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Recommandations pour comprendre et gérer les risques dans les eaux récréatives : Évaluation de la qualité de l’eau

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Introduction

L'évaluation de la qualité de l'eau dans les zones des eaux utilisées à des fins récréatives peut faire partie d'une stratégie de gestion des risques et pourrait remplir de nombreuses fonctions. Elle peut servir à :

La surveillance de la qualité de l'eau peut être effectuée régulièrement ou pour des dangers particuliers (par exemple en cas d'éclosion présumée ou en réaction à un rejet inhabituel d'eaux usées) lorsqu'il y a des signes de problèmes de qualité de l'eau ou lorsqu'il faut obtenir de plus amples renseignements. Le niveau et le type de surveillance requis varieront d'une zone récréative à l'autre et devraient être déterminés par les autorités de réglementation et de gestion compétentes.

La surveillance régulière comprend habituellement des indicateurs qui informent les exploitants de plages des répercussions possibles de la contamination fécale, comme les indicateurs fécaux E. coli ou d'entérocoques (voir Surveillance des indicateurs fécaux) ainsi que d'autres types de paramètres (c.-à-d. les indicateurs de cyanobactéries ou les toxines, la qualité esthétique, les dangers physiques, les dangers particuliers) [voir Surveillance des cyanobactéries et de leurs toxines et Autres activités de surveillance].

Une surveillance ciblée de la qualité de l'eau pour des dangers particuliers peut être nécessaire dans les situations suivantes :

Les données de surveillance régulière et ciblée peuvent également être utilisées pour établir des modèles prédictifs pour les plages (voir Modèles predictifs de la qualité de l'eau).

Surveillance des indicateurs fécaux

Les eaux récréatives font l'objet d'une surveillance régulière pour caractériser le niveau de pollution fécale. Il convient d'élaborer un programme de surveillance pour une zone récréative, au besoin, en se basant sur les renseignements obtenus dans le cadre de l'ESHM de la zone récréative. Un programme de surveillance bien structuré et planifié est essentiel pour évaluer et communiquer l'information sur la qualité des eaux récréatives.

Les principaux indicateurs fécaux utilisés à des fins de surveillance régulière sont E. coli ou les entérocoques. Des valeurs recommandées ont été établies pour ces indicateurs fécaux afin de protéger la santé publique. D'autres indicateurs fécaux peuvent fournir de précieux renseignements supplémentaires sur la contamination fécale des eaux récréatives. Ils peuvent être inclus dans un programme de surveillance ou dans des études de dépistage des sources fécales. L'établissement de seuils fondés sur les risques pour la qualité de l'eau pour certains autres indicateurs fécaux (par exemple les coliphages, et les gènes marqueurs de dépistage des sources microbiennes HF183 et crAssphage pour les eaux d'égout résidentielles) constitue un domaine notable de la recherche actuelle. On trouvera de plus amples renseignements à la section Méthodes de dépistage des sources de pollution fecale et dans le document technique Indicateurs de contamination fécale (Santé Canada, 2023).

Un certain nombre de facteurs peuvent influer sur la qualité microbiologique spatiale et temporelle d'un plan d'eau récréatif. Par exemple, des études ont signalé des concentrations plus élevées de bactéries indicatrices dans des échantillons recueillis le matin, les concentrations diminuant plus tard dans la journée (U.S. EPA, 2005a; U.S. EPA, 2010). Outre l'heure de la journée, le type et la périodicité des événements de contamination (sources ponctuelles et diffuses), les conditions météorologiques récentes, le nombre d'usagers fréquentant la zone de baignade et les caractéristiques physiques de la zone elle-même peuvent avoir une incidence sur la qualité de l'eau. Par conséquent, des variations importantes de la densité des organismes indicateurs dans les eaux récréatives au cours d'une journée ou d'un jour à l'autre ont été bien documentées (Leecaster et Weisberg, 2001; Boehm et coll., 2002; Whitman et Nevers, 2004; U.S. EPA, 2005a). En raison de ces variations, il est important d'avoir un programme de surveillance bien conçu et de comprendre comment l'information obtenue peut être utilisée le mieux possible pour éclairer les décisions en matière de santé publique. La surveillance au moyen de méthodes fondées sur la réaction en chaîne de la polymérase (PCR) a l'avantage de fournir des résultats plus rapides aux fins de la prise de décisions, parfois quelques heures après l'analyse. L'élaboration de modèles prédictifs de la qualité de l'eau des plages peut également être avantageuse lorsque la qualité de l'eau est variable et que les données disponibles sont suffisantes. Toutes les données de surveillance recueillies, qu'elles soient quotidiennes ou moins fréquentes, fournissent des renseignements qui permettent aux autorités responsables d'observer plus facilement les tendances en matière de qualité de l'eau et de déterminer de façon plus éclairée si la zone se prête dans l'ensemble à des activités récréatives.

Les décisions concernant la fréquence de la surveillance, les zones à surveiller, le choix des indicateurs et des méthodes et la conception du programme de surveillance (y compris le nombre d'échantillons et les endroits où ils devraient être prélevés) seront prises par les organismes de réglementation et de gestion compétents. Des renseignements supplémentaires sur les méthodes de surveillance, notamment les avantages et les limites, figurent dans le document technique Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada- L'échantillonnage et l'analyse microbiologiques (Santé Canada, en cours de publication). Les programmes de surveillance devraient tenir compte de la variabilité spatiale des aires de plage et intégrer l'information tirée de l'ESHM, en tenant compte des recommandations formulées au sujet des domaines de préoccupation prioritaires.

Il devrait y avoir un plan de surveillance documenté pour toutes les plages surveillées, fournissant au minimum des instructions sur les aspects suivants :

En général, les eaux régulièrement utilisées pour la pratique d'activités récréatives de contact primaire devraient faire l'objet d'au moins un échantillonnage par semaine pendant la saison de baignade afin de dépister les indicateurs fécaux. Chaque échantillonnage peut nécessiter le prélèvement de plusieurs échantillons. Une stratégie de surveillance hebdomadaire permet de comparer les résultats de qualité de l'eau aux valeurs de recommandations. Il est également utile d'alerter les exploitants et les autorités responsables des problèmes de contamination plus persistants qui ont pu survenir et leur permettre de prendre les décisions nécessaires dans un délai raisonnable. Une surveillance plus fréquente devrait être envisagée pour les plages très fréquentées. Ces recommandations sont conformes à celles publiées par l'Environmental Protection Agency des États-Unis (U.S. EPA) dans sa publication Recreational Water Quality Criteria de 2012 (U.S. EPA, 2012).

Les plages peuvent également être dotées de systèmes de classification qui tiennent compte d'un certain nombre de facteurs dans l'attribution d'une cote globale à la plage (voir Autres outils de communication et de sensibilisation du public pour de plus amples renseignements sur la classification des plages). Pour de tels systèmes, on suggère d'utiliser au moins 60 échantillons pour caractériser la qualité de l'eau, bien qu'un plus grand nombre d'échantillons (par exemple près de 100) fournissent une estimation plus précise (OMS, 2009). Comme de nombreux exploitants de plages ne recueillent pas ce nombre d'échantillons chaque année, il est possible de combiner les résultats sur la qualité de l'eau de plusieurs saisons de baignade (lorsqu'aucun changement important n'a eu lieu dans le bassin versant).

Lors de l'élaboration de programmes d'échantillonnage, la définition de l'objectif du programme de surveillance (par exemple dégager les tendances relatives à la qualité de l'eau, examiner la répartition spatiale des polluants, détecter des dangers précis) permettra de déterminer les types et la fréquence des échantillonnages nécessaires. Cela peut comprendre le prélèvement d'échantillons pour caractériser les épisodes de pollution résultant d'événements précis qui peuvent avoir une incidence sur les eaux récréatives, par exemple, immédiatement après des périodes de fortes précipitations ou à des moments où les baigneurs sont le plus nombreux. Les renseignements recueillis au cours d'une ESHM permettront aussi de cerner les principaux facteurs à prendre en compte au cours de la conception des programmes d'échantillonnage. Les renseignements détaillés sur la conception et la mise en œuvre des programmes de surveillance des eaux récréatives dépassent la portée de ce document, mais sont décrits ailleurs (Bartram et Rees, 2000; U.S. EPA, 2010).

Une surveillance moins fréquente peut être possible dans certaines circonstances, par exemple sur les plages situées dans des régions éloignées ou dans des régions où les activités récréatives de contact primaire sont peu fréquentes. Les plages dont la qualité de l'eau s'est toujours révélée bien inférieure aux valeurs de recommandations dans le cadre d'une surveillance relativement intensive et de l'utilisation d'une ESHM peuvent aussi faire l'objet d'un échantillonnage moins fréquent pour alléger le fardeau de la surveillance (Bartram et Rees, 2000; OMS, 2003, 2021). Ainsi, s'il est possible de déterminer qu'une zone aquatique récréative est régulièrement de bonne qualité microbiologique, qu'elle ne présente aucune source évidente de contamination fécale et qu'elle n'est pas considérée comme présentant un risque important pour la santé et la sécurité de ses usagers, la fréquence de surveillance peut être réduite à celle nécessaire pour s'assurer que les conditions ne se sont pas détériorées (par exemple une fois par mois). Si la qualité de l'eau se détériore, la tenue d'une enquête pour en déterminer la cause est recommandée et il peut s'avérer nécessaire de revenir à une fréquence d'échantillonnage accrue. Il peut également être acceptable de réduire la fréquence de surveillance des zones vouées aux loisirs aquatiques qui affichent constamment de piètres résultats en matière de qualité de l'eau, mais seulement lorsque des mesures de gestion appropriées sont prises pour y décourager les usages récréatifs et que les risques encourus sont clairement communiqués au public.

Sites de prélèvement des échantillons microbiologiques

La plupart des plans d'eau utilisés à des fins récréatives ne sont pas parfaitement homogènes sur le plan de leurs propriétés microbiologiques. Dans les évaluations des eaux récréatives, le but de l'échantillonnage est d'obtenir des aliquotes aussi représentatives que possible de la qualité microbiologique de la zone concernée. Un échantillon d'eau fournit à lui seul une estimation quantitative des bactéries indicatrices présentes sur un site donné et à un moment donné. Plusieurs échantillons peuvent être nécessaires pour fournir une estimation plus précise de la qualité de l'eau pendant chaque activité d'échantillonnage (Whitman et Nevers, 2004; U.S. EPA, 2005a; U.S. EPA, 2010). Le nombre de sites d'échantillonnage distincts inclus pendant une activité d'échantillonnage doit être fondé sur les caractéristiques de la plage ainsi que sur les sources fécales identifiées dans le cadre de l'ESHM. Toutefois, plus le nombre total d'échantillons augmente, plus les données sur la qualité globale de l'eau sont représentatives.

Les sites d'échantillonnage doivent être choisis de manière à être représentatifs de la qualité de l'eau dans la zone de baignade tout entière. Cela devrait inclure les zones où les baigneurs sont le plus nombreux, ainsi que les endroits périphériques soumis à une contamination fécale d'origine externe. La présence d'exutoires d'eaux pluviales ou d'eaux usées et de décharges fluviales peut faire varier fortement la qualité microbiologique dans certaines sections d'un plan d'eau. Si des zones distinctes sont fortement influencées par une source de pollution et qu'elles peuvent être délimitées par rapport au reste de la plage, il est possible de les échantillonner séparément. Sur certaines plages plus longues, les sources de pollution fécale peuvent varier considérablement le long de la plage (Edge et coll., 2010). Le degré d'hétérogénéité dans une zone aquatique peut également être affecté par les précipitations, la direction et la vélocité du vent, les courants et les marées ou la présence d'obstacles physiques tels que des bancs de sable ou des jetées et brise-lames naturels ou artificiels. On trouvera d'autres directives générales sur l'échantillonnage microbiologique dans le document technique Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada- L'échantillonnage et l'analyse microbiologiques (Santé Canada, en cours de publication), et des directives détaillées sur les plans d'échantillonnage ont été publiées ailleurs (U.S. EPA, 2010).

La profondeur à laquelle les échantillons sont prélevés peut avoir un effet significatif sur les estimations résultantes de la qualité de l'eau. (Aux fins des présentes Recommandations, le terme « profondeur » désigne la distance verticale allant du fond à la surface de l'eau.) Lorsque l'eau est très peu profonde, les perturbations du sable et des sédiments des zones intertidales provoquées par le ressac des vagues et l'activité des baigneurs peuvent entraîner une remise en suspension des microorganismes fécaux indicateurs (Whitman et Nevers, 2003; Vogel et coll., 2016; Palmer et coll., 2020). Cette remise en suspension peut gonfler les estimations microbiologiques, mais ne reflète pas nécessairement une augmentation du risque pour les baigneurs si des agents pathogènes ne sont pas également présents dans les sédiments. Lorsque l'eau est plus profonde, cet effet a moins d'influence sur les mesures de la qualité de l'eau. En revanche, les eaux plus profondes sont relativement plus exposées aux sources de contamination fécale en provenance de la zone extracôtière que les eaux moins profondes (U.S. EPA, 2005a). La hauteur de poitrine d'adulte (environ 1,2 à 1,5 m) a toujours été la profondeur d'échantillonnage la plus courante, bien que les études épidémiologiques plus récentes aient également utilisé la profondeur de la taille (environ 1 m). On considère traditionnellement qu'il s'agit de la profondeur à laquelle se concentre l'activité des baigneurs et du lieu le plus proche du point d'immersion de la tête, ce qui fournit des indications sur les risques liés à une ingestion d'eau accidentelle. Toutefois, l'échantillonnage à des profondeurs moindres (profondeur de la cheville ou du genou – environ 0,15 à 0,5 m) peut être plus représentatif de la qualité de l'eau à laquelle sont confrontés les jeunes enfants qui jouent au bord de l'eau. Les études épidémiologiques ont généralement révélé que seuls les échantillons prélevés à des profondeurs supérieures à celles du genou mettent en évidence une relation mathématique entre la densité des organismes indicateurs et les maladies chez les baigneurs (U.S. EPA, 2010). Il est suggéré qu'une approche raisonnable, mais prudente de la surveillance pourrait consister à effectuer l'échantillonnage à hauteur de la taille (U.S. EPA, 2010). La profondeur ou les profondeurs d'échantillonnage choisies pour une plage particulière devraient être déterminées par les autorités locales ou régionales en vue d'obtenir les meilleures informations pour la zone aquatique récréative visée. Toutefois, si plus d'une profondeur d'échantillonnage est incluse dans le plan de surveillance, tous les échantillons recueillis à une profondeur particulière doivent être analysés en un seul groupe (par exemple pour calculer la moyenne géométrique) afin d'améliorer la précision des données.

Échantillonnage composite

L'échantillonnage composite permet d'augmenter la superficie couverte par un programme de surveillance des plages tout en offrant la possibilité; de réduire les coûts d'analyse. L'échantillonnage composite consiste à prélever plusieurs échantillons sur une étendue de plage, à les réunir en un ensemble composite et à en analyser un sous-échantillon. L'utilisation de cette technique pose certains défis. Un échantillonnage accru est nécessaire au départ pour valider la faisabilité de l'échantillonnage composite dans une zone donnée. La zone doit être caractérisée pour recenser des endroits sensibles (c.-à-d. des points d'échantillonnage produisant régulièrement une mauvaise qualité de l'eau) susceptibles de perturber l'analyse. Un certain niveau de connaissances statistiques est nécessaire pour analyser les données. Néanmoins, des études ont laissé entendre que, s'il est effectué correctement, l'échantillonnage composite peut être utilisé pour prendre des décisions relatives à la qualité de l'eau avec un degré de précision comparable à celui obtenu en analysant les échantillons individuellement et en établissant la moyenne des résultats (Kinzelman et coll., 2006; Bertke, 2007; Reicherts et Emerson, 2010). De plus amples renseignements sur l'échantillonnage composite se trouvent dans le document technique Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada- L'échantillonnage et l'analyse microbiologiques (Santé Canada, en cours de publication).

Méthodes de dépistage des sources de pollution fécale

Le dépistage des sources fécales peut être utilisé pour compléter les outils de surveillance et d'évaluation déjà en place dans les zones récréatives. La compréhension des sources fécales peut aider à évaluer les risques possibles pour la santé publique, car il a été démontré que les sources de contamination fécale d'origine humaine et provenant des ruminants sont plus préoccupantes que les autres sources d'origine animale (voir Evaluation quantitative du risque microbien ci-dessous). Il peut également aider à cibler les barrières de gestion des risques appropriées, ce qui peut à la fois réduire les avis liés à la plage et prévenir les éclosions de maladies d'origine hydrique.

Des initiatives de dépistage des sources de contamination fécale devraient être conçues pour répondre à une question précise et reposer sur l'analyse des données disponibles, y compris l'échantillonnage bactériologique, les résultats de l'ESHM et les connaissances locales. Pour effectuer le dépistage des sources de contamination fécale, il est important de bien comprendre la nature du problème de pollution fécale. L'ESHM est un outil particulièrement utile pour aider les exploitants des zones aquatiques récréatives, les fournisseurs de services et les autorités locales à déterminer les sources possibles de contamination fécale qui sont pertinentes pour leur zone aquatique récréative. Il est également important de posséder l'expertise requise pour concevoir et réaliser l'étude. Il peut s'agir de personnes issues du secteur public (par exemple scientifiques du gouvernement) ou du secteur privé (par exemple chercheurs universitaires) qui possèdent des connaissances sur les méthodes de dépistage des sources de contamination fécale.

Si le dépistage des sources fécales est envisagé, il existe une panoplie de méthodes disponibles. De nombreuses méthodes disponibles ne sont pas normalisées, mais elles sont bien décrites dans la littérature scientifique. Un certain nombre de méthodes ont été utilisées avec succès dans les milieux aquatiques à vocation récréative pour identifier les sources de pollution fécale inattendues, vérifier l'information provenant d'autres sources de données probantes, résoudre les problèmes locaux de fermeture de plages exposées à des sources limitées de contamination fécale et fragmenter les grands problèmes de dépistage de sources en sous-études plus faciles à gérer (Kinzelman et McLellan, 2009; Converse et coll., 2012; Edge et coll., 2018; Edge et coll., 2021). Le dépistage des sources fécales est également utile dans la prise des décisions de gestion des plages (gouvernement de l'Alberta, 2019).

Le choix des méthodes dépendra de la question à laquelle il faut répondre, des sources fécales soupçonnées et de l'expertise des chercheurs concernés. Les méthodes sélectionnées peuvent différer selon que l'étude vise seulement à différencier les sources humaines des sources non humaines ou que l'attribution de la pollution fécale doit être divisée en plusieurs catégories (c.-à-d. humains, bétail, animaux sauvages, oiseaux, etc.) ou lié à des maladies humaines.

Le dépistage des sources fécales dans les zones des eaux utilisées à des fins récréatives vise souvent à identifier les sources dont le potentiel de contribution aux agents pathogènes humains est connu (c.-à-d. les excréments humains et de ruminants), car même les contributions mineures des eaux d'égout résidentielles (par exemple 10 % à 20 % de la concentration d'E. coli) sont suffisantes pour entraîner un risque pour les baigneurs (Schoen et Ashbolt, 2010). D'autres marqueurs d'origine animale peuvent aider à clarifier les sources fécales observées ou prévues, mais leur lien avec les répercussions possibles des maladies n'a pas clairement été établi (Schoen et Ashbolt, 2010). Il convient de noter que les méthodes de dépistage des sources fécales peuvent ne pas permettre d'identifier toutes les sources qui contribuent à la présence de matières fécales dans le bassin versant et la zone aquatique récréative. De plus, même si les marqueurs sont considérés comme propres à l'hôte, des études ont fait état d'une certaine réactivité croisée avec des espèces autres que la cible prévue, généralement dans un moins grand nombre d'échantillons et à des concentrations inférieures à celles trouvées chez les espèces cibles (Nguyen et coll., 2018; Staley et coll., 2018b).

Lors de la conception d'une étude de dépistage des sources fécales, une approche par paliers devrait être envisagée. Une approche par paliers utilise l'information actuellement disponible sur le bassin versant et la zone des eaux utilisées à des fins récréatives (par exemple les données sur les bactéries fécales indicatrices, l'information sur l'utilisation des sols, l'état de l'infrastructure sanitaire) pour déterminer les sources fécales avant d'instaurer des méthodes chimiques et microbiologiques plus complexes de dépistage des sources. Toute évaluation du dépistage des sources fécales devrait également reposer sur une approche de type « boîte à outils » fondée sur de multiples sources de données pour déterminer les sources de pollution fécale. D'autres renseignements sur l'approche par paliers sont disponibles ailleurs (Griffith et coll., 2013). D'autres conseils sur la conception d'études de dépistage des sources fécales sont fournis dans des publications de la U.S. EPA (2005 b; 2019a,b), du Southern California Coastal Water Research Project (Griffith et coll., 2013) et de l'US Geological Survey (Stoeckel, 2005).

Si des méthodes chimiques et microbiologiques sont nécessaires dans une zone récréative, diverses méthodes sont disponibles. Ces méthodes sont décrites dans les sections ci-après.

Méthodes chimiques

Les méthodes d'analyse chimique reposent sur la détection de composés chimiques dont on sait qu'ils aboutissent dans les matières fécales à la suite d'activités humaines – par exemple consommation et/ou métabolisme et excrétion subséquente dans les selles ou élimination dans les eaux d'égout. De nombreux composés chimiques ont été examinés comme marqueurs potentiels de sources humaines de pollution fécale. Les édulcorants artificiels, la caféine, les détergents, les agents de blanchiment fluorescents, les matières parfumées, les stérols fécaux, les stanols fécaux, les produits pharmaceutiques et les produits de soins personnels ont tous été proposés comme marqueurs de la pollution fécale provenant des stations de traitement des eaux usées (Glassmeyer et coll., 2005; Tran et coll., 2015; Devane et coll., 2019). Des traceurs chimiques comme de la fumée ou des colorants ont été utilisés pour confirmer les sources soupçonnées de contamination, comme les effluents d'eaux usées et les jonctions fautives dans les infrastructures de traitement des eaux usées. Parmi les avantages d'utiliser des marqueurs chimiques, mentionnons un temps d'analyse plus court comparativement à de nombreuses méthodes microbiologiques, de faibles limites de détection et la facilité d'analyse (Haack et coll., 2009). Les inconvénients potentiels peuvent comprendre des devenirs différents dans l'environnement pour les marqueurs chimiques par rapport aux microorganismes (Glassmeyer et coll., 2005), l'absence de lien cohérent avec la maladie pour la modélisation des risques (Napier et coll., 2018), les sources non fécales de certains marqueurs chimiques (Tran et coll., 2015) et les coûts.

Toutefois, les marqueurs chimiques peuvent être utilisés dans le cadre de multiples sources de données et d'une approche de boîte à outils pour comprendre les sources fécales.

Méthodes microbiologiques

Les méthodes de dépistage microbiologique des sources (MST) reposent sur le principe selon lequel certains microorganismes fécaux sont fortement associés à des hôtes particuliers et que des attributs particuliers de ces microorganismes associés à l'hôte peuvent être utilisés pour déterminer les sources fécales (Harwood et coll., 2014). Les méthodes de MST se différencient selon qu'elles s'appuient ou non sur une banque de matériel de référence. Les méthodes s'appuyant sur de telles banques ont été plus largement utilisées dans les premières études de MST, tandis que dans les études récentes, les méthodes ne s'appuyant pas sur de telles banques sont utilisées presque exclusivement.

Les méthodes s'appuyant sur des banques de matériel microbien permettent de dresser une liste des caractéristiques d'isolats particuliers obtenus à partir de sources fécales connues, puis de comparer ces caractéristiques à celles des isolats « inconnus » issus d'échantillons d'eau. Par exemple, une banque pourrait être une base de données des profils de résistance aux antibiotiques ou d'empreintes génétiques d'isolats d'E. coli provenant d'excréments d'animaux et d'effluents d'eaux usées municipales (Wiggins, 1996; Dombek et coll., 2000; Carson et coll., 2001; Edge et Hill, 2007). Les profils ou les empreintes génétiques des isolats d'E. coli « inconnus » issus d'échantillons d'eaux récréatives peuvent ensuite être comparés à ceux, « connus », de la banque de matériel pour déceler les similitudes afin de tirer des conclusions statistiques concernant la source des isolats d'E. coli d'origine hydrique. Ce type de méthode présente de nombreux inconvénients. Elles nécessitent de grandes banques de matériel de référence aux fins de comparaisons aux inconnus (les petites banques comptant moins de 1 000 biotypes ont tendance à induire en erreur en matière d'associations), sont sujettes à des erreurs de classification des sources fécales (surtout lorsque la taille des banques est limitée), et les banques ne sont pas transférables d'un endroit à l'autre (Griffith et coll., 2003; Stoeckel et coll., 2004). Elles exigent en outre beaucoup de travail, et les délais d'attente des résultats peuvent être longs. Ces inconvénients ont généralement entraîné l'abandon des méthodes axées sur des banques de matériel qui reposent sur la collecte d'isolats de bactéries fécales indicatrices. Toutefois, on a récemment étudié sur l'utilisation des analyses de séquences d'ADN à haut débit, comme les microréseaux à haute densité (Dubinsky et coll., 2012, 2016), et les résultats du séquençage de prochaine génération pour le MST (Staley et coll., 2018a; Gordy et coll., 2018). Ces méthodes sont considérées comme des méthodes non axées sur des banques de matériel et sont actuellement étudiées dans le cadre d'une boîte à outils de MST.

Les méthodes ne s'appuyant pas sur des banques de matériel sont maintenant plus largement mentionnées dans la littérature scientifique. Elles consistent à détecter des marqueurs d'ADN propres à l'hôte ou des organismes propres à l'hôte (bactéries ou virus) pour identifier les sources de contamination fécale dans l'eau. La plupart des méthodes ne s'appuyant pas sur des banques de matériel font appel à des méthodes PCR (PCR quantitative, PCR numérique ou, dans les premières études, PCR en point final) pour détecter les marqueurs ou les organismes d'intérêt. Les gènes des toxines (Khatib et coll., 2002, 2003), les gènes de facteurs de virulence (Scott et coll., 2005) et les séquences d'ADN à haut niveau de conservation (Bernhard et Field, 2000a; Johnston et coll., 2010) sont des exemples de marqueurs propres à l'hôte. En particulier, les marqueurs propres à l'homme dans l'ADN ribosomal (ADNr) 16 S du genre Bacteroides sont largement utilisés (Bernhard et Field, 2000 b; Layton et coll., 2006; Kildare et coll., 2007; Okabe et coll., 2007; Ahmed et coll., 2009; Shanks et coll., 2009; Green et coll., 2014; Mayer et coll., 2018). Des marqueurs d'ADN propres aux hôtes animaux ont également été mis au point, y compris des marqueurs pour les oiseaux, les ruminants et divers animaux de compagnie (Bernhard et Fields, 2000a; Kildare et coll., 2007; Lu et coll., 2008; Shanks et coll., 2008; Weidhaas et coll., 2010; Green et coll., 2012). Les virus propres à l'hôte les plus couramment étudiés sont l'adénovirus humain, les polyomavirus humains, les virus de la marbrure légère du poivron et le phage crAssphage (McQuaig et coll., 2009; Ahmed et coll., 2010; Wong et coll., 2012; Rusiñol et coll., 2014; Symonds et coll., 2016; Farkas et coll., 2019). Bien qu'il puisse y avoir une certaine variabilité géographique dans les marqueurs et les organismes propres à l'hôte, ces méthodes ont été appliquées avec succès aux études de MST dans les eaux récréatives à l'échelle mondiale (Boehm et coll., 2003; Bower et coll., 2005; Noble et coll., 2006; Hughes et coll., 2017; Cao et coll., 2018; Nguyen et coll., 2018; Staley et coll., 2018b).

Les méthodes qui ne s'appuient pas sur des banques de matériel présentent des avantages et des inconvénients. D'un point de vue positif, ces méthodes exigent moins de travail que les méthodes qui s'appuient sur des banques de matériel et il est donc plus facile et moins coûteux de les utiliser. Certains des meilleurs marqueurs propres à l'hôte (par exempl HF183 pour les sources humaines) se sont révélés transférables d'une région à l'autre (Mayer et coll., 2018) et pourraient être liés aux maladies des baigneurs (Boehm et coll., 2015; Cao et coll., 2018; Boehm et coll., 2018; Boehm et Soller, 2020), bien que ce lien n'ait pas été signalé fréquemment (Napier et coll., 2017). Certains marqueurs propres à l'homme (par exemple crAssphage) sont également présents à de fortes concentrations dans les eaux usées brutes (Farkas et coll., 2019; Korajkic et coll., 2020) et se décomposent plus lentement que d'autres marqueurs génétiques (Ahmed et coll., 2019), ce qui les rend utiles pour le dépistage des sources fécales. Un des principaux inconvénients des méthodes qui ne s'appuient pas sur des banques de matériel est la nécessité de mettre au point des marqueurs propres à la source qui soient applicables à l'ensemble des bassins versants et qui présentent une réactivité croisée minimale avec les matières fécales non ciblées.

Évaluation quantitative du risque microbien

Une évaluation quantitative du risque microbien (EQRM) est utilisée pour estimer les risques possibles pour la santé associés à un scénario d'exposition particulier. Les évaluations reposent sur des données sur la qualité de l'eau, des hypothèses sur les conditions d'exposition et des modèles dose-réponse pour des agents pathogènes particuliers comme intrants pour estimer les risques. Dans les milieux récréatifs, l'EQRM a été utilisée pour mieux comprendre les répercussions potentielles relatives des agents pathogènes humains sur la santé et pour appuyer les décisions concernant les risques pour la santé dans les plans de gestion de la qualité de l'eau. Les études d'EQRM nécessitent une quantité importante de données sur la zone d'eaux récréatives et un degré élevé de savoir-faire technique pour qu'elles soient correctement réalisées. Ce sont des limites considérables à leur utilisation plus répandue.

Estimation des risques pour la santé sur les plages

L'EQRM a été utilisée dans des études de recherche pour examiner les risques estimés liés à divers agents pathogènes sur les plages (Boehm et coll., 2018; Federigi et coll., 2019; Sunger et coll., 2019). Les agents pathogènes les plus souvent inclus sont les virus entériques (par exemple norovirus, adénovirus humains), les protozoaires entériques (par exemple Cryptosporidium, Giardia) et les bactéries entériques (par exemple Campylobacter, Salmonella). Les études d'EQRM sont souvent réalisées comme solution de rechange aux études épidémiologiques. Si les études épidémiologiques permettent l'examen direct des risques pour la santé du public, elles sont cependant coûteuses et exigent beaucoup de travail. Les études d'EQRM permettent également de prévoir les risques à des niveaux inférieurs à ceux qui peuvent être déterminés au moyen d'études épidémiologiques. Toutefois, ces études ont autant de valeur que les renseignements utilisés pour appuyer leur élaboration. Elles comportent de nombreuses hypothèses susceptibles de devoir être validées pour le site à l'étude.

Certains chercheurs ont mené des études d'EQRM parallèlement à des études épidémiologiques pour comparer les résultats en matière de risques pour la santé. Par exemple, dans une étude portant sur les effets du temps humide sur la santé des surfeurs dans le sud de la Californie, des effets gastro-intestinaux similaires ont été estimés lors de la comparaison de l'analyse de l'EQRM aux résultats de l'étude épidémiologique (15 cas d'effets gastro-intestinaux pour 1 000 activités récréatives contre 12 cas d'effets gastro-intestinaux excédentaires pour 1 000 activités récréatives, respectivement) (Soller et coll., 2017). Une autre étude jumelant l'EQRM et une étude épidémiologique menée à Chicago, portant sur les activités de contact secondaire a fait ressortir une différence d'environ un ordre de grandeur en ce qui concerne le risque pour la santé entre les deux approches (Rijal et coll., 2011; Dorevitch et coll., 2012). Les méthodes d'EQRM ont également été utilisées pour réanalyser les données d'une étude épidémiologique menée sur la plage Boquerón, à Porto Rico, où aucun lien avec la santé humaine n'a pu être établi. L'EQRM avait prédit de 2 à 3 maladies pour 1 000 adeptes de plein air, bien en deçà du niveau qui serait décelable par l'étude épidémiologique (Soller et coll., 2016). Même si la réalisation d'EQRM exige un degré élevé d'expertise scientifique, ces études mettent en évidence leur utilité pour estimer les risques pour la santé humaine dans le contexte de la qualité des eaux récréatives.

Comparaison des risques pour la santé liés à diverses sources fécaless

À l'aide de l'EQRM, des chercheurs ont également étudié les risques relatifs liés à différentes sources fécales, y compris les sources d'eaux usées humaines, le ruissellement des eaux pluviales, les problèmes de contamination par les oiseaux et les apports fécaux d'origine agricole. Cette recherche sert de fondement à la recommandation d'établir des valeurs de recommandations de rechange pour la qualité de l'eau, le cas échéant (par exemple en se fondant sur des évaluations du risque propres au site).

Les sources humaines de matières fécales (par exemple eaux usées municipales, fosses septiques, autres baigneurs à la plage) présentent le plus grand risque pour la santé humaine, car elles sont les sources les plus susceptibles de contenir des agents pathogènes humains. La plupart des études ont signalé que les virus entériques, en particulier le norovirus, posent le plus grand risque pour la santé des baigneurs dans les eaux récréatives (Schoen et Ashbolt, 2010; Soller et coll., 2010a; Dufour et coll., 2012; McBride et coll., 2013; Eregno et coll., 2016; Vergara et coll., 2016). D'autres sources fécales (par exemple agriculture et faune) peuvent contenir des agents pathogènes préoccupants pour la santé humaine, mais leurs répercussions sont plus variables. Une étude des risques possibles liés au ruissellement des eaux pluviales contenant uniquement des sources fécales d'origine animale a permis d'estimer que le risque pour la santé humaine lié au fumier de bovin, de porc et de poulet était respectivement de 30 à 180, de 35 à 65 et de 25 à 6 000 fois plus faible que les risques possibles liés aux eaux usées municipales à des concentrations similaires d'E. coli et d'entérocoques (Soller et coll., 2015). On a estimé que les matières fécales fraîches provenant du bétail présentent un risque de maladie similaire à celui des eaux usées municipales, mais que les matières fécales de poulet, de porc et de goéland présentaient un risque plus faible (Soller et coll., 2010b). Les chercheurs ont également estimé que le risque pour la santé lié aux excréments de goéland était inférieur d'au moins 1 log à celui lié aux eaux usées, en supposant que les concentrations d'entérocoques soient les mêmes (Schoen et Ashbolt, 2010). Dans les sites récréatifs, les entérocoques provenant des excréments de sauvagine peuvent prédominer, mais ils peuvent représenter un risque beaucoup plus faible pour la santé humaine que dans les sites contaminés par les eaux usées (même à de faibles concentrations) (Schoen et Ashbolt, 2010). La modélisation des risques a montré que lorsque moins de 10 % à 30 % des entérocoques présents dans les eaux récréatives proviennent de sources humaines, le risque possible pour la santé humaine pourrait être considérablement inférieur à celui indiqué par la valeur de recommandation de l'indicateur bactériologique (Schoen et Ashbolt, 2010; Soller et coll., 2014). Bien que les sources fécales autres que d'origine humaine présentent généralement un risque plus faible, il arrive que les matières fécales d'origine animale contiennent des concentrations plus élevées d'agents pathogènes humains, par exemple E. coli O157:H 7 chez les veaux (Soller et coll., 2015).

En général, la source fécale prédominante dans un site récréatif ne constitue pas nécessairement le risque dominant pour la santé. Certaines études ont combiné des méthodes d'EQRM à des données portant sur des marqueurs fécaux propres à l'homme (par example HF183) pour estimer les risques pour la santé associés à certains agents pathogènes, ainsi que pour estimer les concentrations seuils pour les marqueurs propres à l'homme qui correspondent aux niveaux de risque pour la santé associés aux critères relatifs à la qualité de l'eau utilisée à des fins récréatives de la U.S. EPA (2012) pour E. coli et les entérocoques (Brown et coll., 2017; Boehm et coll., 2018; Boehm et Soller, 2020). D'autres marqueurs de suivi des sources fécales propres à l'homme pourraient également être utilisés, mais des recherches supplémentaires sont nécessaires avant de pouvoir élaborer des recommandations.

L'EQRM dans les plans de gestion de la qualité de l'eau

Bien que la mise en œuvre de l'EQRM exige un niveau élevé de connaissances scientifiques, elle a été utilisée pour appuyer les plans de gestion de la qualité des eaux récréatives propres au site. Dans le cadre d'un projet pilote mené sur une plage australienne, on a utilisé des données d'enquête sanitaire combinées à une approche d'EQRM pour concevoir un programme de gestion de la qualité des eaux récréatives propre au site (Ashbolt et coll., 2010). Au Canada, le gouvernement de l'Alberta a utilisé les données publiées d'EQRM sur les risques comparatifs pour mettre en œuvre le dépistage des sources fécales dans le cadre de son protocole mis à jour sur les plages sécuritaires (gouvernement de l'Alberta, 2019). Le document technique Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada - Indicateurs de contamination fécale utilise les résultats de l'étude d'EQRM pour appuyer l'élaboration de critères de rechange propres au site concernant les eaux récréatives (Santé Canada, 2023). Dans ses plus récents critères de qualité des eaux récréatives, la U.S. EPA permet l'élaboration d'objectifs de qualité de l'eau propres au site à l'aide de modèles d'EQRM lorsque les sources autres que les eaux usées sont à l'origine des risques pour la santé (U.S. EPA, 2012).

Modèles prédictifs de la qualité de l'eau

La modélisation prédictive de la qualité de l'eau a recours à des approches mathématiques (par exemple équations de régression linéaire, outils d'intelligence artificielle) pour prédire si un objectif de qualité de l'eau (par exemple valeurs de recommandations pour E. coli et les entérocoques) peut être dépassé. La complexité peut varier d'une approche à l'autre. L'objectif global est d'intégrer les résultats de la modélisation prédictive à un plan de gestion de la qualité des eaux récréatives. La modélisation guide les décisions de santé publique concernant la pertinence de la qualité de l'eau destinée à des activités récréatives.

L'utilisation de modèles pour prédire les concentrations de bactéries fécales indicatrices peut permettre de surmonter certaines limites des approches de surveillance actuelles, comme les délais associés à l'obtention des résultats des cultures de bactéries fécales indicatrices et les fréquences d'échantillonnage bactériologique moins que quotidiennes (OMS, 2003; U.S. EPA, 2012, 2016). Les modèles prédictifs sont conçus pour faire des prédictions le jour même, y compris la fin de semaine, lorsque de nombreuses zones récréatives ne sont pas surveillées. Les modèles peuvent également être automatisés afin que les prédictions soient générées quotidiennement puis automatiquement envoyées aux exploitants de plages (Searcy et coll., 2018). Il convient de noter que les plages ne sont pas toutes de bons candidats pour l'utilisation de la modélisation prédictive dans leurs plans de gestion de la qualité des eaux récréatives (ministère de l'Environnement [MEO], 2012; U.S. EPA, 2016). Il se peut que les outils prédictifs ne soient pas utiles pour les plages qui ne dépassent presque jamais les valeurs de recommandations ou les plages dont on sait que la qualité de l'eau reste constante pendant de longues périodes. De plus, pour que les outils prédictifs fonctionnent, un ensemble de variables doit être disponible pour modéliser la qualité de l'eau avec un degré raisonnable de précision. Une liste des variables couramment utilisées pour la modélisation se trouve dans U.S. EPA (2016). Les zones récréatives qui sont soumises à un ensemble de conditions et de perturbations variées ou qui changent fréquemment et qui ne sont pas prévisibles ne sont pas de bons candidats pour la modélisation.

Des modèles prédictifs ont été élaborés et validés à l'aide de données provenant de divers paramètres liés à l'eau et aux conditions météorologiques (par exemple précipitations, hauteur des vagues, direction du vent, turbidité, numérations d'indicateurs fécaux). Parmi les exemples de ces modèles, mentionnons SwimCast (Olyphant et Pfister, 2005; Lake County Health Department, 2010), NowCast (Francy et Darner, 2007; Francy et coll., 2013a; Francy et coll., 2013b) et Virtual Beach (Frick et coll., 2008; Mednick, 2012; Cyterski et coll., 2013; Neet et coll., 2015), bien que de nombreux autres exemples aient également été publiés (Nevers et coll., 2009; Lawrence, 2012; Chan et coll., 2013; Francy et coll., 2013b; Jones et coll., 2013; Gonzalez et Noble, 2014; Brooks et coll., 2016; He et coll., 2016; U.S. EPA, 2016, Searcy et coll., 2018). Dans de nombreux cas, il a été démontré que les modèles prédictifs présentent un degré d'exactitude comparable ou supérieur à celui de la surveillance traditionnelle des plages en fonction des bactéries fécales pour la prise de décisions appropriées et opportunes en matière de gestion des plages. Toutefois, les modèles ne sont pas statiques et une évaluation et des améliorations continues des modèles sont nécessaires (Searcy et coll., 2018). La U.S. EPA (2016) décrit un processus en six étapes pour élaborer et utiliser la modélisation prédictive à un site de plage.

L'utilisation des outils prédictifs pose un certain nombre de défis. Un niveau important d'expertise technique est nécessaire pour élaborer les modèles, analyser et interpréter les données et tenir à jour et réévaluer les modèles. De plus, comme nous l'avons mentionné précédemment, il se peut que les modèles ne fonctionnent pas dans tous les domaines. Les modélisateurs utilisent des données historiques pour élaborer les équations mathématiques qui décrivent les relations entre les différentes variables. Les données sur la zone récréative doivent donc être disponibles. Les données provenant de programmes de surveillance bien conçus, représentatifs de l'éventail des conditions, seront les plus utiles pour l'élaboration de modèles prédictifs. Les modèles doivent être validés par rapport aux données de surveillance pour s'assurer qu'ils fournissent des estimations précises. Si ces défis peuvent être relevés, les exploitants de plages, les fournisseurs de services ou les autorités responsables qui cherchent un outil supplémentaire pour améliorer potentiellement la rapidité de leurs décisions en matière de qualité de l'eau pourraient envisager d'étudier cette approche.

Surveillance des cyanobactéries et de leurs toxines

Des programmes de surveillance appropriés des efflorescences de cyanobactéries et de leurs toxines fournissent des informations d'alerte précoce pour informer les usagers des risques possibles pour la santé. Tant les cyanobactéries planctoniques que les cyanobactéries benthiques peuvent causer des maladies chez l'humain et les animaux. Il n'est pas nécessaire de surveiller toutes les rivières et tous les lacs utilisés à des fins récréatives, pour détecter la présence de cyanobactéries ou de leurs toxines. Les autorités responsables devraient plutôt utiliser des critères pour évaluer le risque de formation d'efflorescences afin de repérer les plans d'eau plus à risque. Il faut également tenir compte des types d'activités récréatives qui ont lieu dans la zone et du niveau d'exposition des personnes en cas d'épisode de formation d'efflorescences de cyanobactéries. Ces renseignements peuvent ensuite servir à établir l'ordre de priorité des zones qui devraient faire l'objet d'une surveillance, à déterminer une approche de surveillance (par exemple ce qu'il faut surveiller, à quelle fréquence) et à élaborer un plan d'action pour répondre à un épisode d'efflorescence. D'autres recommandations sur les cyanobactéries et leurs toxines se trouvent dans le document technique Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada – Les cyanobactéries et leurs toxines (Santé Canada, 2022a).

Autres activités de surveillance

D'autres paramètres de qualité de l'eau (par exemple la couleur, la clarté, la présence d'un film d'huile ou de graisse) liés aux caractéristiques physiques ou esthétiques d'un plan d'eau récréatif et de son environnement ont des liens avec la santé et la sécurité des usagers des eaux récréatives et peuvent donc être inclus dans un programme de surveillance. Des valeurs de recommandations ou des objectifs esthétiques ont été précisés pour ces paramètres au besoin. Vous trouverez de plus amples renseignements dans le document technique Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada - Caractéristiques physiques, esthétiques et chimiques (Santé Canada, 2022b).

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