabalhos dos GTs, o processo foi aberto com ampla consulta pública pela internet, cujas contribuições foram encaminhadas para apreciação nos GTs pertinentes. A partir das contribuições dos Subgrupos Microbiologia e Químicos, a proposta de minuta para o Tema II foi concluída em uma Câmara Técnica composta por representantes destes dois subgrupos e de outros órgãos e entidades, como os acima referidos. A minuta da nova Portaria, integrando os Temas I e II, foi então consolidada, disponibilizada para consulta pública na internet e finalizada pela CGVAM. Por fim, após avaliação e aprovação nos fóruns colegiados do Sistema Único de Saúde foi publicada como Portaria MS n de 12 de dezembro de 2011 (BRASIL, 2011).

6 Entretanto, o marco conceitual e o conteúdo, em essência, da Portaria MS n.º / 2000 se mantêm atuais e, desde então, o que se vê são ajustes e atualizações, necessários, nos grandes temas de competências e responsabilidades de controle e vigilância da qualidade da água, padrão de potabilidade e planos de amostragem. 2. Bases conceituais do padrão de potabilidade da norma brasileira de qualidade da água para consumo humano Avaliação Quantitativa de Risco Mais nitidamente desde a Portaria MS nº 1.469/2000, o padrão de potabilidade da norma brasileira de qualidade da água para consumo humano encontra-se assente nos princípios da Avaliação de Risco, mais especificamente da Avaliação Quantitativa de Risco (AQR). AQR consiste na estimativa numérica de efeitos adversos à saúde devido à exposição de indivíduos e populações a perigos. Essa metodologia é, há algum tempo, o paradigma central de estudos sobre danos à saúde decorrentes da exposição a substâncias químicas (Avaliação Quantitativa de Risco Químico - AQRQ) (USEPA, 1991; USEPA, 2005; USEPA, 2011); posteriormente foi adaptada à exposição a organismos patogênicos (Avaliação Quantitativa de Risco Microbiológico - AQRM) e tem servido de base à formulação de diretrizes e normas de qualidade da água para consumo humano (HAAS et al.; 1999; HAVELLAR e MELSE, 2003; USEPA, 2006, WHO, 2017). Genericamente, a metodologia de AQR pressupõe quatro etapas fundamentais, resumidas a seguir: i) Identificação do perigo: compreende a avaliação do conhecimento disponível e a descrição de efeitos adversos à saúde, crônicos ou agudos, associados a determinado agente (físico, químico, microbiano) (perigo) ou situação (evento perigoso). A compreensão da origem do perigo e de como este pode ser introduzido na cadeia produtiva também integra essa etapa. A presença de organismos patogênicos ou de substâncias químicas na água para consumo humano seria exemplo de um perigo. O consumo da água (exposição) pode levar à ocorrência de efeitos adversos na população consumidora, significando o risco. A existência de exploração agrícola na bacia de contribuição do manancial, a descarga de esgotos sanitários ou efluentes de agroindústrias no manancial de água bruta, falhas no tratamento da água e rupturas na rede de distribuição, são exemplos de eventos perigosos, os quais 1 texto adaptado de Bastos et al. (2009)

7 podem introduzir perigos que podem estar associados a efeitos adversos na população consumidora. ii) Avaliação da exposição: compreende a caracterização da população exposta, a quantidade ingerida do agente, a frequência, a duração e as prováveis vias de exposição. No caso, envolve o conhecimento ou estimativa da qualidade da água, de um padrão de consumo de água (L/d) e da contribuição relativa do fator consumo de água frente a outras vias de exposição, como por exemplo, ar e alimentos. Essencialmente, esta etapa permite estimar a dose do contaminante ingerida a cada evento de exposição, ou seja, cada evento de ingestão de água (diariamente, por exemplo) iii) Avaliação da dose-reposta: avaliação do potencial que tem o agente de causar reposta em diversos níveis de exposição. Para determinados agentes, a definição da dose que causa efeito adverso é estabelecida a partir de estudos experimentais (com voluntários humanos ou, principalmente, em ensaios de laboratório com cobaias), em outros casos são utilizadas informações de estudos epidemiológicos (desenvolvidos em situações de exposições acidentais ou não). iv) Caracterização do risco: de posse das informações obtidas nas etapas anteriores, por meio de modelos matemáticos ou relações diretas entre a dose-resposta e exposição, podese estimar o risco associado ao perigo identificado. Essas etapas serão desenvolvidas a seguir considerando particularidades inerentes à adaptação da metodologia aos riscos microbiológicos e os riscos químicos associados ao abastecimento de água para consumo humano; com maior ou menor nível de detalhamento Avaliação Quantitativa de Risco Químico (AQRQ) aplicada à formulação de normas e critérios de qualidade da água para consumo humano. Substâncias químicas podem ser incorporadas à água por fontes naturais (dependendo de fatores geomorfológicos e climáticos), atividades agrícolas, industriais e urbanas (ex.: fertilizantes, agrotóxicos, efluentes industriais, esgotos domésticos e drenagem urbana), durante as etapas de tratamento e distribuição da água (ex.: coagulantes, produtos secundários da desinfecção, contato com material constituinte da infraestrutura física reservatórios, rede de distribuição, etc.) e, ou como decorrência de metabolismo microbiano (ex. cianotoxinas). No mundo contemporâneo, o uso de substâncias químicas é cada vez mais intenso, como, por exemplo, o de agrotóxicos, fármacos e produtos de limpeza, dando lugar à ocorrência potencial, das mais diversas substâncias em mananciais de abastecimento de água, incluindo desreguladores endócrinos e outros químicos emergentes. Entretanto, salvo

8 situações de existência de fontes sistemáticas de contaminação ou de acidentes, um manancial não tende a apresentar substâncias químicas em grande variedade e, ou elevadas concentrações. É preciso também considerar que os efeitos à saúde, decorrentes da ingestão de substâncias químicas via consumo de água, são crônicos, isto é, fazem-se sentir como efeito de exposição prolongada (vários anos, ou décadas) à determinada dose, em geral baixas. É preciso, ainda, ponderar que os efeitos à saúde associados a várias substâncias químicas são ainda desconhecidos ou cercados de incertezas. Portanto, na formulação de normas de qualidade da água para consumo humano, ou em programas de monitoramento, é preciso priorizar substâncias químicas, para o que, em geral, parte-se do entendimento de que o risco associado à determinada substância é resultado do efeito conjugado da toxicidade inerente à substância (avaliada, por exemplo, por sua capacidade de provocar efeitos à saúde em doses baixas e, ou pela gravidade desses efeitos) e da intensidade da exposição (no caso, decorrente da concentração da substância na água, do padrão de consumo de água e da contribuição relativa do consumo de água vis-à-vis outras vias de exposição), conforme ilustrado na Figura 1. Toxicidade Alto Médio Baixo Exposição Figura 1 Nível de risco associado a substâncias químicas de acordo com o efeito conjunto do grau de exposição e da toxicidade AQRQ é a metodologia empregada no desenvolvimento do padrão de potabilidade para substâncias químicas (ou seja, a seleção das substâncias para compor o padrão e a determinação dos respectivos valores máximos permitidos VMP) em diversos países, tais como os EUA (USEPA, 2018) 2 e Canadá (HEALTH CANADA, 1995), bem como nas diretrizes da OMS (WHO, 2017). Em geral, são adotadas abordagens distintas, uma para substâncias tóxicas não-carcinogênicas, outra para substâncias carcinogênicas; porém, em ambas, a formulação do problema segue os postulados gerais e etapas da AR descritos 2 ver também:

9 anteriormente: (i) identificação do perigo; (ii) avaliação da exposição; (iii) avaliação da dosereposta; e (iv) caracterização do risco. Na etapa de identificação do perigo, são selecionadas as substâncias a serem consideradas, usualmente em função de sua toxicidade (da disponibilidade e confiabilidade dessas informações), de seu padrão de ocorrência em mananciais e de sua dinâmica ambiental, incluindo aspectos tais como: fontes dos contaminantes, persistência e mobilidade em diferentes matrizes ambientais (ex.: solo e água) e remoção por meio do tratamento da água. No que tange à carcinogenicidade das substâncias químicas, uma das principais referências é a classificação da Agência Internacional de Pesquisas sobre o Câncer (IARC), baseada em estudos realizados com animais, dispondo também, ainda que menos frequentemente, de informações sobre carcinogenicidade para os seres humanos procedente de estudos epidemiológicos sobre exposição ocupacional ou acidental. A partir dos dados disponíveis, as substâncias químicas são classificadas em cinco categorias de acordo com o risco potencial: (i) Grupo 1 - o agente é carcinogênico para os seres humanos; (ii) Grupo 2A - o agente é provavelmente carcinogênico para os seres humanos; (iii) Grupo 2B - o agente é possivelmente carcinogênico para os seres humanos; (iv) Grupo 3 - o agente não é classificável com base na sua carcinogenicidade para os seres humanos e (v) Grupo 4 - o agente provavelmente não é carcinogênico (WHO, 2017). Classificações semelhantes são adotadas nos EUA (USEPA, 2018) e no Canadá (HEALTH CANADA,1995). As informações de dose-resposta podem advir de estudos toxicológicos humanos e, ou epidemiológicos, mas são preponderantemente obtidas de ensaios de laboratório com animais. Para substâncias ou compostos carcinogênicos, os dados experimentais (dose-resposta) são extrapolados de doses elevadas (como, em geral, são utilizadas nos experimentos) para doses mais baixas por meio de modelos matemáticos (em geral lineares), com base em que se estabelece a dose correspondente a risco adicional de câncer de (para a maioria das substâncias, 10-5 ) (HEALTH CANADA, 1995; USEPA, 2005, 2018; WHO, 2017). Para substâncias tóxicas não-carcinogênicas, dos estudos de toxicidade crônica são extraídos os seguintes valores: NOAEL (No Observed Adverse Effect Level); NOEL (No Observed Effect Level), LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level), ou LOEL (Lowest Observed Effect Level), expressos em mg/kg de massa corporal. 3 3 Essas expressões têm sido utilizadas na literatura nacional em sua forma traduzida, mas, na maioria das vezes, mantendo as siglas do original em inglês. Sendo esta a abordagem adotada no presente texto, seguem definições das expressões citadas:

10 A partir da comprovação da existência de toxicidade crônica e do estabelecimento do NOAEL (ou congêneres) para as espécies estudadas em ensaios de laboratório e a fim de definir um nível de exposição seguro para seres humanos, são aplicados fatores de incerteza (FI), considerando: variações interespécie (animal e seres humanos), variações intraespécie (visando proteger grupos ou indivíduos mais sensíveis ou suscetíveis), a confiabilidade dos estudos ou da base de dados e/ou a natureza ou severidade dos efeitos adversos. Esses aspectos são considerados conjuntamente, de forma produtória. Em geral, aos valores de NOAEL, determinados para os efeitos adversos observados em animais, é aplicado um fator de incerteza de 100, considerando as variações interespécie (10) e as variações entre indivíduos de populações humanas (10) (WHO, 2017). Com esses dados, é possível determinar a Dose Diária Aceitável (DDA), Ingestão Diária Aceitável (IDA) ou Ingestão Diária Tolerável (IDT) 4 (Equação 1), ou seja, a quantidade de um agente abaixo da qual as pessoas poderiam estar expostas sem que ocorra efeito adverso à saúde. Em outras palavras, a DDA, ou a IDT, é uma estimativa da quantidade de uma substância presente nas diversas formas de exposição que se pode ingerir diariamente NOAEL: Dose para Efeito Adverso Não Observado: nível de exposição (dose ou concentração mais elevada) para o qual não se observam aumentos significativos (estatísticos ou biológicos) na frequência ou severidade de efeitos adversos entre a população exposta e a população-controle ( NOEL: Dose para Efeito Não Observado: nível de exposição para o qual não se observam aumentos significativos (estatísticos ou biológicos) na frequência ou severidade de quaisquer efeitos entre a população exposta e a população-controle ( LOAEL: Menor Dose para Efeito Adverso Observado: nível de exposição (dose ou concentração mais baixa) para o qual se observam aumentos significativos (estatísticos ou biológicos) na frequência ou severidade de efeitos adversos entre a população exposta e a população-controle ( LOEL: Menor Dose para Efeito Observado: nível de exposição (dose ou concentração mais baixa) para o qual se observam aumentos significativos (estatísticos ou biológicos) na frequência ou severidade de quaisquer efeitos entre a população exposta e a população-controle ( Em ensaios de toxicidade crônica, efeito adverso é definido como alteração bioquímica, comprometimento funcional ou patologia que prejudiquem a performance ou reduzam a capacidade do organismo de responder a desafios adicionais ( 4 Da expressão inglesa TDI Tolerable Daily Intake (WHO, 2017). O termo intake costuma referir-se à exposição por ingestão, de água e alimentos (HEALTH CANADA, 1995; WHO, 2017), muito embora às vezes englobe também a inalação. A assimilação por absorção pela pele costuma ser diferenciada com o uso do termo uptake. Quando se considera a exposição global (ingestão, inalação e absorção), costuma-se empregar o termo dose (USEPA, 1992; 2018). O termo Ingestão Diária Aceitável (IDA) (do inglês Acceptable Daily Intake ADI) é usualmente empregado para substâncias deliberadamente incorporadas na produção de alimentos (tais como agrotóxicos e aditivos alimentícios), com o argumento de que cumprem determinada função. Como este não é o caso da maioria dos contaminantes químicos possíveis de serem encontrados na água para consumo humano (exceções seriam, por exemplo, as substâncias utilizadas nos processos de tratamento), tem-se preferido o termo tolerável, de forma a explicitar o sentido de tolerância, mais que de aceitação (HEALTH CANADA, 1995; WHO, 2017). A USEPA trabalha com o conceito de Dose de Referência (Reference Dose) (R f D) como análogo à IDT; para a exposição por inalação a USEPA utiliza Concentração de Referência (Reference concentration) (RfC) (USEPA, 2018).

11 ao longo de toda a vida (em geral, assumindo 70 anos) sem risco considerável para a saúde (mg/kg de massa corporal). IDT = NOAEL / FI (1) Sendo: IDT: ingestão diária tolerável (mg/kg mc.d) NOAEL: dose para efeito adverso não observado FI: fator de incerteza Na etapa de avaliação da exposição procura-se estimar a contribuição relativa ao consumo de água. Em uma abordagem integrada de avaliação de risco, devem ser consideradas, em conjunto, a exposição via consumo de alimentos e de água, ingestão acidental de solo, a inalação e a absorção pela pele (USEPA, 1999a; USEPA, 2011). A exposição relativa ao consumo de água considera as estatísticas de consumo per capita e dados de monitoramento da qualidade da água; entretanto, como a grande maioria das informações refere-se à água bruta, deve-se, ainda, considerar a influência do processo de tratamento da água na remoção dos contaminantes (USEPA, 1999a; USEPA, 2001; USEPA, 2011). A finalização do procedimento, que envolve a combinação dos perigos identificados, a avaliação da dose-resposta e a caracterização da exposição combinada, permite a quantificação do risco global, por meio do cômputo da Dose Total Diária ou da Ingestão Total Diária, dependendo das vias de exposição consideradas. Na equação 2, mostra-se de forma simplificada, esse procedimento (USEPA, 1999a; USEPA, 2011). DTD ou ITD = (C con x T ia ) / mc (10.2) Sendo: DTD: Dose Total Diária (mg/kg mc.d) ITD: Ingestão Total Diária (mg/kg mc.d) C con : concentração do contaminante em determinada matriz (ar, solo, água, alimento) (massa/massa ou massa/volume). T ia : Taxa de ingestão/inalação/absorção, de acordo com a via de exposição (massa/tempo ou volume/tempo e massa/área superficial de pele, no caso da absorção) mc: massa corporal Naturalmente, para efeito de proteção à saúde a DTD ou a ITD devem ser iguais ou inferiores à DDA ou à IDT.

12 A etapa de caracterização da exposição é utilizada também para a definição de Limites Máximos de Resíduos (LMRs) ou Valores Máximos Permitidos (VMPs) 5 para os fatores de risco alimentos e água, os quais serão ponderados para a quantificação do risco global. Claro está que a soma dos produtos dos LMRs ou VMPs pela estimativa de consumo (água e alimentos - culturas e produtos animais), não pode superar a IDT, e ainda, eventualmente, permitir margem para outras exposições, tais como inalação e absorção pela pele. A concentração limite para uma substância (VMP) na água é calculada, considerando as seguintes variáveis: massa corporal, fração da IDT atribuída ao consumo de água e consumo diário de água (Equação 3). VMP = (IDT x mc x F a ) / C (3) Sendo: VMP: valor máximo permitido (mg/l) IDT: Ingestão Diária Tolerável (mg/kg mc.d) mc: massa corporal média (kg) F a : Fração da IDT atribuída ao consumo de água C: consumo diário de água (L/d) A OMS adota os seguintes valores médios para adultos: mc = 60 kg; F a = 0,1; C = 2 L (WHO, 2017). O Canadá adota os seguintes parâmetros: mc = 70 kg; F a = 0,2; C = 1,5 L (HEALTH CANADA, 1995). Nos EUA, os valores de referência são: mc = 70 kg; F a = 0,1-0,2; C = 2 L (USEPA, 2018). Os valores acima são os adotados para o estabelecimento dos VMPs da maioria das substâncias químicas. Porém, em circunstâncias específicas o VMP pode ser estabelecido tomando como referência subgrupos populacionais mais sensíveis; por exemplo, no caso de substâncias para as quais se considera que crianças possam ser particularmente vulneráveis, a OMS adota os seguintes valores: (i) crianças: mc = 10 kg; C = 1 L; (ii) lactentes (amamentação artificial): mc = 5 kg; C = 0,75 L (WHO, 2017). De forma análoga, a fração da IDT atribuída ao consumo de água pode variar em faixas bastante amplas (10-80%), dependendo das informações disponíveis sobre a contribuição relativa de diferentes vias de exposição; entretanto, na maioria dos casos considera-se que a fração atribuída ao consumo de água (analisada em conjunto com o consumo de alimentos), deixa margem de 5 Limite Máximo de Resíduos (LMR) é o termo utilizado para a concentração máxima de contaminantes em alimentos (ANVISA, 2014). Valor Máximo Permitido é o termo adotado na norma brasileira para a concentração máxima de contaminantes em água para consumo humano (BRASIL, 2011), análogo a Maximum Contaminant Level (MCL) ou Maximum Acceptable Concentration (MAC), empregados, respectivamente nos EUA e Canadá (HEALTH CANADA, 2017; USEPA, 2018). Como as diretrizes da OMS não têm força de norma, as concentrações máximas são apresentadas em termos de valores-guia (VG) (Guideline Values) e não como valores máximos permitidos (VMP).

13 segurança relativamente elevada para acomodar eventuais exposições adicionais, como a inalação e a absorção pela pele (HEALTH CANADA, 1995; WHO, 2017) Avaliação Quantitativa de Risco Microbiológico (AQRM) Aplicada ao Controle da Qualidade da Água para Consumo Humano A Avaliação Quantitativa de Risco Microbiológico (AQRM) incorpora as etapas classicamente utilizadas na avaliação de risco químico, quais sejam: identificação do perigo, avaliação da exposição, avaliação da dose-resposta e caracterização do risco. Na fase de identificação de perigos, todos os perigos e eventos perigosos devem ser identificados e mapeados, em todos os componentes do sistema de abastecimento, da fonte ao consumidor. Devem ser mapeadas as fontes de contaminação, identificados os organismos patogênicos de maior ocorrência ou importância, o potencial de remoção no sistema de tratamento, bem como o de reintrodução de perigos, por exemplo, via recirculação de água de lavagem de filtros ou recontaminação na rede de distribuição. Naturalmente, devem ser considerados todos os patógenos possíveis de ocorrer, mas a OMS sugere que patógenos referência sejam identificados, no entendimento de que o controle desses asseguraria o dos demais, e recomenda a consideração de pelos menos um tipo de vírus, bactéria e protozoários patogênicos (WHO, 2017) 6. Na etapa de avaliação da exposição, fundamentalmente, o que se busca é a estimativa do número de organismos patogênicos ingeridos, por indivíduos ou populações, a cada evento de exposição ou em exposição continuada (isto é, em base temporal, por exemplo, ao longo de um ano). O modelo de exposição, essencialmente, consiste no conhecimento ou estimativa do número de organismos presentes na água de consumo e do volume de água consumido. Entretanto, a mensuração da concentração de patógenos na água, principalmente em água tratada (baixas concentrações) está sujeita a limitações analíticas. Alternativamente, pode-se recorrer ao conhecimento da ocorrência na água bruta e do potencial de remoção por meio do tratamento, mas ambas as medidas ou estimativas podem estar sujeitas a amplas variações. Por sua vez, o próprio padrão de consumo de água também apresentar fatores de incerteza e variabilidade. Na etapa de caracterização do risco, as informações sobre o perfil da exposição e a doseresposta são analisadas conjuntamente para o cálculo das probabilidades de infecção (risco) para um dado cenário de exposição de uma população a um organismo patogênico. 6 A transmissão de helmintos via abastecimento de água é, em geral, considerada menos importante do que por outros modos de transmissão, tais como a ingestão de alimentos ou o contato com solos contaminados (WHO, 2017).

14 Vários estudos experimentais com humanos fornecem informações sobre dose-resposta para diversos microrganismos, as quais permitiram o ajuste de dois modelos matemáticos para expressar a probabilidade de infecção resultante da ingestão de um número conhecido de organismos: modelo exponencial (Equação 4) e modelo beta-poisson (Equação 5). Ambos estimam o risco de infecção associado a uma única exposição, sendo que o modelo beta-poisson expressa maior heterogeneidade na interação microrganismo-hospedeiro (HAAS et al., 1999; HAAS e EISENBERG, 2001). P I (d) = 1 exp (-d/k) (4) P I (d) = 1 - [(1 + d/n 50 ) (2 1/α - 1)]) -α (5) sendo: P I : probabilidade de infecção para uma única exposição d: número de organismos ingeridos por exposição (dose) N 50 : dose infectante média (Tabela 1) α e k: parâmetros característicos da interação agente-hospedeiro (Tabela 1) Tabela 1 - Parâmetros característicos da interação agente-hospedeiro para os modelos exponencial e β-poisson de probabilidade de infecção (Haas e Eisenberg, 2001). Microrganismo k N 50 α Poliovírus I 109,87 Rotavírus 6,17 0,2531 Adenovirus 4 2,397 Echovírus 12 78,3 Vírus Coksackie 69,1 Salmonella (1) ,3126 Salmonella typhosa 3,6 x ,1086 Shigella (2) ,2100 Escherichia coli (3) 8,6 x ,1778 Campylobacter jejuni 896 0,145 Vibrio cholera 243 0,25 Entamoeba coli 341 0,1008 Cryptosporidium parvum 238 Giardia lamblia 50,23 NOTAS: (1) múltiplas cepas, excluídas S. typhosa e S. pullorum. (2) S. flexinerii e S. dysenteriae em conjunto. (3) cepas não enterohemorrágicas (excluída E.coli O111). Com a Equação 6, pode-se estimar o risco para períodos de tempo maiores (por exemplo, anual), ou seja, para múltiplas exposições à mesma dose: P I (A) (d) = 1 [1 - P I (d)] n (6) Sendo: P I (A) : probabilidade anual de infecção decorrente de n exposições à mesma dose (d) P I : probabilidade de infecção para uma única exposição n: número de exposições por ano

15 A estimativa de risco a partir do conhecimento da concentração de determinado organismo na água e de um padrão assumido de consumo de água (L/d) pode ser feita com base em dados pontuais de entrada nos modelos probabilísticos (por exemplo, medidas de tendência central de bancos de dados de qualidade da água, valores fixos dos parâmetros de doseresposta), o que resultaria, também, em estimativas de risco em valores únicos. Alternativamente, e mais recomendável, seria considerar variações em torno dos dados de entrada, de acordo com uma dada distribuição (por exemplo, por meio de simulação de Monte Carlo), obtendo como resultado estimativas de risco também segundo determinada distribuição, ou seja, levando em consideração fatores de incerteza e variabilidade (heterogeneidade entre grupos expostos, devida, por exemplo, à exposição ou a sensibilidades diferenciadas) (HAAS et al., 1999; HAAS e EISENBERG, 2001). Em que pese a grande utilidade dessa ferramenta, algumas limitações inerentes aos pressupostos e bases dos modelos de AQRM devem ser levantadas, além daquelas já mencionadas no parágrafo anterior (incertezas e variabilidade). Por exemplo, o emprego de modelos estáticos de estimativa do risco individual como resultado da exposição a certa concentração de patógenos, mesmo que continuada, mas de forma independente, (o mesmo paradigma da AQRQ), não leva em consideração particularidades das doenças infecciosas, como, por exemplo, a possibilidade de transmissão secundária (pessoa-pessoa) e de aquisição de imunidade; ou seja, por definição, risco se manifesta em base populacional e de forma dinâmica. Por fim, há também que se relevar o fato de que as informações de dose-resposta utilizadas na formulação dos modelos matemáticos foram obtidas de estudos com indivíduos adultos sadios e, portanto, não estão considerados grupos populacionais particularmente mais susceptíveis (HAAS et al., 1999; HAAS e EISENBERG, 2001). Os modelos de AQRM podem ainda ser aplicados de forma inversa no controle da qualidade da água para consumo humano, ou seja, estabelecido o risco tolerável, pode-se estimar a concentração admissível de organismos patogênicos no efluente tratado e, por conseguinte, o grau de tratamento requerido (usualmente expresso em termos de unidades logarítmicas de remoção). Na Figura 2, são apresentadas combinações de concentrações de oocistos de Cryptosporidium na água bruta e os respectivos requerimentos de remoção, de forma a se observar risco tolerável de 10-4.

16 5 Limite para 95% de confiança Redução Log zona de segurança 1 zona de risco 0 0,01 0, oocistos/100l Média de oocistos de Cryptosporidium/100 L Figura 2 - Remoção necessária de oocistos de Cryptosporidium para risco tolerável de 10-4 de acordo com a concentração na água bruta (Haas et al., adaptado). 3. Padrão de potabilidade fundamentos e pontos para discussão 3.1. Padrão microbiológico Na norma brasileira de qualidade da água para consumo humano, o padrão microbiológico de potabilidade é composto pelo padrão bacteriológico (Artigo 27, Anexo I) (Tabela 2), padrão de turbidez da para água pós-filtração ou pré-desinfecção (Artigo 30, Anexo II) (Tabela 3) e de dispositivos que tratam do controle da desinfecção (Artigo 27, Anexo IV, V e VI) Tabela 2 - Padrão microbiológico da água para consumo humano Tipo de água Parâmetro VMP (1) Água para consumo humano Escherichia coli (2) Ausência em 100 ml Água tratada Na saída do tratamento No sistema de distribuição (reservatórios e rede) Coliformes totais (4) Coliformes totais (3) Escherichia coli Sistemas ou soluções alternativas coletivas que abastecem menos de habitantes Sistemas ou soluções alternativas coletivas que abastecem a partir de habitantes Ausência em 100 ml Ausência em 100 ml Apenas uma amostra, entre as amostras examinadas no mês, poderá apresentar resultado positivo Ausência em 100 ml em 95% das amostras examinadas no mês. NOTAS: (1) Valor máximo permitido; (2) Indicador de contaminação fecal; (3) Indicador de eficiência de tratamento; (4) Indicador de integridade do sistema de distribuição (reservatório e rede).

17 Fundamentação da Portaria 2914/2011 (i) O organismo indicador mais preciso de contaminação da água é, em qualquer situação, a E. coli e sua presença deve ser interpretada como sinal inequívoco de contaminação (ii) Coliformes totais não são indicadores adequados da qualidade da água in natura, guardando validade apenas como indicadores da qualidade da água tratada e distribuída (iii) Embora a primeira linha da Tabela 2 apresente abrangência genérica, seu conteúdo encontra aplicação direta e específica na avaliação de fontes individuais de abastecimento, a exemplo de poços e nascentes, sendo que, nesses casos, o emprego dos coliformes totais deve ser evitado. Isso porque no grupo dos coliformes totais incluem-se, com bastante frequência, bactérias de vida livre, as quais podem não guardar associação com contaminação da água com material fecal. (iv) Em amostras de água tratada (saída do tratamento), a determinação de coliformes totais é suficiente, uma vez que esses organismos apresentam taxa de inativação similar ou inferior à da E.coli. A ausência de coliformes totais na água tratada é interpretada como indicador adequado e suficiente da ausência de bactérias patogênicas; em contrapartida sua presença seria sinal de falhas no tratamento. Em outras palavras, bastaria o teste de presença/ausência de coliformes totais para atestar a qualidade bacteriológica da água tratada, não sendo necessária a análise de E.coli. (v) Em amostras de água distribuída, embora a detecção de coliformes totais não guarde relação nítida com contaminação de origem fecal, serve como indicador da integridade do sistema de distribuição. A presença de coliformes totais em proporção elevada constitui sinalização de fragilidades no sistema de distribuição, por exemplo, infiltração de água ou desenvolvimento de biofilmes, e da necessidade medidas preventivas contra a contaminação da água distribuída. Assim, na avaliação da qualidade da água distribuída, admite-se a detecção de coliformes totais em baixa frequência, mas requerse a ausência sistemática de E. coli, cuja presença, sim, seria indicativa de contaminação Pontos para reflexão A atual versão da norma procura refletir o estado da arte do conhecimento sobre o emprego (alcance e limitações) de organismos indicadores da qualidade da água para consumo humano, mais especificamente das bactérias do grupo coliforme. Há, entretanto, quem defenda o uso exclusivo da E.coli na verificação da potabilidade da água em todas as situações descritas na Tabela 1 água para consumo humano (avaliação de fontes individuais de abastecimento), água tratada na saída do tratamento, água tratada no sistema de distribuição. Na saída do tratamento, está em questão a indicação da eficiência do tratamento em termos de inativação de bactérias e, nesse sentido, de fato, a E. coli substituiria os coliformes totais sem prejuízo, pois, tal qual os coliformes totais, a E.coli é mais resistente à desinfecção (e mais especificamente à cloração) que as bactérias patogênicas. Resta saber se substituiria com vantagens. No sistema de distribuição se o que se procura é a indicação de contaminação, sim a pesquisa de coliformes totais seria dispensável. Mas, nesse caso, será preciso ter em conta que a detecção de E.coli no sistema de distribuição representaria a detecção, tardia, de anomalia a contaminação da água. Entretanto, se o foco é gestão preventiva de riscos, permaneceria válida a pesquisa de coliformes, como indicador da indicador de integridade do sistema de distribuição. Ademais a análise de coliformes totais não implicaria custo adicional, pois é um resultado já obtido quando da análise de E. coli. (previamente ou simultaneamente).

18 Adicionalmente, se tem argumentado que as técnicas mais modernas de análise de coliformes (os métodos enzimáticos, do substrato definido ou cromogênicos - fluorogênicos) fornecem, simultaneamente, resultados de coliformes totais e de E.coli (enquanto as técnicas tradicionais - baseadas na fermentação da lactose, o fazem sequencialmente: coliformes totais e, na sequência, E. coli). Assim, na saída do tratamento não haveria porque limitar a avaliação aos coliformes totais. Por outro lado, isso em nada desabonaria o emprego dos coliformes totais na avaliação da qualidade da água no sistema de distribuição, pelo contrário. Resta ainda saber o quão disseminado, ou factível (financeiramente), é o emprego das técnicas cromogênicas no Brasil como um todo. No caso da saída do tratamento, questiona-se ainda se o próprio controle do processo de desinfecção (Ct - dose de desinfetante e tempo de contato) já não seria suficiente como indicador da inativação de patógenos, isto é se a análise bacteriológica não seria redundância. Cabe, por outro lado, perguntar o quanto as exigências de Ct para controle da desinfecção são efetivamente cumpridas no Brasil como um todo e, se não são, se não seria o caso de se manter um controle com resposta mais direta e informativa - um indicador microbiológico de qualidade da água. Questões a serem respondidas: (i) a verificação da presença de coliformes totais na saída do tratamento deve ser mantida como indicador da qualidade bacteriológica da qualidade da água tratada, ou bastaria a observação dos parâmetros operacionais de controle da desinfecção (residual desinfetante, tempo de contato e ph)? (ii) a verificação da eficiência do tratamento no que diz respeito à qualidade bacteriológica da qualidade da água deve ser mantida com base na análise de coliformes totais, ou melhor seria a análise de E.coli.? (ii) a verificação da presença de coliformes totais no sistema de distribuição como indicador de integridade do sistema de distribuição deve ser mantida, ou o monitoramento deve ser baseado em indicador mais específico de contaminação fecal (E. coli)? Para avaliar a integridade do sistema de distribuição (reservatório e rede), no artigo 28º é determinado que se realize também a contagem de bactérias heterotróficas, com as seguintes especificações adicionais: 1º A contagem de bactérias heterotróficas deve ser realizada em 20% (vinte por cento) das amostras mensais para análise de coliformes totais nos sistemas de distribuição (reservatório e rede). 2º Na seleção dos locais para coleta de amostras devem ser priorizadas pontas de rede e locais que alberguem grupos populacionais de risco à saúde humana. 3º Alterações bruscas ou acima do usual na contagem de bactérias heterotróficas devem ser investigadas para identificação de irregularidade e providências devem ser adotadas para o restabelecimento da integridade do sistema de distribuição (reservatório e rede), recomendando-se que não se ultrapasse o limite de 500 UFC/mL.

19 Fundamentação da Portaria 2914/2011 A contagem de bactérias heterotróficas cumpre papel auxiliar de indicador da integridade do sistema de distribuição. Elevações bruscas de contagens, ou acima do usual, devem ser interpretadas como suspeita da ocorrência de eventos perigosos, como, por exemplo, infiltrações na rede ou formação de biofilmes, em meio aos quais podem se desenvolver bactérias patogênicas oportunistas. Na atual versão da Portaria, esses indícios são interpretados como mais importantes que o estabelecimento de um VMP e, assim, o limite de 500 UFC/mL aparece apenas como recomendação. Pontos para reflexão Em sua origem, o limite de 500 UFC/mL era utilizado como controle de qualidade das análises de coliformes, pois, nas técnicas baseadas na fermentação da lactose, contagens de bactérias heterotróficas acima desse valor podem provocar interferência nos resultados por inibição de crescimento dos coliformes. Entretanto, cabe notar que isso deixa de constituir problema com o emprego de métodos cromogênicos para análise de coliformes. De toda forma, esse aspecto talvez explique também a especificação de que a contagem de bactérias heterotróficas seja realizada em apenas um percentual (20%) das amostras testadas para coliformes totais. O limite de 500 UFC/mL era também originalmente utilizado como sentinela para manutenção de teores de cloro residual na rede, no entendimento de que estes podem se ver comprometidos quando as contagens forem superiores a 500 UFC /ml. Entretanto, parece que ao longo do tempo, em várias normas, inclusive a brasileira, esse significado original foi se perdendo e o limite de 500 UFC / ml, eventualmente, passou a ser interpretado simplesmente como padrão de potabilidade. Não obstante, até a Portaria 518 / 2004 se manteve esse valor como VMP, o qual, como já referido, passou a figurar apenas como recomendação a partir da Portaria 2914/2011. Mas se manteve, sempre, a exigência de contagem de bactérias heterotróficas em apenas 20% das amostras testadas para coliformes totais. Ou seja, apesar da Portaria 2914 explicitar que a contagem de bactérias heterotróficas deve ser entendida como indicador da integridade do sistema de distribuição (reservatório e rede), muito do que orientava o emprego original desse indicador foi também mantido. Há ainda que se ponderar que a análise de coliformes totais já cumpre o papel de indicador da integridade no sistema de distribuição. A norma dos EUA estabelece um valor máximo permitido (500 UFC / ml), porém mais como controle de qualidade das análises de coliformes e de manutenção dos teores de cloro residual, do que propriamente com indicador direto da qualidade da água No Canadá, a abordagem é similar à das Diretrizes da OMS, ou seja, a contagem de bactérias heterotróficas é reconhecida como um parâmetro indicador da integridade do sistema de distribuição sem, entretanto, a indicação de valor máximo permitido. Questões devem ser respondidas: (i) a contagem de bactérias heterotróficas deve ser mantida como monitoramento obrigatório no sistema de distribuição? (ii) em apenas um percentual das amostras coletadas para a análise de coliformes ou em todas? (iii) deve ser mantido um VMP? Que valor?

20 No Art. 29 recomenda-se a inclusão de monitoramento de vírus entéricos no(s) ponto(s) de captação de água proveniente(s) de manancial(is) superficial(is) de abastecimento, com o objetivo de subsidiar estudos de avaliação de risco microbiológico. Pontos para reflexão / questões a serem respondidas Faz sentido manter recomendações na norma? É papel de uma norma - de qualidade da água para consumo humano, em seu capítulo sobre padrão de potabilidade induzir a construção de banco de dados para efeito de subsidiar estudos, ainda que sejam estudos de relevância para a norma? No Art. 30º encontra-se que, para a garantia da qualidade microbiológica da água, em complementação às exigências relativas aos indicadores microbiológicos (Tabela 2), deve ser atendido o padrão de turbidez expresso na Tabela 3 (Anexo II da Portaria 2914). 3º O atendimento do percentual de aceitação do limite de turbidez, expresso no Anexo II a esta Portaria, deve ser verificado mensalmente com base em amostras, preferencialmente no efluente individual de cada unidade de filtração, no mínimo diariamente para desinfecção ou filtração lenta e no mínimo a cada duas horas para filtração rápida. Conforme o 3º do Art. 30º, o atendimento do percentual de aceitação do limite de turbidez, expresso na Tabela 3, deve ser verificado mensalmente com base em amostras, preferencialmente no efluente individual de cada unidade de filtração, no mínimo diariamente para desinfecção ou filtração lenta e no mínimo a cada duas horas para filtração rápida. Tabela 3 - Padrão de turbidez para água pós-filtração ou pré-desinfecção TRATAMENTO DA ÁGUA VMP ( 1 ) Desinfecção (água subterrânea) Filtração rápida (tratamento com completo ou filtração direta) 1,0 ut (2) em 95% das amostras 0,5 ut (2) em 95% das amostras Filtração lenta 1,0 ut (2) em 95% das amostras NOTAS: (1) Valor máximo permitido; (2) Unidade de turbidez. Fundamentação da Portaria 2914/2011 No tratamento da água, em linhas gerais, bactérias e vírus são inativados em processos de desinfecção, enquanto protozoários são, preponderantemente, removidos por filtração. Quanto à resistência aos agentes desinfetantes, também em linhas gerais, por ordem crescente apresentam-se as bactérias, os vírus, os cistos de Giardia e os oocistos de Cryptosporidium