Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada : Indicateurs de contamination fécale

Télécharger le format de rechange
(Format PDF, 1572 Ko, 51 pages)

Organisation : Santé Canada

Publiée : 2021-11-26

Objectif de la consultation

Le présent document technique évalue l'information disponible sur les organismes indicateurs de contamination fécale dans les eaux utilisées à des fins récréatives dans le but de procéder à des mises à jour ou de faire des recommandations relatives aux différents paramètres. La consultation vise à solliciter des commentaires sur les recommandations proposées, la démarche suivie pour les élaborer et les répercussions possibles de leur mise en œuvre.

Le document a été révisé par des spécialistes externes et modifié par la suite. Nous sollicitons maintenant les commentaires du public. Le document est mis à la disposition du public pour une période de consultation de 60 jours. Les commentaires (avec justification pertinente, le cas échéant) peuvent être envoyés à Santé Canada par courrier électronique (water-eau@hc-sc.gc.ca).

Les commentaires doivent nous parvenir avant le 25 janvier 2022.

Les commentaires reçus dans le cadre de la consultation seront transmis, avec le nom et l'affiliation de leurs auteurs, aux membres du groupe de travail sur la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives. Les personnes qui ne veulent pas que leur nom et leur affiliation soient communiqués aux membres du groupe de travail sur la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives doivent joindre à leurs commentaires une déclaration à cet effet.

Il est à noter que le présent document technique sera révisé après l'analyse des commentaires reçus et que, s'il y a lieu, les recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives seront mises à jour. Ce document devrait donc être considéré strictement comme une ébauche pour commentaires.

Table des matières

Indicateurs de contamination fécale

Avant-propos

Les Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada sont composées de plusieurs documents techniques qui tiennent compte des divers facteurs susceptibles de nuire à la salubrité des eaux utilisées à des fins récréatives du point de vue de la santé humaine. Elles fournissent des valeurs indicatives pour des paramètres précis utilisés pour surveiller les dangers liés à la qualité de l'eau et recommandent des stratégies de surveillance et de gestion des risques reposant sur des données scientifiques. Par « eaux utilisées à des fins récréatives », on entend les eaux douces, marines ou estuariennes naturelles utilisées à de telles fins; cela comprend les lacs, les rivières et les ouvrages (p. ex. carrières, lacs artificiels) qui sont remplis d'eaux naturelles non traitées. Les différentes autorités responsables peuvent choisir d'appliquer ces recommandations à d'autres eaux naturelles qui font l'objet d'un traitement limité (p. ex. application à court terme d'un désinfectant pour une manifestation sportive). Toutefois, dans de telles situations, la prudence est de mise au moment d'appliquer les recommandations, puisque les eaux comportant des organismes indicateurs sont plus faciles à désinfecter que celles comportant d'autres microorganismes pathogènes (p. ex. protozoaires pathogènes). Les activités récréatives qui pourraient présenter un risque pour la santé humaine à la suite d'une immersion ou d'une ingestion intentionnelle ou accidentelle comprennent les activités de contact primaire (p. ex. natation, baignade, pataugeage, planche à voile et ski nautique) et les activités de contact secondaire (p. ex. canot et pêche).

Chaque document technique s'appuie sur les publications scientifiques les plus récentes concernant les effets sur la santé, les effets esthétiques et les considérations relatives à la gestion des plages. Puisque la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives relève généralement de la compétence des provinces et des territoires, les politiques et les approches varieront d'une autorité responsable à l'autre.

Les documents techniques sont destinés à guider les décisions des autorités provinciales et locales responsables de la gestion des eaux utilisées à des fins récréatives. Pour obtenir une liste complète des documents techniques disponibles, veuillez consulter le document de synthèse des Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada sur le site Web de Santé Canada.

Utilisation des indicateurs de contamination fécale pour la gestion de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives

Le présent document décrit comment les indicateurs de pollution fécale peuvent être utilisés dans le cadre d'une approche de gestion préventive des risques, en plus des autres activités menées, comme les enquêtes relatives à la salubrité et à la santé du milieu (ESSM) et, dans certains cas, les enquêtes fondées sur le dépistage des sources de pollution microbienne (DSPM).. Les eaux utilisées à des fins récréatives peuvent être touchées par des matières fécales contenant des agents pathogènes entériques provenant de nombreuses sources, notamment des eaux usées, des eaux usées traitées, des eaux de ruissellement urbaines ou agricoles, des procédés industriels, des animaux domestiques ou sauvages et même des baigneurs. Le degré de risque associé aux agents pathogènes entériques varie selon la source de contamination fécale, les eaux usées étant généralement considérées comme la source la plus importante (pour ce qui est des concentrations élevées de virus entériques infectieux, de bactéries et de protozoaires parasites). De manière générale, la surveillance de routine des agents pathogènes s'avère impossible dans les eaux utilisées à des fins récréatives, en raison des différents types d'agents pathogènes pouvant être présents, des quantités variables de ces agents pathogènes au fil du temps et du degré de difficulté associé à bon nombre des méthodes de détection. Par conséquent, dans le cadre de l'approche de gestion des risques pour les eaux utilisées à des fins récréatives, les autorités surveillent les indicateurs de contamination fécale qui sont présents en grand nombre dans les matières fécales humaines et animales. De fortes valeurs correspondant à ces indicateurs dans les milieux aquatiques signalent une contamination fécale et un risque élevé de maladies.

Des valeurs recommandées ont été établies pour Escherichia coli (E. coli) et les entérocoques. Elles tiennent compte à la fois des risques pour la santé associés aux activités récréatives et des avantages qu'amène l'utilisation des eaux à des fins récréatives sur le plan de l'activité physique et de la détente. Les valeurs recommandées représentent un niveau acceptable de risque pour les activités récréatives.

Il est recommandé d'utiliser E. coli et les entérocoques comme indicateurs primaires d'une pollution fécale éventuelle et d'un risque potentiellement élevé de maladies gastro-intestinales dans les eaux utilisées à des fins récréatives touchées par la pollution fécale d'origine humaine. Selon des évaluations quantitatives du risque microbien, à l'instar des eaux contaminées par la pollution fécale d'origine humaine, les eaux touchées par les ruminants (p. ex. matières fécales de bovins) peuvent présenter un risque important pour la santé humaine. Les zones récréatives qui ne sont pas touchées par la pollution causée par les humains ou les ruminants contiennent généralement de faibles concentrations d'agents pathogènes pour humains, comparativement aux zones contaminées par des matières fécales d'humains et de ruminants, à des concentrations semblables d'E. coli et d'entérocoques. La détection d'E. coli et des entérocoques dans ces sources d'eau, aux concentrations des recommandations, peut donc présenter un risque inférieur pour la santé humaine. Des critères distincts liés à la qualité des eaux peuvent être établis, en fonction du lieu, pour les eaux utilisées à des fins récréatives qui présentent potentiellement un faible risque. Cependant, il faut faire preuve de prudence et s'assurer que le risque de maladies associé à tout nouveau critère ne dépasse pas le niveau (de risque)  jugé acceptable. On encourage les exploitants de zones récréatives à cerner les sources de contamination fécale ayant une incidence sur une zone de loisirs aquatiques. Diverses options sont offertes, notamment des enquêtes relatives à la salubrité et à la santé du milieu, des méthodes de dépistage des sources de pollution microbienne, ainsi que d'autres indicateurs, pour déterminer les sources de pollution et les priorités en matière d'assainissement afin d'améliorer la qualité de l'eau pour les adeptes de loisirs aquatiques.

De plus amples renseignements sur la gestion des risques associés à la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives figurent dans le document technique intitulé Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada - Comprendre et gérer les risques dans les eaux récréatives (Santé Canada, en cours de publication).

1.0 Recommandations pour les activités récréatives de contact primaire

Des recommandations au sujet des bactéries indicatrices de contamination fécale que sont Escherichia coli (E. coli) et les entérocoques ont été élaborées en ce qui a trait aux zones récréatives utilisées pour les activités de contact primaire (voir le tableau 1 et le tableau 2). Ces valeurs tiennent compte à la fois des risques pour la santé et des avantages de l'utilisation des eaux à des fins récréatives sur le plan de l'activité physique et de la détente; elles représentent ainsi un niveau de risque jugé acceptable pour les activités récréatives (voir la section 6.5).

Les bactéries indicatrices de contamination fécale servent à déceler un risque accru pour la santé humaine et constituent l'un des éléments d'une approche de gestion préventive des risques. Les méthodes fondées sur la culture (E. coli et entérocoques) et celles axées sur la réaction en chaîne de la polymérase (PCR) (entérocoques) peuvent être utilisées pour l'analyse. Le choix de la méthode dépendra des caractéristiques de l'eau, de la capacité du laboratoire et de la nécessité d'obtenir les résultats le jour même. D'autres renseignements sur les méthodes figurent dans le document technique sur les méthodes microbiologiques (Santé Canada, en cours de préparation-a).

Tableau 1. Valeurs recommandéesFootnote 1,Footnote 2 pour les méthodes fondées sur la culture
Indicateur Beach Action Value (BAV)Footnote 4

E. coli

- eaux doucesFootnote 3

≤ 235 ufcFootnote 5/100 mL

Entérocoques

- eaux douces et marines

≤ 70 ufcFootnote 5/100 mL

Footnote 1

Les autorités responsables peuvent établir d'autres critères pour les zones récréatives très peu touchées par des agents pathogènes fécaux d'origine humaine;

Return to footnote 1 referrer

Footnote 2

Valeurs de l'Environmental Protection Agency des États-Unis (US EPA) des États-Unis (2012) pour 36 maladies/1 000 adeptes d'activités récréatives de contact primaire;

Return to footnote 2 referrer

Footnote 3

E. coli peut être une mesure adoptée pour les eaux marines s'il est prouvé que cela permet de démontrer adéquatement la présence de contamination fécale;

Return to footnote 3 referrer

Footnote 4

La concentration de la BAV est fondée sur un seul échantillon;

Return to footnote 4 referrer

Footnote 5

Les méthodes reposant sur des estimations du nombre le plus probable (NPP) sont considérées comme équivalentes aux valeurs des ufc indiquées; ufc - unités formant colonies.

Return to footnote 5 referrer

Tableau 2. Valeurs recommandéesFootnote 1,Footnote 2 pour les méthodes fondées sur la PCR
Indicateur Beach Action Value(BAV)Footnote 3

Entérocoques

- eaux douces et marines

< 1 000 cce/100 mL

Footnote 1

Les autorités responsables peuvent établir d'autres critères pour les zones récréatives très peu touchées par des agents pathogènes fécaux d'origine humaine;

Return to footnote 1 referrer

Footnote 2

Valeurs de l'EPA des &Eacute;tats-Unis (2012) pour 36&nbsp;maladies/1&nbsp;000&nbsp;adeptes d'activit&eacute;s r&eacute;cr&eacute;atives de contact primaire;

Return to footnote 2 referrer

Footnote 3

La concentration de la BAV est fondée sur un seul échantillon; cce - calibrator cell equivalent (équivalent cellulaire de l'étalon).

Return to footnote 3 referrer

Le lien épidémiologique entre les concentrations d'E. coli ou d'entérocoques et le risque accru d'effets néfastes sur la santé humaine est fondé sur une évaluation de lieux touchés à divers degrés par la pollution fécale d'origine humaine (p. ex. eaux usées domestiques).Les zones récréatives qui ne sont pas touchées par la pollution fécale causée par les humains ou les ruminants, comme celles où se trouvent uniquement des animaux sauvages et des oiseaux, contiendraient moins d'agents pathogènes pour l'humain. À ces endroits, des concentrations supérieures de bactéries indicatrices peuvent être observées avant que le risque de maladies gastro-intestinales n'excède le niveau acceptable. Les méthodes fondées sur le dépistage des sources de pollution microbienne, en plus des enquêtes relatives à la salubrité et à la santé du milieu, peuvent servir à déterminer la ou les sources probables de contamination fécale en vue d'aider à caractériser les risques pour la santé humaine connexes (voir l'encadré 1). Lorsque les eaux utilisées à des fins récréatives présentent un très faible risque de contamination fécale causée par les humains ou les ruminants, l'établissement de critères propres au lieu peut s'avérer judicieux.

2.0 Application des recommandations

La surveillance des indicateurs de contamination fécale offre des renseignements utiles sur les changements de la qualité de l'eau qui peuvent survenir à la plage et fournit une mesure pour la prise de décisions en matière de santé publique. Toutefois, les résultats de la surveillance de la qualité de l'eau ne devraient pas constituer la seule mesure servant à déterminer si une zone est propice aux activités récréatives. La surveillance de routine d'E. coli ou des entérocoques devrait faire partie intégrante d'une approche de gestion préventive des risques afin de protéger la santé des usagers des eaux utilisées à des fins récréatives. Les décisions en matière de santé publique devraient tenir compte à la fois des risques accrus pour la santé, d'une part, et d'autre part, de la détente et de l'exercice associés à ces activités. D'autres conseils se trouvent dans les documents techniques portant sur la compréhension et la gestion des risques liés aux eaux utilisées à des fins récréatives et les méthodes microbiologiques (Santé Canada, en cours de publication-a,b).

Les recommandations énoncées dans le présent document représentent les valeurs des mesures requises à la plage (Beach Action Value ou BAV) en fonction d'un seul échantillon, à la fois pour les méthodes de surveillance fondées sur la culture (E. coli et entérocoques) et la PCR (entérocoques). Les autorités responsables peuvent choisir de mettre en œuvre des méthodes fondées sur les cultures, des méthodes fondées sur la PCR ou les deux, selon leur plan de surveillance de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives. Les méthodes fondées sur la PCR quantitative et numérique ont l'avantage d'offrir les résultats le jour même en vue de la prise de décisions, pourvu que le laboratoire reçoive les échantillons d'eau prélevés en temps opportun.

Les recommandations au sujet des BAV reposent sur les distributions de la qualité de l'eau observées dans les études épidémiologiques à l'appui, d'après les calculs de l'Environmental Protection Agency (EPA) des États-Unis (voir la section 6 et le document de l'EPA des États-Unis, 2012). Ces valeurs sont recommandées en vue de la prise des décisions quotidiennes concernant la gestion des plages. Si les valeurs relatives à E. coli ou aux entérocoques excèdent les BAV, les autorités responsables devraient intervenir. Les mesures requises dépendront des considérations propres au lieu, notamment les sources de contamination fécale et l'ampleur du dépassement des valeurs. Elles peuvent comprendre l'émission d'un avis d'interdiction de baignade, la réalisation immédiate d'un nouvel échantillonnage du lieu et une ESSM abrégée. Des renseignements supplémentaires sur les ESSM figurent dans le document de Santé Canada (en cours de publication-b). Un avis d'interdiction de baignade peut être particulièrement justifié si l'autorité responsable juge que la zone est susceptible d'être touchée par des eaux usées domestiques (et donc, par des agents pathogènes entériques), si les caractéristiques de la plage sont mal définies et qu'on ignore la source des bactéries indicatrices de contamination fécale, ou si des maladies observées dans la collectivité semblent liées à la zone récréative.

Aux plages où des sources de contamination fécale inconnues affectent la qualité de l'eau, les exploitants peuvent utiliser diverses méthodes pour détecter les sources de pollution fécale causée par les humains ou les ruminants (voir l'encadré 1). Dans les eaux utilisées à des fins récréatives où les bactéries indicatrices ne proviennent pas d'humains ni de ruminants, l'autorité de réglementation compétente peut évaluer si l'établissement d'autres critères permettrait d'éclairer et d'appuyer les décisions relatives à la gestion des plages à ces endroits.

Les décisions concernant la fréquence de la surveillance, le nombre d'échantillons à prélever, les zones à surveiller, la sélection des indicateurs et la conception du programme de surveillance seront prises par les autorités de réglementation et de gestion compétentes. D’autres conseils se trouvent dans les documents techniques portant sur la compréhension et la gestion des risques liés aux eaux utilisées à des fins récréatives et sur les méthodes microbiologiques (Santé Canada, en cours de publication-a,b).

Encadré 1 : Approche permettant de déterminer la ou les sources de bactéries fécales dans une zone récréative

De multiples sources de données devraient être utilisées pour déterminer la ou les sources de pollution fécale ayant une incidence sur les eaux récréatives. Beaucoup d'information peut être tirée des enquêtes relatives à la salubrité et à la santé du milieu et de la surveillance accrue d'E. coli dans la zone immédiate entourant une plage ou un plan d'eau utilisé à des fins récréatives. Plusieurs techniques peuvent aider à déterminer les sources probables ou non soupçonnées de contamination fécale, notamment les tests de raccordement croisé au moyen de fumée ou de colorant dans l'infrastructure des eaux usées ou les méthodes de dépistage des sources de pollution microbienne.

Ces techniques servent à déterminer les sources de contamination fécale sur les plages du Canada. Par exemple, de multiples sources de données ont été utilisées pour déterminer la cause de la publication fréquente d'avis à la plage de Bluffers Park à Toronto, en Ontario (Edge et coll., 2018). Les observations effectuées à la plage, la surveillance accrue d'E. coli et les résultats du dépistage des sources de pollution microbienne ont clairement souligné l'importance de réduire à l'échelle locale les répercussions des déjections d'oiseaux et du ruissellement provenant d'un stationnement et d'un marais à l'intérieur des terres à proximité de la plage. Un programme de gestion des oiseaux et une berme conçue pour réduire le ruissellement en provenance du stationnement et du marais ont entraîné une amélioration immédiate de la qualité de l'eau. La plage a par la suite reçu une certification Blue Flag (https://www.blueflag.global/all-bf-sites). Des études menées en Alberta (Beaudry, 2019) et en Ontario (Staley et coll., 2018) ont appliqué les progrès réalisés dans le dépistage des sources de pollution microbienne (techniques de PCR quantitative et numérique) et ont montré que les déjections d'oiseaux, ainsi que les raccordements croisés entre les réseaux d'eaux usées et les réseaux d'eaux pluviales constituaient des sources de contamination fécale importantes dans certaines eaux utilisées à des fins récréatives.

Il est toutefois important de reconnaître que la source prédominante de matières fécales n'est pas forcément la source la plus importante d'agents pathogènes pour l'humain. Par conséquent, si les oiseaux sont la source prédominante de pollution fécale, il est tout de même essentiel de s'assurer qu'il n'y a pas de contamination fécale provenant des humains ou des ruminants. Cette vérification est primordiale, car il se peut fort bien que la majorité des agents pathogènes pour l'humain viennent de ces deux dernières sources, même lorsqu'elles ne représentent qu'entre 15 et 20 % de la charge de contamination fécale (Schoen et coll., 2011; Soller et coll., 2015).

3.0 E. coli en tant qu'indicateur de pollution fécale

Les indicateurs peuvent être utilisés à diverses fins dans le cadre d'un plan de gestion de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives.Les indicateurs de contamination fécale signalent la présence probable de pollution fécale.Les indicateurs de contamination fécale communs comprennent E. coli et les entérocoques, ainsi que des indicateurs propres aux sources, comme le marqueur génétique des Bacteroides HF183 servant à la détection des eaux usées d'origine humaine (Harwood et coll., 2014).E. coli ou les entérocoques sont utilisés en tant qu'indicateur primaire de pollution fécale en eaux douces, les entérocoques représentant l'indicateur privilégié pour les eaux marines. Les indicateurs de contamination fécale propres aux sources sont utilisés lorsque le dépistage des sources de pollution microbienne est recommandé.

3.1 Description

E. coli fait partie du groupe des bactéries coliformes et de la famille des Enterobacteriaceae. Il s'agit d'une bactérie anaérobie facultative, à Gram négatif, asporulée et en forme de bâtonnet, qui peut fermenter le lactose.Les bactéries coliformes sont souvent définies en fonction de leur capacité d'exprimer les enzymes β-galactosidase et β-glucuronidase. E. coli se trouve en grand nombre dans le tractus intestinal et les matières fécales des humains et des animaux à sang chaud.La bactérie est aussi présente chez de nombreux animaux à sang froid (Tenaillon et coll., 2010; Gordon, 2013; Frick et coll., 2018).Certaines souches d'E. coli peuvent s'adapter pour vivre indépendamment des matières fécales et devenir des membres naturalisés de la communauté microbienne dans des habitats environnementaux. Les souches naturalisées peuvent croître et se maintenir dans l'environnement si les conditions sont favorables (Ashbolt et coll., 1997; Ishii et Sadowsky, 2008; Jang et coll., 2017).

Dans les matières fécales humaines, E. coli est présent à des concentrations se situant entre 107 et 109 cellules par gramme (g) et représente environ 1 % de la biomasse totale du gros intestin (Edberg et coll., 2000; Leclerc et coll., 2001). Dans deux études distinctes, la bactérie a été détectée chez 94 % et 100 % des sujets humains testés (Finegold et coll., 1983; Leclerc et coll., 2001).Ces valeurs sont grandement supérieures à celles signalées pour les autres membres du groupe des bactéries coliformes et ne sont égalées ou dépassées que par les entérocoques et certaines espèces de bactéries anaérobies (Bacteroides, Eubacterium).E. coli représente environ 97 % des organismes coliformes présents dans les excréments humains, les autres étant les Klebsiella spp. (1,5 %) et les Enterobacter et Citrobacter spp. (1,7 % au total). Dans les eaux usées non traitées, la proportion d'E. coli diminue généralement par rapport aux autres coliformes, représentant moins de 30 % des coliformes dans ces eaux (Ashbolt et coll., 2001).Néanmoins, des bactéries E. coli résistantes au stress semblent persister, voire proliférer, dans les installations de traitement des eaux usées et sont rejetées dans les eaux traitées (Zhi et coll., 2016).Les eaux usées traitées peuvent aussi contribuer à la présence de bactéries résistantes aux antibiotiques dans les eaux de surface en aval des usines de traitement des eaux usées (Day et coll., 2019; Logan et coll., 2020).Le nombre de bactéries E. coli dans les matières fécales d'animaux varie considérablement, mais il va généralement de 103 à 109 cellules/g(Ashbolt et coll., 2001; Tenaillon et coll., 2010; Yost et coll., 2011; Ervin et coll., 2013). Chez les animaux domestiques, E. coli représente de 90 % à 100 % des coliformes présents dans les excréments (Dufour, 1977).

Bien que la vaste majorité des types d'E. coli soient sans danger, certaines souches de cette bactérie peuvent causer des maladies gastro-intestinales, ainsi que des complications graves sur le plan de la santé (p. ex. colite hémorragique, syndrome hémolytique urémique, insuffisance rénale) et des infections urinaires. Néanmoins, même pendant les éclosions, les concentrations des souches non pathogènes d'E. coli d'origine fécale dépasseront celles des souches pathogènes dans les sources d'eau (Degnan, 2006; Soller et coll., 2010a).

La numération d'E. coli dans les eaux utilisées à des fins récréatives peut être rapide et facile, et des études épidémiologiques ont montré l'existence d'une corrélation entre la concentration d'E. coli dans les eaux douces et le risque de maladies gastro-intestinales chez les baigneurs (Dufour, 1984; Wade et coll., 2003; Wiedenmann et coll., 2006; Marion et coll., 2010). Au Canada, la plupart des recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives privilégient l'utilisation d'E. coli comme indicateur pour la prise des décisions de santé publique à l'égard des étendues naturelles d'eau douce. Par ailleurs, les entérocoques sont maintenant utilisés de plus en plus fréquemment.

3.2 Présence dans le milieu aquatique

Une fois les bactéries fécales excrétées par leurs hôtes humains ou animaux, la survie d'E. coli dans les eaux utilisées à des fins récréatives dépend de nombreux facteurs dont la température, l'exposition au rayonnement solaire, la présence de nutriments, les caractéristiques de l'eau comme le pH et la salinité, ainsi que la concurrence et la prédation par les autres microorganismes (Korajkic et coll., 2015). De nombreux auteurs ont fait état de la capacité du sable, des sédiments et de la végétation aquatique de prolonger la survie, la réplication et l'accumulation de microorganismes fécaux (Whitman et Nevers, 2003; Whitman et coll., 2003; Ishii et coll., 2006; Olapade et coll., 2006; Kon et coll., 2007a; Hartz et coll., 2008; Byappanahalli et coll., 2009; Heuvel et coll., 2010; Verhougstraete et coll., 2010; Whitman et coll., 2014; Devane et coll., 2020). On croit que ces milieux procurent des températures et des concentrations de nutriments plus favorables que dans le milieu aquatique adjacent et qu'ils protègent par ailleurs les bactéries contre certains agents stressants comme le rayonnement solaire. En plus de survivre, certaines souches d'E. coli peuvent devenir naturalisées et proliférer dans l'environnement (Power et coll., 2005; Byappanahalli et coll., 2006; Ishii et coll., 2006; Kon et coll., 2007b; Byappanahalli et coll., 2012b). Bien que ces constatations modifient la perception selon laquelle E. coli est exclusivement associé aux déchets fécaux récents, il est admis qu'E. coli est principalement d'origine fécale et qu'il demeure un indicateur utile de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives.

3.3 Association avec les agents pathogènes

La présence d'agents pathogènes fécaux dans les eaux utilisées à des fins récréatives, notamment des bactéries entériques, des virus entériques et des protozoaires parasites, dépend fortement des sources de contamination fécale qui ont une incidence sur la zone de baignade. Leur présence dans l'environnement peut être sporadique et leur concentration peut être éminemment variable. Par conséquent, la surveillance des indicateurs de contamination fécale est la méthode utilisée au lieu de la surveillance directe des agents pathogènes. La présence d'E. coli dans l'eau indique une présence potentielle d'agents pathogènes fécaux qui pourraient entraîner un risque accru pour la santé des baigneurs.

L'association entre E. coli et certains agents pathogènes entériques varie grandement. Selon plusieurs études antérieures, E. coli et les bactéries entériques pathogènes ont des taux de survie semblables (Rhodes et Kator, 1988; Korhonen et Martikainen, 1991; Chandran et Mohamed Hatha, 2005). En outre, d'après une étude, la probabilité de détecter des Salmonella ou des E. coli producteurs de Shiga-toxines (STEC) augmente au même rythme que la concentration d'E. coli, bien qu'aucun échantillon n'ait permis à lui seul de prouver hors de tout doute la présence ou l'absence de ces agents pathogènes (Yanko et coll., 2004). D'autres études ont fait part de probabilités accrues de détection des agents pathogènes entériques (Campylobacter, Cryptosporidium, Salmonella et E. coli O157:H7) lorsque la densité d'E. coli dépasse 100 ufc/100 mL (Van Dyke et coll., 2012, Banihashemi et coll., 2015; Stea et coll., 2015). De manière générale, Edge et coll. (2012) ont conclu que, dans les bassins hydrographiques agricoles du Canada, une forte présence d'agents pathogènes d'origine hydrique était associée à des concentrations supérieures d'E. coli. Cependant, les auteurs estimaient qu'on ne pouvait affirmer, sur la base de faibles concentrations d'E. coli, qu'il n'y avait pas d'agent pathogène d'origine hydrique. De nombreuses études ont également fait part d'une absence de corrélation entre les concentrations d'E. coli et la présence de virus entériques et de protozoaires entériques dans les eaux de surface, ce qui dénote des sources de contamination fécale différentes et une longue persistance de ces agents pathogènes par rapport aux bactéries indicatrices de contamination fécale (Griffin et coll., 1999; Denis-Mize et coll., 2004; Hörman et coll., 2004; Dorner et coll., 2007; Edge et coll., 2013; Prystajecky et coll., 2014). Dans l'ensemble, bien que la présence d'E. coli ne permette pas de prédire de manière fiable celle d'agents pathogènes fécaux précis (Wu et coll., 2011; Edge et coll., 2013; Lalancette et coll., 2014; Banihashemi et coll., 2015; Krkosek et coll., 2016), elle peut servir à indiquer un risque accru relativement à la présence d'agents pathogènes.

4.0 Entérocoques en tant qu'indicateur de pollution fécale

À l'instar d'E. coli, les entérocoques sont utilisés comme indicateur primaire de pollution fécale. La détection de fortes concentrations d'entérocoques dans les eaux douces ou marines signale la présence potentielle de matières fécales et donc de bactéries, de virus ou de protozoaires pathogènes d'origine fécale.

4.1 Description

Les entérocoques sont des membres du genre Enterococcus. Le genre a été créé pour accueillir les espèces du genre Streptococcus les plus caractéristiques des matières fécales, qui étaient auparavant appelées streptocoques du groupe D. En pratique, les termes entérocoques, streptocoques fécaux, Enterococcus et entérocoques intestinaux sont utilisés indistinctement (Bartram et Rees, 2000). Les entérocoques sont des bactéries à Gram positif de forme sphérique qui répondent aux critères suivants : croissance à des températures variant de 10 à 45 °C, survie à 60 °C pendant 30 minutes, croissance en présence d'une concentration de 6,5 % de chlorure de sodium et à un pH de 9,6 et aptitude à réduire le bleu de méthylène à 0,1 % (Bartram et Rees, 2000; APHA et coll., 2017). Ils sont également définis en fonction de leur capacité d'exprimer l'enzyme β-glucosidase.

On présume que le genre Enterococcus compte plus de 30 espèces, classées selon 5 ou 6 groupes importants (E. faecalis, E. faecium, E. avium, E. gallinarum, E. italicus et E. cecorum) (Svec et Devriese, 2009; Byappanahalli et coll., 2012a).E. faecalis et E. faecium se trouvent en quantités importantes dans les excréments humains et animaux et constituent les espèces les plus fréquemment observées dans les milieux aquatiques pollués (Bartram et Rees, 2000). Les autres espèces couramment isolées à partir des matières fécales, mais présentes en moins grand nombre, comprennent E. durans, E. hirae, E. gallinarum et E. avium (Pourcher et coll., 1991; Moore et coll., 2008; Staley et coll., 2014). Les entérocoques sont très présents dans les excréments humains et animaux, où leurs concentrations peuvent atteindre 106 ou 107 cellules/g (Sinton, 1993; Edberg et coll., 2000). Des études de la flore intestinale humain mentionnées par Leclerc et coll. (2001) ont montré que les espèces du genre Enterococcus étaient présentes chez tous les sujets testés.

Les entérocoques sont utilisés comme indicateur de contamination fécale dans les eaux douces et marines et sont associés au risque de maladies gastro-intestinales chez les baigneurs (Cabelli, 1983; Kay et coll., 1994; Pruss, 1998; OMS, 1999; Wade et coll., 2003, 2006, 2008; Napier et coll., 2017).

4.2 Présence dans le milieu aquatique

Des entérocoques ont été détectés dans des échantillons d'eau provenant de divers habitats (Yamahara et coll., 2009; Byappanahalli et coll., 2012a; Staley et coll., 2014). On en trouve aussi régulièrement dans les eaux douces et marines récréatives qui sont touchées par une contamination fécale d'origine humaine ou animale. Globalement, il semble que les concentrations d'entérocoques dans les excréments et les déchets urbains sont de une à trois fois moins élevées que celles d'E. coli (Sinton, 1993; Edberg et coll., 2000). Comparativement à d'autres organismes indicateurs (p. ex. E. coli et coliformes thermotolérants), les entérocoques peuvent présenter une plus grande résistance à certaines formes de stress environnemental dans les eaux récréatives, comme le rayonnement solaire et la salinité. Ils se montrent également plus résistants aux techniques de traitement des eaux usées, notamment la chloration, et ont une survie prolongée dans les sédiments marins et d'eau douce (Davies et coll., 1995; Desmarais et coll., 2002; Ferguson et coll., 2005). La source des entérocoques peut avoir une incidence sur leur persistance, les entérocoques provenant des bovins étant plus persistants que ceux présents dans les eaux usées (Korajkic et coll., 2013). Selon des études, les entérocoques peuvent survivre et croître dans des milieux riches en matière organique, comme les amas d'algues vertes Cladophora (Byappanahalli et coll., 2003; Whitman et coll., 2003; Verhougstraete et coll., 2010), et dans certains habitats (p. ex. sable, sédiments, sol) (Ran et coll., 2013; Staley et coll., 2014).

Comme dans le cas d'E. coli, l'existence de souches naturalisées complique l'interprétation des données de surveillance (Whitman et coll., 2003; Byappanahalli et coll., 2012a), mais il est admis que les entérocoques détectés dans les échantillons d'eau sont principalement d'origine fécale et qu'ils demeurent un indicateur utile permettant de déterminer la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives.

4.3 Association avec les agents pathogènes

Aucune corrélation directe n'est attendue entre les concentrations d'indicateurs et la concentration d'un agent pathogène précis. Dans un bassin hydrographique, les indicateurs et les agents pathogènes peuvent provenir de multiples sources différentes et, une fois rejetés dans les sources d'eau, ils subissent des taux de dilution, de transfert et d'inactivation différents (Wilkes et coll., 2009).Bien que certaines études aient à l'occasion permis d'observer une corrélation entre la présence d'entérocoques et la détection d'un agent pathogène particulier, l'association est généralement faible (Brookes et coll., 2005, Wilkes et coll., 2009).Une étude portant sur des échantillons d'eau de surface prélevés en divers endroits des bassins versants du sud de la Californie a permis de constater une bonne valeur prédictive pour la détection des souches de STEC par PCR et la détection d'entérocoques par des méthodes fondées sur la culture (Yanko et coll., 2004).Les auteurs ont signalé qu'à une concentration supérieure à 100 nombre le plus probable (NPP)/100 mL, la probabilité de détection des STEC s'établissait entre 60 et 70 % environ.Comme dans le cas d'E. coli, les entérocoques ne permettent pas de prédire la présence de virus et de protozoaires (Griffin et coll., 1999; Schvoerer et coll., 2000, 2001; Jiang et coll., 2001, Jiang et Chu, 2004).

Il ne faudrait pas interpréter la présence ou l'absence d'entérocoques dans un échantillon comme un indice de la présence ou de l'absence de microorganismes pathogènes entériques dans ce même échantillon. Les entérocoques sont considérés comme des indicateurs généraux de contamination fécale et sont couramment surveillés, puisque des études épidémiologiques ont montré que des concentrations accrues dans les zones récréatives dénotaient un risque accru d'effets néfastes sur la santé.

5.0 Autres indicateurs de pollution fécale

Aucun organisme ne peut à lui seul remplir l'ensemble des conditions qui en feraient un indicateur parfait de la qualité des eaux récréatives (à savoir, réunir les caractéristiques de l'ensemble des agents pathogènes connus, fournir de l'information sur le degré et la source de la pollution fécale et renseigner sur les risques de maladies pour les usagers des eaux récréatives). Pour cela, il faudrait de multiples indicateurs qui, par leurs caractéristiques uniques, rempliraient chacun un rôle particulier (Ashbolt et coll., 2001). Bien qu'E. coli et les entérocoques soient les indicateurs couramment utilisés pour surveiller les plages à vocation récréative, l'information que fournissent ces organismes est limitée (voir les sections 3.0 et 4.0). D'autres microorganismes, qui pourraient également servir d'indicateurs et jouer des rôles différents de ceux des indicateurs actuels, ont fait l'objet de vastes analyses. Il s'agit des Bacteroides spp., des spores de Clostridium perfringens, des coliphages mâles spécifiques et somatiques (bactériophages infectant E. coli) et des bactériophages infectant Bacteroides fragilis. Le tableau 3 présente un résumé des caractéristiques des organismes indicateurs recommandés et potentiels.

Les rôles potentiels de ces autres indicateurs varient.Par exemple, les virus entériques représentent le risque pour la santé le plus important dans bon nombre d'eau utilisés à des fins récréatives qui sont contaminés par des sources de matières fécales d'origine humaine. Aussi, bien qu'E. coli et les entérocoques constituent de bons indicateurs de contamination fécale, il ne s'agit peut-être pas d'indicateurs adéquats des virus entériques humains. D'autres indicateurs, comme les coliphages, les bactériophages des Bacteroides spp. ou les marqueurs des eaux usées domestiques (Nelson et coll., 2018; Boehm et coll., 2020), peuvent fournir des renseignements supplémentaires sur les risques pour la santé humaine associés à une plage. En outre, les sources de contamination fécale peuvent ne pas être connues pour bon nombre de plages, ce qui rend difficile la compréhension des risques potentiels pour la santé. Comme il a été suggéré à la section 2.0, l'utilisation de marqueurs de dépistage des sources de pollution microbienne, liés à des organismes comme les Bacteroides spp., peut fournir des renseignements précieux sur les sources de contamination fécale (Boehm et coll., 2018). Cela pourrait aussi aider à déterminer l'utilité de recommander des valeurs propres au site. Des seuils fondés sur les risques ont été proposés pour les marqueurs de contamination fécale (p. ex. HF183) qui visent les Bacteroides spp. (Boehm et coll., 2018; Boehm et Soller, 2020). D'autres renseignements sur le dépistage des sources de pollution microbienne et la compréhension et la gestion des risques dans les zones récréatives se trouvent dans le document de Santé Canada (en cours de publication-b).

Tableau 3. Caractéristiques des organismes indicateurs recommandés et potentiels

Caractéristiques

Organisme indicateur

Recommandé

Potentiel

E. coli

Entérocoques

C. perfringens

Bacteroides spp.

Coliphages

Bactériophages des Bacteroides spp.

Brève description

Bactérie à Gram négatif asporulée

Bactérie à Gram positif asporulée; > 30 espèces, dont E. faecalis et E. faecium, qui sont plus fréquentes dans les milieux aquatiques

Bactérie à Gram positif sporulée et anaérobie

Bactérie à Gram négatif asporulée et anaérobie; espèces dominantes : B. fragilis, B. vulgatus, B. distasonis et B. thetaiotaomicron

Deux types principaux : 1) coliphages somatiques - groupe diversifié qui peut infecter divers membres de la famille des Enterobacteriaceae, et 2) coliphages mâles spécifiques (F+)

Les souches hôtes des bactériophages les plus souvent utilisés sont B. fragilis et B. thetaiotaomicron; le virus CrAssphage fait partie de ce groupe de bactériophages.

Comprend des membres qui ne sont pas des agents pathogènes pour humains

Oui

Oui

Oui

Oui

Oui

Oui

Comprend des membres qui constituent des agents pathogènes pour humains

Oui

Oui

Oui

Non

Non

Non

Présent dans le

tractus intestinal

des humains et

des animaux à

sang chaud

De 107 à 10ufc/g d'excréments humains; de 103 à 10ufc/g d'excréments animaux

Les excréments humains et animaux contiennent de 103 à 10ufc/g

Chez les humains : de 103 à 10cellules/g d'excréments; chez les chiens, les chats et les moutons : de 105 à 10cellules/g d'excréments; toujours présent dans les réseaux de collecte des eaux usées domestiques

1 011 cellules/g d'excréments (sauf chez certains oiseaux)

Chez les humains : de 101 à 104 ufp/g d'excréments; chez les animaux : < 10 à 107 ufp/g d'excréments; eaux usées non traitées : 106 ufp/g

Chez les humains : de 10 à 102 ufp/gd'excréments, taux d'isolation variable; eaux usées : < 10 à 105 phages/100 mL; non détecté chez les animaux

Présent en plus grand nombre que les agents pathogènes entériques dans les eaux récemment contaminées par des matières fécales

Oui

Oui

Concentration tributaire de la source de contamination

Données insuffisantes>

Concentration tributaire de la source de contamination

Concentration tributaire de la source de contamination

Capable de croître dans
le milieu

aquatique

Oui, dans des conditions précises

Oui, dans des conditions précises

Non

Non

Les coliphages somatiques peuvent proliférer si la bactérie hôte croît dans le milieu; les coliphages F+ sont peu susceptibles de se croître; aucune croissance appréciable n’est attendue dans les deux cas

Non

Capable de

survivre plus

longtemps que les agents pathogènes

Semblable aux agents pathogènes bactériens

Semblable aux agents pathogènes bactériens

Oui

Données insuffisantes

Semblable aux virus entériques

Semblable aux virus entériques

Utilisable dans les eaux douces, estuariennes et marines

OuiFootnote 1

Oui

Oui

Oui

Oui

Oui

Associé

exclusivement à

la présence de

matières fécales

d'origine animale

et humaine

Non

Non

Non

Données insuffisantes

Oui

Oui

Association entre les maladies gastro-intestinales et l'indicateur

Oui

Oui

Oui, quoique l'association soit ténue dans certaines études

Faibles associations; plus grand nombre d'études requises concernant le marqueur propre à humain (HF183)

Oui

Non

Caractéristiques propres à l'hôte pour le dépistage des sources de pollution microbienne

Non

Non

Non

Oui

Peut-être (pour les coliphages F+)

Peut-être (observation d'une certaine réactivité croisée)

Disponibilité d'une méthode fondée sur les cultures rapide, facile et peu coûteuse

Oui

Oui

Oui

Non

Oui

Non

Disponibilité d'une méthode moléculaire bien établie

NonFootnote 2

Oui

 

Oui

Non

Oui

Rôle proposé

pour l'instant

Indicateur primaire

Indicateur primaire

Indicateur secondaire (p. ex. eaux usées)

Dépistage des sources de pollution microbienne; indicateur secondaire

Indicateur secondaire (excréments humains); dépistage des sources de pollution microbienne

Indicateur secondaire (excréments humains)

Documents de référence

Dufour, 1984; Edberg et coll., 2000; Solo-Gabriele et coll., 2000; Ashbolt et coll., 2001; Leclerc et coll., 2001; Wade et coll., 2003; Marion et coll., 2010; Byappanahalli et coll., 2012b; Ervin et coll., 2013

Bartram et Rees, 2000; Edberg et coll., 2000; Ashbolt et coll., 2001; Wade et coll., 2003; Wade et coll., 2006; Wade et coll., 2008; Verhougstraete et coll., 2010; Byappanahalli et coll., 2012a; Ervin et coll., 2013; Staley, et coll., 2014

Fujioka et Shizumura, 1985; Ashbolt et coll., 2001; Lipp et coll., 2001; Hörman et coll., 2004; Fernandez-Miyakawa et coll., 2005; Wiedenmann et coll., 2006; Carman et coll., 2008; Mueller-Spitz et coll., 2010; Wade et coll., 2010; Viau et coll., 2011; Vierheilig et coll., 2013; Jacob et coll., 2015

Bernhard et Field, 2000a, 2000 b; Wade et coll., 2006; Hong et coll., 2008; Ballesté et Blanch, 2010; Wade et coll., 2010; McQuaig et coll., 2012; Cao et coll., 2016; Lloyd-Price et coll., 2016; Hughes et coll., 2017; Napier et coll., 2017

Cole et coll., 2003; Muniesa et coll., 2003; Luther et Fujioka, 2004; Nappier et coll., 2006; Colford et coll., 2007; Wade et coll., 2010; Lee et Sobsey, 2011; Wu et coll., 2011; Haramoto et coll., 2012; Plummer et coll., 2014; EPA des États-Unis, 2015; Griffith et coll., 2016; Jofre et coll., 2016; Benjamin-Chung et coll., 2017; Jebri et coll., 2017; Nappier et coll., 2019

Puig et coll., 1999; Mocé-Llivina et coll., 2005; Payan et coll., 2005; McLaughlin et Rose, 2006; Ebdon et coll., 2012; Harwood et coll., 2013; McMinn et coll., 2014; Sirikanchana et coll., 2014; Stachler et Bibby, 2014; Diston et Wicki, 2015; McMinn et coll., 2017; Dias et coll., 2018; Korajkic et coll., 2020

Footnote 1

E. coli devrait seulement servir d'indicateur dans le cas des eaux estuariennes et marines s'il a été démontré les résultats sont comparables à ceux des entérocoques.

Return to footnote 1 referrer

Footnote 2

Une méthode moléculaire est en cours d'élaboration; ufp - unités formant plages.

Return to footnote 2 referrer

6.0 Études épidémiologiques sur les activités de contact primaire

Au cours des dernières décennies, de nombreuses études épidémiologiques ont été menées dans les étendues d'eaux douces et marines utilisées à des fins récréatives, principalement en vue d'examiner le lien entre les indicateurs de contamination fécale que sont E. coli et les entérocoques et les maladies gastro-intestinales. La plupart de ces études ont été effectuées sur les plages ayant des sources connues de contamination fécale d'origine humaine. Un moins grand nombre d'études ont porté sur les plages à vocation récréative touchées par des sources diffuses de pollution fécale (voir le tableau 4). Les zones touchées par des sources diffuses, en particulier celles où la contamination serait exclusivement d'origine non humaine, pourraient présenter un degré de risque inférieur pour les usagers des eaux récréatives aux valeurs établies dans les recommandations. Des études supplémentaires sur les plages touchées par des sources diffuses sont nécessaires. Il importe de mener des études sur les lieux touchés par des sources ponctuelles et diffuses pour comprendre la variabilité des niveaux de risque pour la santé humaine et l'utilité des organismes indicateurs de contamination fécale dans le cadre de la gestion de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives. Un petit nombre d'études ont porté sur d'autres paramètres liés à la santé, comme les maladies respiratoires ou cutanés. Les études les plus récentes ont été élargies pour inclure un éventail d'indicateurs (p. ex. coliphages, marqueurs de sources de contamination fécale comme HF183) et des méthodes de détection par PCR quantitative (PCRq). Plusieurs analyses des études épidémiologiques disponibles ont également été publiées (Pruss, 1998; EPA des États-Unis, 2002; Wade et coll., 2003; Fewtrell et Kay, 2015).

L'édition antérieure de ce document technique, publiée en 2012, comprenait une analyse des études épidémiologiques publiées avant 2009. Depuis, d'autres études épidémiologiques et de nouvelles analyses statistiques d'ensembles de données existants ont été menées (tableau 4), et la définition utilisée pour caractériser les maladies gastro-intestinales a été élargie. Les valeurs recommandées pour les activités récréatives de contact primaire dans le présent document reposent sur toutes les études publiées dans le tableau 4 et tiennent compte des risques pour la santé et des avantages de l'utilisation des eaux à des fins récréatives sur le plan de l'activité physique et de la détente.

Tableau 4. Étud es épidémiologiques examinant le lien entre les maladies gastro-intestinales et les indicateurs bactériens pendant les activités récréatives de contact primaire dans les eaux douces et marines (1984-2016)

Source

Principales conclusions

Documents de référence

Eaux douces touchées par des eaux usées domestiques (et d'autres sources diffuses)

  • Corrélation entre les symptômes de maladies gastro-intestinales et les bactéries indicatrices

Dufour, 1984; Ferley et coll., 1989; Van Asperen et coll., 1998; Wade et coll., 2006; Wiedenmann et coll., 2006; Wade et coll., 2008

  • Aucun lien entre les bactéries indicatrices et le risque de maladies gastro-intestinales

Dorevitch et coll., 2015Footnote *

Eaux douces touchées par des sources diffuses (p. ex. eaux de ruissellement urbaines, agriculture, bassin hydrographique forestier), risque minimal d'incidence des eaux usées domestiques

  • Corrélation entre les symptômes de maladies gastro-intestinales et les bactéries indicatrices

Marion et coll., 2010

  • Baigneurs plus à risque que les non-baigneurs
  • Aucune corrélation statistique ment significative entre les bactéries indicatrices et le risque de maladies gastro-intestinales

Calderon et coll., 1991

Eaux marines touchées par des eaux usées domestiques (et d'autres sources diffuses)

  • Corrélation entre les symptômes de maladies gastro-intestinales et les bactéries indicatrices

Cabelli, 1983; Cheung et coll., 1990; Alexander et coll., 1992; Corbett et coll., 1993; Kay et coll., 1994; Prieto et coll., 2001; EPA des États-Unis, 2010; Wade et coll., 2010; Colford et coll., 2012; Yau et coll., 2014; Lamparelli et coll., 2015; Griffith et coll., 2016; Benjamin-Chung et coll., 2017

  • Baigneurs plus à risque que les non-baigneurs
  • Aucune corrélation statistiquement significativeentre les symptômes de maladies gastro-intestinales et les bactéries indicatrices

von Schirnding et coll., 1992; Harrington et coll., 1993; Marino et coll., 1995; McBride et coll., 1998; Colford et coll., 2012; Papastergiou et coll., 2012

Eaux marines touchées par des sources diffuses (p. ex. eaux de ruissellement urbaines, agriculture, bassin hydrographique forestier), risque minimal d'incidence des eaux usées domestiques

  • Baigneurs plus à risque que les non-baigneurs
  • Aucune corrélation entre les symptômes de maladies gastro-intestinales et les bactéries indicatrices

Colford et coll., 2007; Fleisher et coll., 2010; Sinigalliano et coll., 2010; Arnold et coll., 2013

Footnote *

Exposition fondée sur le contact accidentel par opposition à la baignade

Return to footnote * referrer

6.1 Définition de maladie gastro-intestinale et risque de maladies connexe

Dans les études antérieures, le lien entre les maladies et les valeurs des indicateurs était fondé sur une définition de maladie gastro-intestinale qui comprenait les symptômes de maladies gastro-intestinales hautement crédibles (MGIHC). Les MGIHC étaient associées à des vomissements ou à de la diarrhée ou à des maux d'estomac/nausées s'accompagnant de fièvre (Cabelli, 1983). Cependant, bon nombre de virus entériques ne provoquent pas de fièvre, et des études récentes ont montré que les virus entériques constituent une cause importante de maladies gastro-intestinales parmi les baigneurs (Sinclair et coll., 2009; Soller et coll., 2016). Pour cette raison, dans les études menées récemment, on utilise une définition élargie de maladie gastro-intestinale selon laquelle la maladie s'accompagne ou non de fièvre (voir la section 6.2.1). Selon cette définition élargie, un plus grand nombre de cas de maladies gastro-intestinales serait enregistré dans une zone récréative, comparativement aux MGIHC. Par conséquent, il a fallu déterminer le nombre de cas de maladies gastro-intestinales qui équivaut au risque pour la santé humaine des MGIHC. D'après des études épidémiologiques menées récemment aux États-Unis, le risque de maladies était semblable sur les plages d'eau douce et d'eau salée, pour des concentrations comparables d'entérocoques, et correspondait aux taux de maladies tirés d'études antérieures sur les eaux douces (8 MGIHC par tranche de 1 000 personnes exposées) (EPA des États-Unis, 2012). En se servant des données sur les taux de maladies gastro-intestinales et de MGIHC chez les non-baigneurs, tirées des études épidémiologiques disponibles, on a calculé qu'un coefficient de 4,5 devait être appliqué au taux de MGIHC pour déterminer le taux de maladies gastro-intestinales sans fièvre qui correspond au même risque pour la santé humaine (Wymer et coll., 2013). Compte tenu de ce coefficient, le risque de maladies dans les eaux douces et marines, aux valeurs recommandées dans le présent document, équivaut à 36 maladies gastro-intestinales par tranche de 1 000 personnes exposées.

6.2 Plages touchées par des eaux usées domestiques

Des études épidémiologiques ont été réalisées dans le monde entier sur des plages à vocation récréative touchées par des eaux usées domestiques traitées et non traitées. Le tableau 4 présente un aperçu des diverses études menées jusqu'à maintenant et des principales conclusions qui en ressortent en ce qui a trait au lien entre les indicateurs de contamination fécale et les maladies gastro-intestinales.

6.2.1 Études américaines

Aux États-Unis, de nombreuses études ont été menées pour soutenir l'élaboration des critères de l'EPA des États-Unis liés à la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives. Au cours des années 1980, deux grandes études - l'une portant sur les eaux douces et l'autre, sur les eaux marines - ont permis de constater des taux de maladies gastro-intestinales statistiquement significatifs parmi les baigneurs et de calculer des équations de régression pour établir un lien entre les concentrations accrues d'organismes indicateurs et un risque accru de MGIHC (Cabelli, 1983; Dufour, 1984). En ce qui concerne les symptômes non liés aux maladies gastro-intestinales, aucune différence statistiquement significative n'a été observée (Cabelli, 1983; Dufour, 1984). Ces études ont servi à soutenir les critères liés à la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives définis par l'EPA des États-Unis en 1986 et à établir le risque de maladies dans les éditions précédentes des recommandations de Santé Canada. De 2003 à 2007, sept études épidémiologiques supplémentaires ont été menées sur quatre plages d'eau douce et trois plages d'eau salée dans le cadre de la National Epidemiologic and Environmental Assessment of Recreational (NEEAR) Water Study (EPA des États-Unis, 2010). Ces études ont permis de surveiller les entérocoques à l'aide de la PCRq et de méthodes fondées sur la culture. Aucune donnée sur E. coli n'est disponible pour les sept lieux étudiés. Ces études ont été utilisées par l'EPA des États-Unis en 2012 pour l'établissement de critères liés à la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives (voir le tableau 6) (EPA des États-Unis, 2012) et ont servi de fondement à la mise à jour des valeurs figurant dans le présent document (voir la section 6.5). Deux conclusions principales ont été tirées dans le cadre des études NEEAR : tout d'abord, en ce qui concerne les entérocoques, les résultats de la PCRq présentent une association plus forte avec les maladies gastro-intestinales que ceux des méthodes fondées sur la culture;ensuite, contrairement aux études épidémiologiques antérieures, aucune équation de régression linéaire ne correspond aux données fondées sur la culture des études NEEAR. Une équation de régression linéaire correspondait aux données de la PCRq en ce qui a trait aux entérocoques. Comme la PCRq permet de détecter l'ADN (par opposition à la viabilité), l'indice de la présence des entérocoques peut persister plus longtemps dans les sources d'eau et permet d'établir un meilleur lien avec le risque de maladies. Dans le cas des méthodes fondées sur la culture, l'absence de relation observée dans l'analyse de régression linéaire peut être attribuable à la désinfection des rejets d'eaux usées ayant une incidence sur la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives, puisque dans les études antérieures, les eaux usées étaient traitées dans une moindre mesure (EPA des États-Unis, 2012). Cependant, une analyse des seuils a montré que le taux de maladies gastro-intestinales était significativement différent chez les baigneurs et les non-baigneurs lorsque la moyenne géométrique de la concentration des entérocoques dépassait 30 ou 35 ufc/100 mL, ce qui correspond à un niveau de risque de 32 ou de 36 maladies gastro-intestinales par tranche de 1 000 baigneurs, respectivement. Comme il a été mentionné à la section 6.1, 36 maladies gastro-intestinales équivalent à 8 MGIHC. En ce qui a trait à la PCRq utilisée pour les entérocoques, un modèle de régression a pu être appliqué au moyen des études de la NEEAR. Selon le modèle de régression, des moyennes géométriques de 300 et de 470 cce d'entérocoques par 100 mL fournissent un niveau de protection de la santé comparable à celui des recommandations fondées sur la culture (EPA des États-Unis, 2012). Comme E. coli n'a pas été mesuré pendant ces études, les seuils équivalents pour les concentrations d'E. coli ont été déterminés selon l'analyse de régression de Dufour (1984). Une moyenne géométrique de la concentration de 100 et de 126 ufc d'E. coli par 100 mL correspondrait aux niveaux de risque de 32 ou de 36 maladies gastro-intestinales par tranche de 1 000 baigneurs, respectivement. Cette approche a été possible parce que les taux de maladies établis dans les études NEEAR pour les eaux douces et marines étaient semblables à ceux observés en eau douce dans les études épidémiologiques antérieures. Reposant sur les données des études NEEAR, les critères de l'EPA des États-Unis définis en 2012 s'accompagnaient également de seuils statistiques (voir le tableau 6). Les seuils statistiques reflètent le 90e centile de la distribution des résultats de la qualité de l'eau et ne devraient pas être dépassés par plus de 10 % des échantillons utilisés pour calculer la moyenne géométrique connexe. Établies selon la même distribution de la qualité de l'eau, les BAV correspondant au 75e centile sont présentées aux fins des décisions relatives à la gestion des plages (voir le tableau 6) (EPA des États-Unis, 2012). Ces BAV constituent le fondement des valeurs recommandées dans le présent document (voir la section 6.5).

6.2.2 Études européennes

En Europe, de nombreuses études épidémiologiques ont également été réalisées pour analyser les liens entre les maladies et les organismes indicateurs. Des essais contrôlés randomisés ont été effectués dans les eaux marines du Royaume-Uni dans les années 1990 (Kay et coll., 1994; Fleisher et coll., 1996). Ces études ont fait part de relations dose-réponse significatives entre les streptocoques fécaux et l'incidence des maladies gastro-intestinales et respiratoires parmi les baigneurs. Des seuils éventuels ont été établis en ce qui concerne un risque accru de gastro-entérite à une concentration de 32 streptocoques fécaux/100 mL (Kay et coll., 1994) et un risque accru de maladies respiratoires à une concentration de 60 streptocoques fécaux/100 mL (Fleisher et coll., 1996). Wiedenmann et coll. (2006) ont mené une étude de cohortes prospective randomisée et contrôlée sur des sites de baignade en eau douce en Allemagne. Les auteurs ont établi un lien entre les taux de maladies observés et les concentrations mesurées d'E. coli, d'entérocoques, de Clostridium perfringens et de coliphages somatiques. Des doses sans effet nocif observé (NOAEL) ont été signalées pour plusieurs définitions de gastro-entérite, allant de 78 à 180 E. coli/100 mL et de 21 à 24 entérocoques/100 mL. En combinant toutes les données tirées des différentes définitions de maladies gastro-intestinales étudiées, les auteurs ont proposé des valeurs de 100 E. coli/100 mL, de 25 entérocoques/100 mL, de 10 coliphages somatiques/100 mL et de 10 C. perfringens/100 mL. Bien que les auteurs proposent une valeur de 100 E. coli/100 mL, il importe de souligner que la NOAEL déclarée était de 180 E. coli/100 mL pour les maladies gastro-intestinales correspondant le mieux aux critères des MGIHC, tandis que la valeur était de 167 E. coli/100 mL pour la définition s'approchant le plus de la définition élargie de maladie gastro-intestinale (c.-à-d. qui ne s'accompagne pas nécessairement de fièvre). En outre, la répartition en quartiles et en quintiles des données, pour la définition de maladie gastro-intestinale proposée par le Royaume-Uni, montrait que les taux de maladies des baigneurs, comparés à ceux du groupe témoin, n'étaient statistiquement significatifs que lorsque la concentration en E. coli s'approchait de 245 E. coli/100 mL ou dépassait cette valeur et que la concentration en entérocoques s'approchait de 68 entérocoques/100 mL ou dépassait cette valeur. Dans une étude distincte, les concentrations d'E. coli devaient excéder une moyenne géométrique de 355 E. coli/100 mL pour que le risque de gastro-entérite soit significativement plus grand chez les baigneurs que chez les non-baigneurs (Van Asperen et coll., 1998).

Une autre vaste étude contrôlée randomisée, Epibathe, a été menée en Europe pendant deux étés (2006 et 2007) et portait sur les plages d'eau salée (Espagne) et les plages d'eau douce (Hongrie) en vue de déterminer les liens entre les paramètres liés à la santé (maladies gastro-intestinales, maladies respiratoires, troubles cutanés) et la concentration d'E. coli ou d'entérocoques (rapport Epibathe, 2009).Dans tous les lieux étudiés, le risque de maladies gastro-intestinales était plus élevé chez les baigneurs que chez les non-baigneurs.De plus, le risque de contracter une maladie était plus élevé dans les eaux marines que dans les eaux douces, à des concentrations semblables d'organismes indicateurs.Cela peut être attribuable à la courte survie des entérocoques dans les eaux marines comparativement aux agents pathogènes (rapport Epibathe, 2009).Toutes les plages ayant été visées par l'étude respectaient le critère « excellent » de la qualité de l'eau, défini dans les directives sur la baignade de l'UE (voir le tableau 6).Il n'y avait pas suffisamment de données solides pour établir des relations dose-réponse positives entre E. coli ou les entérocoques et les maladies gastro-intestinales, que ce soit pour les plages d'eau douce ou les plages d'eau salée.Toutefois, les taux de maladies pour les deux types de plages étaient assez faibles comparativement à ceux établis dans les études antérieures; par conséquent, bien que le nombre de participants ait été élevé, l'étude présente une très faible puissance statistique. Pour augmenter cette dernière, les résultats de l'étude Epibathe ont été combinés à ceux observés précédemment dans les études du Royaume-Uni (eaux marines) et de l'Allemagne (eaux douces) (Kay et coll., 1994; Fleisher et coll., 1996; Wiedenmann et coll., 2006), et une méta-analyse et une analyse de régression ont été menées. Même si la méta-analyse n'a pas permis de constater l'existence d'une relation dose-réponse, elle a montré qu'il y avait un risque accru de maladies chez les baigneurs par rapport aux non-baigneurs. Par contre, la régression logistique a montré un risque accru de maladies gastro-intestinales dans les eaux marines lorsque la concentration d'entérocoques dépassait 28 ufc/100 mL. Aucun lien entre le nombre d'organismes et les maladies n'a été constaté dans les eaux douces pour ce qui est des entérocoques, mais une concentration d'E. coli excédant 336 ufc/mL dans les eaux douces était liée à un risque accru de maladies gastro-intestinales chez les baigneurs.

6.3 Plages touchées par des sources diffuses

6.3.1 Études épidémiologiques

Un nombre limité d'études épidémiologiques ont été menées relativement aux plages touchées uniquement par des sources diffuses de contamination (soit aucun rejet d'eaux usées domestiques, d'où un risque minimal de contamination par des excréments humains) (voir le tableau 4).Une étude antérieure réalisée par Calderon et coll. (1991) a porté sur une plage d'eau douce sans source de contamination d'origine humaine; seule une source de pollution diffuse (bassin hydrographique forestier) avait une incidence sur la plage. Aucun lien entre le risque de maladies gastro-intestinales et les concentrations d'E. coli ou d'entérocoques n'a pu être établi. Cependant, il y avait un lien entre une forte densité de baigneurs, le dénombrement total de staphylocoques et le risque de maladies. Marion et coll. (2010) ont mené une étude de cohortes sur la plage d'un lac intérieur d'eau douce aux États-Unis, où la contamination était de source diffuse seulement. Les rejets d'eaux usées municipales étaient permis dans les affluents, mais n'étaient pas autorisés directement dans le réservoir. E. coli a été la seule bactérie indicatrice mesurée. Les résultats ont montré que la probabilité de contracter une maladie gastro-intestinale était 3,2 fois supérieure pour les personnes à la plage, qui sont entrées dans l'eau par rapport à celles qui ne l'ont pas fait. Le risque de maladies gastro-intestinales était beaucoup plus élevé pour les personnes qui consommaient de la nourriture à la plage. L'étude tendait également à démontrer qu'un risque accru de maladies gastro-intestinales ou de MGIHC était associé à des concentrations d'E. coli se situant dans les deux quartiles supérieurs (c.-à-d. > 11,3 à 59 ufc/100 mL et > 59 à 1 551 ufc/100 mL).Même si l'augmentation n'était pas toujours statistiquement  significative, la tendance laisse supposer une probabilité accrue de maladie. Une vaste étude réalisée en Floride (Fleisher et coll., 2010; Sinigalliano et coll., 2010) a porté sur les plages d'eau de mer contaminées par des sources diffuses.Les auteurs ont utilisé une étude d'exposition prospective randomisée dans le cadre de laquelle les participants ont été classés de manière aléatoire dans le groupe d'exposition à l'eau ou dans le groupe d'exposition à la plage seulement.Selon l'étude, les baigneurs  affichaient un risque accru pour la santé comparativement aux personnes exposées à la plage seulement, mais aucun lien n'a été établi entre les concentrations d'entérocoques et les maladies gastro-intestinales.Les auteurs ont toutefois fait part d'une association entre les maladies cutanés et les concentrations d'entérocoques.

6.3.2 Évaluations quantitatives du risque microbien

L'évaluation quantitative du risque microbien (EQRM) a été utilisée dans bon nombre d'études de recherche afin de mieux comprendre les répercussions potentielles sur la santé des agents pathogènes humains en milieux récréatifs et d'enquêter sur les risques associés aux différentes sources de pollution fécale. De manière générale, la modélisation a montré que la pollution fécale causée par les humains et les ruminants présente le plus grand risque pour la santé humaine, tandis que la pollution fécale provenant d'autres animaux pose un moindre risque (Schoen et Ashbolt, 2010; Soller et coll., 2010 b, 2015). Dans ces études, on estime qu'à des concentrations semblables d'E. coli ou d'entérocoques, le risque pour la santé humaine posé par d'autres animaux (p. ex. goélands, cochons, poulets) est de 10 à 6 000 fois inférieur à celui associé aux eaux usées municipales. Ces données appuient la recommandation selon laquelle les autorités responsables de gestion devraient élaborer des critères propres aux zones récréatives qui présentent un très faible risque lié aux agents pathogènes pour humains. Au Canada, cette approche a été adoptée par la province de l'Alberta dans son plus récent protocole sur la sécurité des plages (gouvernement de l'Alberta, 2019). Des renseignements supplémentaires sur l'EQRM, notamment sur son utilisation en vue d'établir des cibles de dépistage des sources de pollution microbienne importantes pour la santé (Boehm et coll., 2018; Boehm et Soller, 2020), se trouvent dans le document technique sur la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives portant sur la compréhension et la gestion des risques connexes (Santé Canada, en cours de publication-b).

6.4 Activités de contact primaire autres que la baignade

Bien que la plupart des études épidémiologiques aient mis l'accent sur la baignade en tant que voie d'exposition, il existe de nombreuses autres activités de contact primaire, dont certaines ont fait l'objet d'études limitées. Quelques études épidémiologiques menées dans les eaux douces ont traité des effets sanitaires associés au canotage en eau vive et au rafting (Fewtrell et coll., 1992; Lee et coll., 1997). Plusieurs études épidémiologiques réalisées dans les eaux marines utilisées à des fins récréatives ont porté sur les effets sanitaires liés au surf (Harrington et coll., 1993; Gammie et Wyn-Jones, 1997; Dwight et coll., 2004; Stone et coll., 2008; Tseng et Jiang, 2012). Selon les conclusions de ces études, les maladies gastro-intestinales représentent les effets néfastes sur la santé les plus fréquemment signalés - mais ce ne sont pas les seuls - pour ces types d'activités, et les facteurs liés au risque de maladies comprennent la qualité de l'eau et la fréquence d'immersion et d'ingestion d'eau.

6.5 Justification des recommandations pour les activités de contact primaire

Les recommandations pour les activités de contact primaire énoncées dans le présent document ont pour but de protéger la santé des Canadiens pendant qu'ils pratiquent des activités récréatives. De nombreuses études ont montré que les gens faisaient face à un risque accru de maladies lorsqu'ils menaient des activités récréatives de contact primaire, comparativement aux autres personnes (voir la section 6). Une approche fondée sur la gestion des risques, qui comprend l'utilisation des valeurs recommandées dans le présent document relativement aux indicateurs de contamination fécale, vise à maintenir le risque pour la santé à un niveau jugé acceptable. Les valeurs recommandées correspondent à un risque potentiel de 36 maladies gastro-intestinales par tranche de 1 000 personnes pratiquant des activités de contact primaire.

Les valeurs recommandées fournies dans le présent document pour les activités de contact primaire (appelées BAV) ont été établies par l'EPA des États-Unis (2012), en fonction des études épidémiologiques menées aux États-Unis (voir la section 6.2). Ces études ont signalé une association entre les maladies gastro-intestinales et les concentrations d'entérocoques à la fois pour les méthodes fondées sur la culture et pour celles fondées sur la PCR, ces dernières établissant un lien plus fort avec le risque de maladies gastro-intestinales. D'après cette recherche, les valeurs recommandées dans le présent document comprennent maintenant l'adoption de méthodes fondées sur la PCR pour effectuer la surveillance de la qualité de l'eau. Les méthodes fondées sur la PCR peuvent fournir des résultats plus rapidement en vue des décisions relatives à la gestion des plages, particulièrement pour les plages très fréquentées où une surveillance est menée quotidiennement.

Les BAV figurant dans les tableaux 1 et 2 représentent le 75e centile de la distribution de la qualité de l'eau, tel qu'il est énoncé dans le document de l'EPA des États-Unis (2012). L'utilisation du 75e centile, par rapport au 90e ou au 95e centile, auquel recourent d'autres autorités responsables, constitue une approche prudente, et cette valeur ne devrait pas être considérée comme une valeur à « ne jamais dépasser ». Les BAV devraient servir à examiner les problèmes touchant la qualité de l'eau, à émettre des avis liés à la plage (au besoin) et à prendre des mesures correctives (le cas échéant). La valeur du 75e centile prévue pour les entérocoques correspond également à la concentration maximale dans un seul échantillon établie précédemment pour cet indicateur, ce qui permet de maintenir un degré constant de protection de la santé publique en fonction des recommandations de 2012 relatives aux entérocoques. Les BAV pour E. coli sont plus basses que les recommandations de 2012, mais sont fondées sur les mêmes études épidémiologiques que celles ayant servi à établir les valeurs pour les entérocoques.

Bien que les BAV soient recommandées pour la prise de décisions quotidiennes concernant la gestion des plages, on peut évaluer si la zone se prête à des activités récréatives, notamment par une analyse de la qualité générale de l'eau à long terme, à l'aide de la moyenne géométrique des résultats des échantillons. Par exemple, les moyennes géométriques peuvent servir à comparer la qualité de l'eau sur de nombreuses années afin de déterminer si elle change ou demeure stable. Plus le nombre d'échantillons inclus dans le calcul de la moyenne géométrique est élevé, plus la valeur obtenue reflétera la qualité de l'eau. Les moyennes géométriques des distributions de la qualité de l'eau utilisées pour les BAV, calculées par l'EPA des États-Unis (2012), sont présentées dans le tableau 5. Une exposition à l'eau des plages dont la qualité correspond à ces moyennes géométriques entraînera le même risque prévu qu'une exposition à l'eau des plages dont les BAV correspondantes figurent dans les tableaux 1 et 2.

Tableau 5. Valeurs des moyennes géométriques associées aux distributions de la qualité de l'eau ayant servi à calculer les BAV

Bactéries indicatrices de contamination fécale

Méthodes fondées sur la culture

Méthodes fondées sur la PCR

E. coli

126 Footnote ufc/100 mL

Footnote S.O.

Entérocoques

35 Footnote ufc/100 mL

470 Footnote cce/100 mL

Footnote ufc

ufc - unités formant colonies;

Return to footnote ufc referrer

Footnote cce

cce - calibrator cell equivalent (équivalent cellulaire de l'étalon);

Return to footnote cce referrer

Footnote S.O.

S.O. - sans objet

Return to footnote S.O. referrer

Bien que le présent document technique recommande des BAV destinées à une application générale, les autorités responsablesdevraient envisager l'établissement de valeurs propres aux zones qui présentent un faible risque de contamination fécale d'origine humaine. Selon les données des EQRM, le risque lié aux agents pathogènes pour humains varie en fonction de la source de matières fécales, les humains et les ruminants représentant les sources dont le risque est le plus élevé (voir la section 6.3.2). Les études épidémiologiques ayant servi de fondement à l'établissement des BAV ont été menées dans des zones récréatives où il y avait des sources connues de contamination fécale d'origine humaine. En l'absence de telles sources, les BAV peuvent être associées à un risque plus faible que celui établi, soit 36 maladies par tranche de 1 000 personnes. Par conséquent, les autorités responsablescompétentes peuvent choisir d'élaborer d'autres valeurs propres aux sites, de façon à établir un équilibre entre les avantages de la participation à des activités récréatives et les risques pour la santé associés à ces activités.

6.6 Recommandations utilisées par d'autres pays/organisations

Les valeurs recommandées pour les organismes indicateurs de contamination fécale par divers gouvernements et diverses organisations multinationales partout dans le monde sont présentées dans le tableau 6. Ces valeurs s'appliquent aux eaux douces et marines (sauf indication contraire).

Tableau 6. Valeurs recommandées pour les concentrations d'indicateurs de contamination fécale dans les eaux douces et marines utilisées à des fins récréatives, établies par d'autres pays ou organisations

Pays/ organisation

Indicateur

Valeurs recommandées

Fondement de la recommandation

Document de référence

EPA des États-Unis

 

NGI -36Footnote a

NGI - 32Footnote a

Cabelli, 1983; Dufour, 1984;

études NEEAR:

EPA des États-Unis, 2010; Wade et coll., 2006, 2008, 2010

EPA des États-Unis, 2012

E. coli -

méthodes fondées sur la culture

MGFootnote b: 126 ufc/100 mL

BAVFootnote c: 235 ufc/100 mL

Seuil stat.Footnote d: 410 ufc/100 mL

MGFootnote b: 100 ufc/100 mL

BAVFootnote c: 190 ufc/100 mL

Seuil stat.Footnote d: 320 ufc/100 mL

Entérocoques - méthodes fondées sur la culture

Méthodes fondées sur la PCRqFootnote e

MGFootnote b: 35 ufc/100 mL

BAVFootnote c: 70 ufc/100 mL

Seuil stat.Footnote d: 130 ufc/100 mL

MGFootnote b: 470 cce/100 mL

BAVFootnote c: 1 000 cce/100 mL

Seuil stat.Footnote d: 2 000 cce/100 mL

MGFootnote b: 30 ufc/100 mL

BAVFootnote c: 60 ufc/100 mL

Seuil stat.Footnote d: 110 ufc/100 mL

MGFootnote b: 300 cce/100 mL

BAVFootnote c: 640 cce/100 mL

Seuil stat.Footnote d: 1 280 cce/100 mL

OMSFootnote *

Entérocoques intestinauxFootnote f

95Footnote e centile/100 mL :

A : ≤ 40

B : 41-200

C : 201-500

D : > 500

Kay et coll., 1994; Fleisher et coll., 1996; Kay et coll., 2001

OMS, 2003

AustralieFootnote *

Entérocoques intestinauxFootnote f

95Footnote e centile/100 mL :

A : ≤ 40

B : 41-200

C : 201-500

D : > 500

Kay et coll., 1994; Fleisher et coll., 1996; Kay et coll., 2001

NHMRC, 2008

Union européenne

Eaux douces -

entérocoques intestinaux

95Footnote e centile/100 mL :

Excellent : 200/100 mL

Bon : 400/100 mL

90Footnote e centile/100 mL :

Acceptable : 330/100 mL

Kay et coll., 1994; Wiedenmann et coll., 2006

UE, 2006

E. coli

95Footnote e centile/100 mL :

Excellent : 500/100 mL

Bon : 1 000/100 mL

90Footnote e centile/100 mL :

Acceptable : 900/100 mL

   

Eaux marines - entérocoques intestinaux

95Footnote e centile/100 mL :

Excellent : 200/100 mL

Bon : 400/100 mL

90Footnote e centile/100 mL :

Acceptable : 330/100 mL

Kay et coll., 1994; Wiedenmann et coll., 2006

UE, 2006

E. coli

95th percentile/100 mL:

Excellent: 200 /100 mL

Good: 400/100 mL

90th percentile/100 mL:

Acceptable : 330/100 mL

   
Footnote a

« NEEAR Gastrointestinal Illness (NGI)-36 » et « NGI-32 » renvoient au taux estimé de maladies (36 ou 32 maladies) par tranche de 1 000 adeptes d'activités récréatives de contact primaire associé à la baignade dans des eaux affichant les concentrations de bactéries indiquées.

Return to footnote a referrer

Footnote b

MG - moyenne géométrique

Return to footnote b referrer

Footnote c

BAV - Les Beach Action Values (75e centile de la distribution de la qualité de l'eau) ne constituent pas des critères recommandés; il s'agit plutôt d'un outil préventif qui peut servir à prendre des décisions concernant les avis à afficher à la plage.

Return to footnote c referrer

Footnote d

Seuil stat. - Valeur du seuil statistique (90centile de la distribution de la qualité de l'eau)

Return to footnote d referrer

Footnote e

Avant d'appliquer les méthodes fondées sur la PCRq, il est recommandé d'évaluer le rendement de la méthode dans les eaux ambiantes.

Return to footnote e referrer

Footnote f

On préconise l'utilisation des recommandations au sujet des eaux côtières jusqu'à ce que davantage de données sur les eaux douces soient disponibles.

Return to footnote f referrer

Footnote *

Les recommandations exigent deux éléments : une enquête sanitaire concernant la probabilité de contamination par les eaux usées, ainsi qu'une évaluation microbiologique des eaux de baignade afin de déterminer leur classification.

Return to footnote * referrer

7.0 Eaux utilisées pour les activités récréatives de contact secondaire

Les Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada sont conçues pour protéger les personnes qui s'adonnent à des activités comportant une immersion intentionnelle ou non dans des eaux naturelles. Les activités récréatives traditionnellement considérées comme des activités de contact secondaire (p. ex. canotage, kayak, pêche) supposent des degrés d'exposition différents de ceux associés aux activités de contact primaire.Dans le cadre d'une méta-analyse menée récemment, on a constaté une augmentation significative du nombre de maladies gastro-intestinales lors de la pratique d'activités de contact primaire (nage, sports aquatiques), mais un accroissement non significatif du risque pour ce qui est des activités de contact secondaire (contact minimal) (Russo et coll., 2020).On présume que les activités de contact secondaire mènent à une moins grande ingestion d'eau et, donc, à un risque inférieur de maladies gastro-intestinales. Bien que les activités de contact secondaire comportent un risque inférieur, l'immersion involontaire met tout le corps en contact avec l'eau, et les éclaboussures peuvent donner lieu à différents scénarios d'exposition. Il semblerait que les maladies cutanées et, peut-être, celles qui affectent les muqueuses des yeux et des oreilles sont relativement plus importantes dans le cas des activités de contact secondaire (EPA des États-Unis, 2002). L'inhalation peut également devenir une voie d'exposition importante pendant les activités de contact primaire et secondaire lorsque des éclaboussures, des gouttelettes ou des aérosols sont générés.

7.1 Exposition

Peu de recherches ont porté sur les différences entre les activités de contact primaire et secondaire en ce qui concerne l'exposition. Dorevitch et coll. (2011) ont estimé dans leur étude que le volume moyen d'eau ingérée pendant des activités de contact secondaire était d'environ 3 à 4 mL/h, en comparaison des activités de contact primaire, dont les valeurs vont de 10 à 40 mL/h (Dorevitch et coll., 2011; Dufour et coll., 2017; EPA des États-Unis, 2019). En plus d'avaler un plus faible volume d'eau, seulement 1 % des adeptes d'activités de contact secondaire ont déclaré en avoir avalé (comparativement à 51 % des personnes s'adonnant à des activités de contact primaire) (Dorevitch et coll., 2011). Cela signifie qu'un plus petit nombre de personnes sont exposées pendant les activités de contact secondaire. Dans le cadre d'une analyse de suivi de l'étude menée par Dorevitch (2011), des données ont été recueillies sur de nombreux agents pathogènes humains et l'EQRM a été utilisée afin d'estimer les effets sanitaires probables pour ce qui est de la pêche, du canotage et de la navigation de plaisance. La voie navigable analysée était un système de canaux artificiels où les activités de contact primaire étaient interdites, mais où les activités de contact secondaire étaient permises. Selon les résultats du modèle d'évaluation des risques, les risques pour la santé découlant de ces activités étaient plus faibles que le risque de maladies jugé acceptable par les recommandations de l'EPA des États-Unis au sujet des eaux utilisées pour les activités récréatives de contact primaire (Rijal et coll., 2011). Cela concorde avec la conclusion d'une étude antérieure selon laquelle il n'y a aucun risque important de maladies gastro-intestinales chez les personnes pratiquant le canotage ou l'aviron (Fewtrell et coll., 1994). En revanche, une étude épidémiologique de cohortes prospective complémentaire a permis de comparer les effets sanitaires des activités récréatives de contact secondaire sur la même voie navigable (où la qualité de l'eau ne respecte pas les recommandations pour les activités récréatives de contact primaire) aux effets sanitaires des activités de contact secondaire sur un lac où la qualité de l'eau est acceptable pour les activités de contact primaire. Un risque accru de maladies gastro-intestinales (de 13,7 à 15,1 maladies par tranche de 1 000 personnes exposées) a été établi pour les deux types de plans d'eau (Dorevitch et coll., 2012). Ce risque est supérieur à celui calculé par Rijal et coll. (2011) au moyen de leur modèle d'évaluation des risques, qui comportait plusieurs limites concernant les ensembles de données sur les agents pathogènes. Même si le risque de maladies était semblable pour le système de canaux et la zone utilisée à des fins générales, les degrés d'exposition à ces endroits différaient. Les adeptes d'activités récréatives dans le système de canaux artificiels étaient moins susceptibles de signaler la submersion de leur tête ou de leur visage que les personnes se trouvant dans les eaux utilisées à des fins générales. Il y avait également plus de personnes qui pêchaient dans les eaux utilisées à des fins générales, ce qui est associé à une exposition prolongée comparativement au canotage et au kayak. Ailleurs, la pêche a été considérée comme un facteur contribuant de façon importante au risque global de maladies gastro-intestinales en raison de la période d'exposition prolongée et des voies possibles d'exposition, outre l'ingestion (p. ex. transfert d'agents pathogènes de la main à la bouche) (Sunger et coll., 2015).

7.2 Recommandations

Jusqu'à maintenant, les données épidémiologiques disponibles sont insuffisantes pour établir des valeurs limites axées sur la santé en ce qui a trait aux indicateurs de contamination fécale pour les activités récréatives de contact secondaire.Toutefois, puisque le niveau prévu d'exposition à l'eau reste généralement plus faible pendant la majorité des activités récréatives de contact secondaire, des valeurs distinctes sur la qualité de l'eau peuvent être élaborées pour les activités de contact secondaire, en fonction des recommandations relatives aux activités de contact primaire et de l'exposition moindre à l'eau. Cette approche peut être considérée comme raisonnable et acceptable par les autorités responsables locales et régionales lorsqu'une désignation de contact secondaire est souhaitée.

Lorsqu'on envisage d'établir de valeurs distinctes pour les indicateurs de contamination fécale dans certaines zones aquatiques réservées à des usages récréatifs de contact secondaire, il faut bien comprendre les types d'activités qui se déroulent dans ces zones. Dans son document intitulé Guidelines for Safe Recreational Water Environments: Volume 1-Coastal and Fresh Waters (OMS, 2003), l'Organisation mondiale de la santé (OMS) propose une classification des activités de loisirs aquatiques en fonction du degré d'exposition à l'eau qu'elles engendrent. Les descriptions suivantes (inspirées du document de l'OMS, 2003) peuvent servir d'indication initiale pour juger si une activité donnée constituerait une activité de contact primaire ou secondaire :

  • Activité de contact primaire : Activité récréative au cours de laquelle tout le corps ou le visage et le tronc sont fréquemment immergés ou au cours de laquelle le visage est fréquemment éclaboussé et où il y a possibilité d'ingestion d'eau. L'immersion involontaire, qu'elle soit due à une vague ou à une chute, met aussi tout le corps en contact avec l'eau. On peut citer à titre d'exemples la baignade, le surf, le ski nautique, le canotage, le rafting ou le kayak en eau vive, la planche à voile et la plongée sous-marine.
  • Activité de contact secondaire : Activité récréative au cours de laquelle seuls les membres sont régulièrement mouillés et où le contact d'une plus grande partie du corps avec l'eau (y compris l'ingestion d'eau) est inhabituel. On peut citer à titre d'exemples l'aviron, la voile, les excursions en canot et la pêche.

Même si l'on utilise ces critères de classification, il n'est pas toujours évident de distinguer quelles activités constituent des activités de contact primaire et quelles autres constituent des activités de contact secondaire. Certaines activités aquatiques récréatives seront faciles à classer alors que d'autres le seront peut-être moins. Il est donc recommandé d'évaluer au cas par cas les activités potentielles susceptibles d'être exercées dans une zone bénéficiant d'une désignation d'utilisation pour des activités de contact secondaire.

Avant d'affecter une désignation d'utilisation pour des activités de contact secondaire à une zone aquatique récréative, il convient de prendre notamment en considération les éléments suivants :

  • La zone aquatique devrait être soumise à une évaluation des utilisations existantes, de la qualité de l'eau et des possibilités d'amélioration de cette qualité, ainsi que d'autres facteurs pertinents comme les considérations liées à la santé ou à l'environnement.
  • Il est en outre recommandé de ne pas attribuer la désignation d'utilisation pour des activités de contact secondaire lorsqu'une évaluation du site a permis de conclure qu'il était souvent utilisé pour des activités récréatives de contact primaire.
  • Lorsqu'une zone aquatique fait l'objet d'une utilisation partagée (p. ex. baignade et canotage), ce sont les valeurs correspondant aux activités de contact primaire qui devraient s'appliquer.
  • Lorsqu'il est indiqué qu'une zone est réservée uniquement aux activités récréatives de contact secondaire, le matériel de communication devrait clairement signaler qu'une immersion accidentelle (lors d'une chute, d'un chavirement, etc.) peut entraîner une exposition du corps tout entier et que, dans ces circonstances, l'ingestion d'eau peut augmenter le risque de maladies.
  • Il faudrait également rappeler aux usagers de prendre les précautions nécessaires pour éviter le plus possible ces types d'exposition; l'habileté de la personne qui pratique l'activité peut influer fortement sur son degré d'exposition à l'eau.

Lorsqu'il est déterminé, en fonction d'une évaluation des renseignements disponibles, qu'une zone aquatique est réservée aux activités de contact secondaire (c.-à-d. lorsque les activités de contact primaire ne constituent pas un usage existant), on peut appliquer un multiplicateur direct aux valeurs recommandées pour les indicateurs de contamination fécale, en fonction du rapport de différence présumée entre le volume d'exposition pendant les activités de contact primaire et le volume souhaité du scénario d'exposition secondaire pendant les activités de contact secondaire. Par exemple, selon des volumes d'ingestion moyens, le rapport entre les activités où l'ingestion d'eau est faible, comme la navigation, la pêche et le canotage/kayak sans chavirement (3,8 mL/h; Dorevitch et coll., 2011) et la nage (de 10 mL/h à 40 mL/h; Dorevitch et coll., 2011; Dufour et coll., 2017; EPA des États-Unis, 2019) est d'environ 3:8. Le choix du multiplicateur devrait tenir compte des sources de contamination fécale dans l'eau, puisque les sources d'origine humaine sont plus susceptibles de contenir des agents pathogènes humains que les autres sources diffuses de contamination. Par exemple, en ce qui concerne un plan d'eau touché par des sources de matières fécales d'humains ou de ruminants, l'autorité responsable pourrait appliquer l'hypothèse prudente selon laquelle les valeurs sont trois fois supérieures aux valeurs recommandées pour les activités de contact primaire. Cela entraînerait une BAV de 705 ufc d'E. coli/100 mL pour les activités de contact secondaire. Toute valeur calculée représenterait une décision relative à la gestion des risques s'appuyant sur une évaluation exhaustive des scénarios d'exposition atte ndus et des risques potentiels pour la santé des usagers des eaux récréatives. Compte tenu des risques pour la santé et des avantages de l'utilisation des eaux à des fins récréatives, une telle approche paraît raisonnable et acceptable à l'égard de la protection des utilisateurs participant à une activité volontaire. On ne dispose pas, pour les autres paramètres des Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada, de suffisamment de renseignements pour élaborer des recommandations concernant les activités de contact secondaire; par conséquent, les valeurs relatives aux activités de contact primaire et les directives connexes contenues dans les Recommandations devraient être utilisées. L'établissement de valeurs concernant les activités de contact secondaire ne devrait pas servir à rétrograder le statut d'une zone donnée en réaction à une qualité de l'eau médiocre. Cela est particulièrement important lorsqu'une évaluation montre que les valeurs recommandées relativement aux activités de contact primaire constituent un objectif réalisable.

8.0 Bibliographie

Alexander, L.M., Heaven, A., Tennant, A. et Morris, R. (1992). Symptomatology of children in contact with sea water contaminated with sewage. J. Epidemiol. Community Health, 46(4): 340-344.

APHA, AWWA et WEF (2017). Standard methods for the examination of water and wastewater, 23e édition, Washington (DC), American Public Health Association, American Water Works Association et Water Environment Federation.

Arnold, B.F., Schiff, K.C., Griffith, J.F., Gruber, J.S., Yau, V., Wright, C.C., Wade, T.J., Burns, S., Hayes, J.M., McGee, C., Gold, M., Cao, Y., Weisberg, S.B. et Colford, J.M.,Jr (2013). Swimmer illness associated with marine water exposure and water quality indicators: Impact of widely used assumptions. Epidemiology, 24(6): 611-623.

Ashbolt, N.J., Dorsch, M.R., Cox, P.T. et Banens, B. (1997). Blooming E. coli, what do they mean? Dans: Kay, D. et Fricker, C. (eds.). Coliforms and E. coli: Problem or solution? London (UK): The Royal Society of Chemistry, Cambridge: 78-85.

Ashbolt, N.J., Grabow, W.O.K. et Snozzi, M. (2001). Indicators of microbial water quality. In: Fewtrell, L. et Bartram, J. (eds.). Water quality-Guidelines, standards and health: Assessment of risk and risk management for water-related infectious disease. London (UK): IWA Publishing, au nom de l'Organisation mondiale de la santé: 289-315.

Ballesté, E. et Blanch, A.R. (2010). Persistence of Bacteroides species populations in a river as measured by molecular and culture techniques. Appl. Environ. Microbiol., 76(22): 7608-7616.

Banihashemi, A., Van Dyke, M.I. et Huck, P.M. (2015). Detection of viable bacterial pathogens in a drinking water source using propidium monoazide-quantitative PCR. J. Water Supply Res. Technol. Aqua, 64(2): 139-148.

Bartram, J. et Rees, G. (eds.). (2000). Monitoring bathing waters: A practical guide to the design and implementation of assessments and monitoring programmes. New York (NY): E & FN Spon.

Beaudry, M. (2019). From nuisance to resource: Understanding microbial sources of contamination in urban stormwater-impacted bodies of water intended for water reuse activities. Thèse de maîtrise en sciences, Université de l'Alberta.

Benjamin-Chung, J., Arnold, B.F., Wade, T.J., Schiff, K., Griffith, J.F., Dufour, A.P., Weisberg, S.B. et Colford, J.M. (2017). Coliphages and gastrointestinal illness in recreational waters: Pooled analysis of six coastal beach cohorts. Epidemiology, 28(5): 644-652.

Bernhard, A.E. et Field, K.G. (2000a). Identification of nonpoint sources of pollution in coastal waters by using host-specific 16S ribosomal DNA genetic markers from fecal anaerobes. Appl. Environ. Microbiol., 66(4): 1587-1594.

Bernhard, A.E. et Field, K.G. (2000b). A PCR assay to discriminate human and ruminant feces on the basis of host differences in Bacteroides-Prevotella genes encoding 16S rRNA. Appl. Environ. Microbiol., 66(10): 4571-4574.

Boehm, A. B., Soller, J. A. et Shanks, O. C. (2015). Human-associated fecal quantitative polymerase chain reaction measurements and simulated risk of gastrointestinal illness in recreational waters contaminated with raw sewage. Environ. Sci. Technol. Lett., 2 (10): 270-275.

Boehm, A.B., Graham, et K.E., Jennings, W.C. (2018). Can we swim yet? Systematic review, meta-analysis, and risk assessment of aging sewage in surface waters. Environ. Sci. Technol., 52(17): 9634-9645.

Boehm, A.B. et Soller, J.A. (2020). Refined ambient water quality thresholds for human-associated fecal indicator HF183 for recreational waters with and without co-occurring gull fecal contamination. Microb. Risk Anal., 16:100139

Brookes, J.D., Hipsey, M.R., Burch, M.D., Linden, L.G., Ferguson, C.M. et Antenucci, J.P. (2005). Relative value of surrogate indicators for detecting pathogens in lakes and reservoirs. Environ. Sci. Technol., 39(22): 8614-8621.

Brown, K.I., Graham, K.E., Soller, J.A. et Boehm, A.B. (2017). Estimating the probability of illness due to swimming in recreational water with a mixture of human- and gull-associated microbial source tracking markers. Environ. Sci.: Process. Impacts, 19: 1528-1541.

Byappanahalli, M.N., Fowler, M., Shively, D. et Whitman, R. (2003). Ubiquity and persistence of Escherichia coli in a midwestern coastal stream. Appl. Environ. Microbiol., 69(3): 4549-4555

Byappanahalli, M.N., Whitman, R.L., Shively, D.A., Sadowsky, M.J. et Ishii, S. (2006). Population structure, persistence, and seasonality of autochthonous Escherichia coli in temperate, coastal forest soil from a Great Lakes watershed. Environ. Microbiol., 8(3): 504-513.

Byappanahalli, M.N., Sawdey, R., Ishii, S., Shively, D.A., Ferguson, J.A., Whitman, R.L. et Sadowsky, M.J. (2009). Seasonal stability of Cladophora-associated Salmonella in Lake Michigan watersheds. Water Res., 43(3): 806-14.

Byappanahalli, M.N., Nevers, M.B., Korajkic, A., Staley, Z.R. et Harwood, V.J. (2012a). Enterococci in the environment. Microbiol. Mol. Biol. Rev., 76(4): 685-706.

Byappanahalli, M.N., Yan, T., Hamilton, M.J., Ishii, S., Fujioka, R.S., Whitman, R.L. et Sadowsky, M.J. (2012b). The population structure of Escherichia coli isolated from subtropical and temperate soils. Sci. Total Environ., 417-418: 273-279.

Cabelli, V.J. (1983). Health effects criteria for marine recreational waters. Environmental Protection Agency des États-Unis, no de document: EPA-600/1-80-031, Cincinnati, OH.

Calderon, R.L., Mood, E.W. et Dufour, A.P. (1991). Health effects of swimmers and nonpoint sources of contaminated water. Int. J. Environ. Health Res., 1(1): 21-31.

Cao, Y., Raith, M.R. et Griffith, J.F. (2016). A duplex digital PCR assay for simultaneous quantification of the Enterococcus spp. and the human fecal-associated HF183 marker in waters. J. Vis. Exp., (109): e53611.

Carman, R.J., Sayeed, S., Li, J., Genheimer, C.W., Hiltonsmith, M.F., Wilkins, T.D. et McClane, B.A. (2008). Clostridium perfringens toxin genotypes in the feces of healthy North Americans. Anaerobe, 14(2): 102-108.

Chandran, A. et Mohamed Hatha, A.A. (2005). Relative survival of Escherichia coli and Salmonella typhimurium in a tropical estuary. Water Res., 39(7): 1397-1403.

Cheung, W.H., Chang, K.C., Hung, R.P. et Kleevens, J.W. (1990). Health effects of beach water pollution in Hong Kong. Epidemiol. Infect., 105(1): 139-162.

Cole, D., Long, S.C. et Sobsey, M.D. (2003). Evaluation of F+ RNA and DNA coliphages as source-specific indicators of fecal contamination in surface waters. Appl. Environ. Microbiol., 69(11): 6507-6514.

Colford, J.M., Schiff, K.C., Griffith, J.F., Yau, V., Arnold, B.F., Wright, C.C., Gruber, J.S., Wade, T.J., Burns, S., Hayes, J., McGee, C., Gold, M., Cao, Y., Noble, R.T., Haugland, R. et Weisberg, S.B. (2012). Using rapid indicators for Enterococcus to assess the risk of illness after exposure to urban runoff contaminated marine water. Water Res., 46(7): 2176-2186.

Colford, J.M.,Jr, Wade, T.J., Schiff, K.C., Wright, C.C., Griffith, J.F., Sandhu, S.K., Burns, S., Sobsey, M., Lovelace, G. et Weisberg, S.B. (2007). Water quality indicators and the risk of illness at beaches with nonpoint sources of fecal contamination. Epidemiology, 18(1): 27-35.

Corbett, S.J., Rubin, G.L., Curry, G.K. et Kleinbaum, D.G. (1993). The health effects of swimming at Sydney beaches. the Sydney beach users study advisory group. Am. J. Public Health, 83(12): 1701-1706.

Day, M.J., Hopkins, K.L., Wareham, D.W., Toleman, M.A., Elviss, N., Randall, L., Teale, C., Cleary, P., Wiuff, C., Doumith, M., Ellington, M. J., Woodford, N. et Livermore, D.M. (2019). Extended-spectrum β-lactamase-producing Escherichia coli in human-derived and foodchain-derived samples from England, Wales, and Scotland: An epidemiological surveillance and typing study. Lancet Infect. Dis. 19 (12): 1325-1335.

Davies, C.M., Long, J.A., Donald, M. et Ashbolt, N.J. (1995). Survival of fecal microorganisms in marine and freshwater sediments. Appl. Environ. Microbiol., 61(5): 1888-1896.

Degnan, A.J. (2006). Chapter 10. Escherichia coli. In: Waterborne pathogens (M48): AWWA manual of water supply practices. 2e éd. Denver (CO): American Water Works Association. pp. 103-106.

Denis-Mize, K., Fout, G.S., Dahling, D.R. et Francy, D.S. (2004). Detection of human enteric viruses in stream water with RT-PCR and cell culture. J. Water Health, 2(1): 37-47.

Desmarais, T.R., Solo-Gabriele, H. et Palmer, C.J. (2002). Influence of soil on fecal indicator organisms in a tidally influenced subtropical environment. Appl. Environ. Microbiol., 68(3): 1165-1172.

Devane, M.L., Moriarty, E., Weaver, L., Cookson, A. et Gilpin, B. (2020). Fecal indicator bacteria from environmental sources; strategies for identification to improve water quality monitoring. Water Res., 185: 116204.

Dias, E., Ebdon, J. et Taylor, H. (2018). The application of bacteriophages as novel indicators of viral pathogens in wastewater treatment systems. Water Res., 129: 172-179.

Diston, D. et Wicki, M. (2015). Occurrence of bacteriophages infecting Bacteroides host strains (ARABA 84 and GB-124) in fecal samples of human and animal origin. J. Water Health, 13(3): 654-661.

Dorevitch, S., Panthi, S., Huang, Y., Li, H., Michalek, A.M., Pratap, P., Wroblewski, M., Liu, L., Scheff, P.A. et Li, A. (2011). Water ingestion during water recreation. Water Res., 45(5): 2020-2028.

Dorevitch, S., Pratap, P., Wroblewski, M., Hryhorczuk, D.O., Li, H., Liu, L.C. et Scheff, P.A. (2012). Health risks of limited-contact water recreation. Environ. Health Perspect., 120(2): 192-197.

Dorevitch, S., DeFlorio-Barker, S., Jones, R.M. et Liu, L. (2015). Water quality as a predictor of gastrointestinal illness following incidental contact water recreation. Water Res., 83: 94-103.

Dorner, S.M., Anderson, W.B., Gaulin, T., Candon, H.L., Slawson, R.M., Payment, P. et Huck, P.M. (2007). Pathogen and indicator variability in a heavily impacted watershed. J. Water Health, 5(2): 241-257.

Dufour, A.P. et Cabelli, V.J. (1976). Characteristics of Klebsiella from textile finishing plant effluents. J. Water Pollut. Control Fed., 48(5): 872-879.

Dufour, A.P. (1977). Escherichia coli: The fecal coliform. Am. Soc. Test. Mater. Spec. Tech. Publ., 635(45): 58.

Dufour, A.P. (1984). Health effects criteria for fresh water recreational waters. Environmental Protection Agency des États-Unis, numéro de document: EPA 600/1-84-004, Cincinnati, Ohio.

Dufour, A.P., Behymer, T.D., Cantu, R., Magnuson, M. et Wymer, L.J.(2017). Ingestion of swimming pool water by recreational swimmers. J. Water Health, 15(3): 429-437.

Dwight, R.H., Baker, D.B., Semenza, J.C. et Olson, B.H. (2004). Health effects associated with recreational coastal water use: Urban versus rural California. Am. J. Public Health, 94(4): 565-567.

Ebdon, J.E., Sellwood, J., Shore, J. et Taylor, H.D. (2012). Phages of Bacteroides (GB-124): A novel tool for viral waterborne disease control? Environ. Sci. Technol., 46(2): 1163-1169.

Edberg, S.C., Rice, E.W., Karlin, R.J. et Allen, M.J. (2000). Escherichia coli: The best biological drinking water indicator for public health protection. Symp. Ser. Soc. Appl. Microbiol., (29): 106S-116S.

Edge, T.A., El-Shaarawi, A., Gannon, V., Jokinen, C., Kent, R., Khan, I.U., Koning, W., Lapen, D., Miller, J., Neumann, N., Phillips, R., Robertson, W., Schreier, H., Scott, A., Shtepani, I., Topp, E., Wilkes, G. et van Bochove, E. (2012). Investigation of an Escherichia coli environmental benchmark for waterborne pathogens in agricultural watersheds in Canada. J. Environ. Qual., 41(1): 21-30.

Edge, T.A., Khan, I.U.H., Bouchard, R., Guo, J., Hill, S., Locas, A., Moore, L., Neumann, N., Nowak, E., Payment, P., Yang, R., Yerubandi, R. et Watson, S. (2013). Occurrence of waterborne pathogens and Escherichia coli at offshore drinking water intakes in Lake Ontario. Appl. Environ. Microbiol., 79(19): 5799-5813.

Edge, T.A., Hill, S., Crowe, A., Marsalek, J., Seto, P., Snodgrass, B., Toninger, R. et Patel, M. (2018). Remediation of a beneficial use impairment at Bluffer's Park Beach in the Toronto Area of Concern. Aquat. Ecosyst. Health Manag., 21: 285-292.

EPA des États-Unis (2002). Implementation guidance for ambient water quality criteria for bacteria(ébauche de mai 2002), EPA-823-B-02-003, Washington (DC), Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Water.

EPA des États-Unis (2010). Report on 2009 National Epidemiologic and Environmental Assessment of Recreational Water Epidemiology Studies (NEEAR 2010 - Surfside & Boquerón), EPA-600-R-10-168.

EPA des États-Unis (2012). Recreational water quality criteria, Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Water, 820-F-12-058.

EPA des États-Unis (2015). Review of coliphages as possible indicators of fecal contamination for ambient water quality, Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Water, numéro de document : 820-R-15-098.

EPA des États-Unis (2019). Recommended human health recreational ambient water quality criteria or swimming advisories for microcystins and cylindrospermopsin, Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Water, numéro de document : 822-R-19-001.

Epibathe (2009). Activity report for EU framework 6 specific targeted research projects, numéro de référence du projet : 022618.

Ervin, J.S., Russell, T.L., Layton, B.A., Yamahara, K.M., Wang, D., Sassoubre, L.M., Cao, Y., Kelty, C.A., Sivaganesan, M., Boehm, A.B., Holden, P.A., Weisberg, S.B. et Shanks, O.C. (2013). Characterization of fecal concentrations in human and other animal sources by physical, culture-based, and quantitative real-time PCR methods. Water Res., 47(18): 6873-6882.

Ferguson, D.M., Moore, D.F., Getrich, M.A. et Zhowandai, M.H. (2005). Enumeration and speciation of enterococci found in marine and intertidal sediments and coastal water in southern California. J. Appl. Microbiol., 99(3): 598-608.

Ferley, J.P., Zmirou, D., Balducci, F., Baleux, B., Fera, P., Larbaigt, G., Jacq, E., Moissonnier, B., Blineau, A. et Boudot, J. (1989). Epidemiological significance of microbiological pollution criteria for river recreational waters. Int. J. Epidemiol., 18(1): 198-205.

Fernandez-Miyakawa, M.E., Pistone, C.V., Uzal, F.A., McClane, B.A. et Ibarra, C. (2005). Clostridium perfringens enterotoxin damages the human intestine in vitro. Infect. Immun., 73(12): 8407-8410.

Fewtrell, L., Kay, D., Salmon, R., Wyer, M., Newman, G. et Bowering, G. (1994). The health effects of low contact water activities in fresh and estuarine waters. Water Environ. J., 8: 97-101.

Fewtrell, L., Jones, F., Kay, D., Wyer, M.D., Godfree, A.F. et Salmon, B.L. (1992). Health effects of white-water canoeing. Lancet, 339(8809): 1587-1589.

Fewtrell, L. et Kay, D. (2015). Recreational water and infection: A review of recent findings. Curr. Environ. Health Rep., 2(1): 85-94.

Finegold, S.M., Sutter, V.L. et Mathison, G.E. (1983). Normal indigenous intestinal flora. In: Hentges, D.J. (ed.). Human intestinal microflora in health and disease. New York (NY): Academic Press. pp. 3-31.

Fleisher, J.M., Kay, D., Salmon, R.L., Jones, F., Wyer, M.D. et Godfree, A.F. (1996). Marine waters contaminated with domestic sewage: Non-enteric illnesses associated with bather exposure in the United Kingdom. Am. J. Public Health, 86(9): 1228-1234.

Fleisher, J.M., Fleming, L.E., Solo-Gabriele, H.M., Kish, J.K., Sinigalliano, C.D., Plano, L., Elmir, S.M., Wang, J.D., Withum, K., Shibata, T., Gidley, M.L., Abdelzaher, A., He, G., Ortega, C., Zhu, X., Wright, M., Hollenbeck, J. et Backer, L.C. (2010). The BEACHES study: Health effects and exposures from non-point source microbial contaminants in subtropical recreational marine waters. Int. J. Epidemiol., 39(5): 1291-1298.

Frick, C., Vierheilig, J., Linke, R., Savio, D., Zornig, H., Antensteiner, R., Baumgartner, C., Bucher, C., Blaschke, A.P., Derx, J., Kirschner, A.K.T., Ryzinska-Paier, G., Mayer, R., Seidl, D., Nadiotis-Tsaka, T., Sommer, R., Farnleitner, A.H. (2018). Poikilothermic animals as a previously unrecognized source of fecal indicator bacteria in a backwater ecosystem of a large river. Appl. Environ. Microbiol. 84 (16), art. no. e00715-18.

Fujioka, R.S. et Shizumura, L.K. (1985). Clostridium perfringens, a reliable indicator of stream water quality. J. Water Pollut. Control Fed., 57(10): 986-992.

Gammie, A.J. et Wyn-Jones, A.P. (1997). Does hepatitis a pose a significant health risk to recreational water users? Water Sci. Technol., 35(11): 171-177.

Gordon, D.M. (2013). The ecology of Escherichia coli. Dans: Donnenberg, M.S. (dir.). Escherichia coli: Pathotypes and principles of pathogenesis. 2e édition. Londres (R.-U.), Academic Press. p. 3-20.

Gouvernement de l'Alberta (2019). Alberta safe beach protocol, juillet 2019. Accessible à l'adresse suivante : https://open.alberta.ca/publications/9781460145395.

Griffin, D.W., Gibson, C.J.,3rd, Lipp, E.K., Riley, K., Paul, J.H.,3rd et Rose, J.B. (1999). Detection of viral pathogens by reverse transcriptase PCR and of microbial indicators by standard methods in the canals of the Florida Keys. Appl. Environ. Microbiol., 65(9): 4118-4125.

Griffith, J.F., Weisberg, S.B., Arnold, B.F., Cao, Y., Schiff, K.C. et Colford, J.M. (2016). Epidemiologic evaluation of multiple alternate microbial water quality monitoring indicators at three California beaches. Water Res., 94: 371-381.

Haramoto, E., Otagiri, M., Morita, H. et Kitajima, M. (2012). Genogroup distribution of F-specific coliphages in wastewater and river water in the Dofu basin in Japan. Lett. Appl. Microbiol., 54(4): 367-373.

Harrington, J.F., Wilcox, D.N., Giles, P.S., Ashbolt, N.J., Evans, J.C. et Kirton, H.C. (1993). The health of Sydney surfers: An epidemiological study. Water Sci. Technol., 27(3-4): 175-181.

Hartz, A., Cuvelier, M., Nowosielski, K., Bonilla, T.D., Green, M., Esiobu, N., McCorquodale, D.S. et Rogerson, A. (2008). Survival potential of Escherichia coli and enterococci in subtropical beach sand: Implications for water quality managers. J. Environ. Qual., 37(3): 898-905.

Harwood, V.J., Boehm, A.B., Sassoubre, L.M., Vijayavel, K., Stewart, J.R., Fong, T.T., Caprais, M.P., Converse, R.R., Diston, D., Ebdon, J., Fuhrman, J.A., Gourmelon, M., Gentry-Shields, J., Griffith, J.F., Kashian, D.R., Noble, R.T., Taylor, H. et Wicki, M. (2013). Performance of viruses and bacteriophages for fecal source determination in a multi-laboratory, comparative study. Water Res., 47(18): 6929-6943.

Harwood, V.J., Staley, C., Badgley, B.D., Borges, K. et Korajkic, A. (2014). Microbial source tracking markers for detection of fecal contamination in environmental waters: Relationships between pathogens and human health outcomes. FEMS Microbiol. Rev., 38(1): 1-40.

Heuvel, A.V., McDermott, C., Pillsbury, R., Sandrin, T., Kinzelman, J., Ferguson, J., Sadowsky, M., Byappanahalli, M., Whitman, R. et Kleinheinz, G.T. (2010). The green alga, Cladophora, promotes Escherichia coli growth and contamination of recreational waters in Lake Michigan. J. Environ. Qual., 39(1): 333-344.

Hong, P., Wu, J. et Liu, W. (2008). Relative abundance of Bacteroides spp. in stools and wastewaters as determined by hierarchical oligonucleotide primer extension. Appl. Environ. Microbiol., 74(9): 2882-2893.

Hörman, A., Rimhanen-Finne, R., Maunula, L., von Bonsdorff, C.H., Torvela, N., Heikinheimo, A. et Hanninen, M.L. (2004). Campylobacter spp., Giardia spp., Cryptosporidium spp., noroviruses, and indicator organisms in surface water in southwestern Finland, 2000-2001. Appl. Environ. Microbiol., 70(1): 87-95.

Hughes, B., Beale, D.J., Dennis, P.G., Cook, S. et Ahmed, W. (2017). Cross-comparison of human wastewater-associated molecular markers in relation to fecal indicator bacteria and enteric viruses in recreational beach waters. Appl. Environ. Microbiol., 83(8): e00028-17.

Huntley, B.E., Jones, A.E. et Cabelli, V.J. (1976). Klebsiella densities in waters receiving wood pulp effluents. J. Water Pollut. Control Fed., 48: 1766-1771.

Ishii, S., Ksoll, W.B., Hicks, R.E. et Sadowsky, M.J. (2006). Presence and growth of naturalized Escherichia coli in temperate soils from Lake Superior watersheds. Appl. Environ. Microbiol., 72(1): 612-621.

Ishii, S. et Sadowsky, M.J. (2008). Escherichia coli in the environment: implications for water quality and human health. Microbes Environ. 23(2): 101-108.

Jacob, P., Henry, A., Meheut, G., Charni-Ben-Tabassi, N., Ingrand, V. et Helmi, K. (2015). Health risk assessment related to waterborne pathogens from the river to the tap. Int. J. Environ. Res. Public. Health, 12(3): 2967-2983.

Jang, J., Hur, H.G., Sadowsky, M.J., Byappanahalli, M.N., Yan, T. et Ishii, S. (2017). Environmental Escherichia coli: Ecology and public health implications-a review. J. Appl. Microbiol., 123(3): 570-581.

Jebri, S., Muniesa, M. et Jofre, J. (2017). General and host-associated bacteriophage indicators of fecal pollution. Dans: Rose, J.B. et Jiménez-Cisneros, B. (dir.). Global water pathogens project. East Lansing (MI): UNESCO.

Jiang, S., Noble, R. et Chu, W. (2001). Human adenoviruses and coliphages in urban runoff-impacted coastal waters of southern California. Appl. Environ. Microbiol., 67(1): 179-184.

Jiang, S.C. et Chu, W. (2004). PCR detection of pathogenic viruses in southern California urban rivers. J. Appl. Microbiol., 97(1): 17-28.

Jofre, J., Lucena, F., Blanch, A.R. et Muniesa, M. (2016). Coliphages as model organisms in the characterization and management of water resources. Water (Suisse), 8(5): 199.

Kay, D., Jones, F., Wyer, M.D., Fleisher, J.M., Salmon, R.L., Godfree, A.F., Zelenauch-Jacquotte, A. et Shore, R. (1994). Predicting likelihood of gastroenteritis from sea bathing: Results from randomised exposure. The Lancet, 344(8927): 905-909.

Kay, D., Bartram, J., Prüss, A., Ashbolt, N., D. Wyer, M.D., Fleisher, J.M., Fewtrell, L., Rogers, A. et Rees, G. (2004). Derivation of numerical values for the World Health Organization guidelines for recreational waters, Water Res., 38(5): 1296-1304.

Kon, T., Weir, S.C., Howell, E.T., Lee, H. et Trevors, J.T. (2007a). Genetic relatedness of Escherichia coli isolates in interstitial water from a Lake Huron (Canada) beach. Appl. Environ. Microbiol., 73(6): 1961-1967.

Kon, T., Weir, S.C., Trevors, J.T., Lee, H., Champagne, J., Meunier, L., Brousseau, R. et Masson, L. (2007b). Microarray analysis of Escherichia coli strains from interstitial beach waters of Lake Huron (Canada). Appl. Environ. Microbiol., 73(23): 7757-7758.

Korajkic, A., McMinn, B.R., Harwood, V.J., Shanks, O.C., Fout, G.S. et Ashbolt, N.J. (2013). Differential decay of enterococci and Escherichia coli originating from two fecal pollution sources. Appl. Environ. Microbiol., 79(6): 2488-2492.

Korajkic, A., Parfrey, L.W., McMinn, B. R., Baeza, Y.V., Van Teuren, W., Knight, R. et Shanks, O.C. (2015). Changes in bacterial and eukaryotic communities during sewage decomposition in Mississippi River water. Water Res., 69: 30-9.

Korajkic, A., McMinn, B., Herrmann, M.P., Sivaganesan, M., Kelty, C.A., Clinton, P., Nash, M.S. et Shanks, O.C. (2020). Viral and bacterial fecal indicators in untreated wastewater across the contiguous United States exhibit geospatial trends. Appl. Environ. Microbiol., 86: e02967-19.

Korhonen, L.K. et Martikainen, P.J. (1991). Survival of Escherichia coli and Campylobacter jejuni in untreated and filtered lake water. J. Appl. Bacteriol., 71(4): 379-382.

Krkosek, W., Reed, V. et Gagnon, G.A. (2016). Assessing protozoan risks for surface drinking water supplies in Nova Scotia, Canada. J. Water Health, 14(1): 155-166.

Lalancette, C., Papineau, I., Payment, P., Dorner, S., Servais, P., Barbeau, B., Di Giovanni, G.D. et Prévost, M. (2014). Changes in Escherichia coli to Cryptosporidium ratios for various fecal pollution sources and drinking water intakes. Water Res., 55: 150-161.

Lamparelli, C.C., Pogreba-Brown, K., Verhougstraete, M., Sato, M.I.Z., de Castro Bruni, A., Wade, T.J. et Eisenberg, J.N.S. (2015). Are fecal indicator bacteria appropriate measures of recreational water risks in the tropics: A cohort study of beach goers in Brazil? Water Res., 87: 59-68.

Leclerc, H., Mossel, D.A., Edberg, S.C. et Struijk, C.B. (2001). Advances in the bacteriology of the coliform group: Their suitability as markers of microbial water safety. Annu. Rev. Microbiol., 55: 201-234.

Lee, H.S. et Sobsey, M.D. (2011). Survival of prototype strains of somatic coliphage families in environmental waters and when exposed to UV low-pressure monochromatic radiation or heat. Water Res., 45(12): 3723-3734.

Lee, J.V., Dawson, S.R., Ward, S., Surman, S.B. et Neal, K.R. (1997). Bacteriophages are a better indicator of illness rates than bacteria amongst users of a white water course fed by a lowland river. Water Sci. Technol., 35(11): 165-170.

Leonard, A.F.C., Zhang, L., Balfour, A.J., Garside, R., Hawkey, P.M., Murray, A.K., Ukoumunne, O.C. et Gaze, W.H. (2018). Exposure to and colonisation by antibiotic-resistant E. coli in UK coastal water users: Environmental surveillance, exposure assessment, and epidemiological study (Beach Bum Survey). Environ. Int., 114: 326-333.

Lipp, E.K., Kurz, R., Vincent, R., Rodriguez-Palacios, C., Farrah, S.R. et Rose, J.B. (2001). The effects of seasonal variability and weather on microbial fecal pollution and enteric pathogens in a subtropical estuary. Estuaries, 24(2): 266-276.

Lloyd-Price, J., Abu-Ali, G. et Huttenhower, C. (2016). The healthy human microbiome. Genome Medicine, 8(51): 11.

Logan, L.K., Zhang, L., Green, S.J., Dorevitch, S., Arango-Argoty, G.A., Reme, K., Garner, E., Aldstadt, J., Johhson-Walker, Y.J., Hayden, M.K., Weinstein, R.A. et Pruden, A. (2020). A pilot study of Chicago waterways as reservoirs of multidrug-resistant Enterobacteriaceae (MDR-Ent) in a high-risk region for community-acquired MDR-Ent infection in children. Antimicrobial Agents and Chemotherapy, 64(4): e02310-19.

Luther, K. et Fujioka, R. (2004). Usefulness of monitoring tropical streams for male-specific RNA coliphages. J. Water Health., 2(3): 171-181.

Marino, F.J., Morinigo, M.A., Martinez-Manzanares, E. et Borrego, J.J. (1995). Microbiological-epidemiological study of selected marine beaches in Malaga (Spain). Water Sci. Technol., 31(5): 5-9.

Marion, J.W., Lee, J., Lemeshow, S. et Buckley, T.J. (2010). Association of gastrointestinal illness and recreational water exposure at an inland U.S. beach. Water Res., 44(16): 4796-4804.

McBride, G.B., Salmond, C.E., Bandaranayake, D.R., Turner, S.J., Lewis, G.D. et Till, D.G. (1998). Health effects of marine bathing in New Zealand. Int. J. Environ. Health Res., 8(3): 173-189.

McLaughlin, M.R. et Rose, J.B. (2006). Application of Bacteroides fragilis phage as an alternative indicator of sewage pollution in Tampa Bay, Florida. Estuaries Coast., 29(2): 246-256.

McMinn, B.R., Korajkic, A. et Ashbolt, N.J. (2014). Evaluation of Bacteroides fragilis GB-124 bacteriophages as novel human-associated fecal indicators in the United States. Lett. Appl. Microbiol., 59(1): 115-121.

McMinn, B.R., Ashbolt, N.J. et Korajkic, A. (2017). Bacteriophages as indicators of fecal pollution and enteric virus removal. Lett. Appl. Microbiol., 65(1): 11-26.

McQuaig, S., Griffith, J. et Harwood, V.J. (2012). Association of fecal indicator bacteria with human viruses and microbial source tracking markers at coastal beaches impacted by nonpoint source pollution. Appl. Environ. Microbiol., 78(18): 6423-6432.

Mocé-Llivina, L., Lucena, F. et Jofre, J. (2005). Enteroviruses and bacteriophages in bathing waters. Appl. Environ. Microbiol., 71(11): 6838-6844.

Moore, D.F., Guzman, J.A. et McGee, C. (2008). Species distribution and antimicrobial resistance of enterococci isolated from surface and ocean water. J. Appl. Microbiol., 105(4): 1017-1025.

Mueller-Spitz, S.R., Stewart, L.B., Klump, J.V. et McLellan, S.L. (2010). Freshwater suspended sediments and sewage are reservoirs for enterotoxin-positive Clostridium perfringens. Appl. Environ. Microbiol., 76(16): 5556-5562.

Muniesa, M., Moce-Llivina, L., Katayama, H. et Jofre, J. (2003). Bacterial host strains that support replication of somatic coliphages. Antonie Van Leeuwenhoek, 83(4): 305-315.

Napier, M.D., Haugland, R., Poole, C., Dufour, A.P., Stewart, J.R., Weber, D.J., Varma, M., Lavender, J.S. et Wade, T.J. (2017). Exposure to human-associated fecal indicators and self-reported illness among swimmers at recreational beaches: A cohort study. Environ. Health, 16(Article Number 103): 1-15.

Nappier, S.P., Aitken, M.D. et Sobsey, M.D. (2006). Male-specific coliphages as indicators of thermal inactivation of pathogens in biosolids. Appl. Environ. Microbiol., 72(4): 2471-2475.

Nappier, S.P., Hong, T., Ichida, A., Goldstone, A., Eftim, S.E. (2019). Occurrence of coliphage in raw wastewater and in ambient water: A meta-analysis. Water Res., 153: 263-273.

Nelson, K.L., Boehm, A.B., Davies-Colley, R.J., Dodd, M.C., Kohn, T., Linden, K.G., Liu, Y., Maraccini, P.A., McNeill, K., Mitch, W.A., Nguyen, T.H., Parker, K.M., Rodriguez, R.A., Sassoubre, L.M., Silverman, A.I., Wigginton, K.R. et Zepp, R.G. (2018). Sunlight-mediated inactivation of health-relevant microorganisms in water: a review of mechanisms and modeling approaches. Environ. Sci. Process Impacts, 20(8): 1089-1122.

NHMRC (2008). Guidelines for managing risks in recreational water, National Health and Medical Research Council, gouvernement de l'Australie, Canberra.

Olapade, O.A., Depas, M.M., Jensen, E.T. et McLellan, S.L. (2006). Microbial communities and fecal indicator bacteria associated with Cladophora mats on beach sites along Lake Michigan shores. Appl. Environ. Microbiol., 72(3): 1932-1938.

OMS (1999). Health-based monitoring of recreational waters: The feasibility of a new approach (the "Annapolis protocol"). Outcome of an expert consultation, Annapolis, MD, co-sponsored by the U.S. Environmental Protection Agency. WHO/SDE/WDH/99.1, Genève (CH), Organisation mondiale de la santé.

OMS (2003). Guidelines for safe recreational water environments, Volume 1: Coastal and fresh waters, Genève (CH), Organisation mondiale de la santé.

Papastergiou, P., Mouchtouri, V., Pinaka, O., Katsiaflaka, A., Rachiotis, G. et Hadjichristodoulou, C. (2012). Elevated bathing-associated disease risks despite certified water quality: A cohort study. Int. J. Environ. Res. Public Health, 9(5): 1548-1565.

Payan, A., Ebdon, J., Taylor, H., Gantzer, C., Ottoson, J., Papageorgiou, G.T., Blanch, A.R., Lucena, F., Jofre, J. et Muniesa, M. (2005). Method for isolation of Bacteroides bacteriophage host strains suitable for tracking sources of fecal pollution in water. Appl. Environ. Microbiol., 71(9): 5659-5662.

Plummer, J.D., Long, S.C., Charest, A.J. et Roop, D.O. (2014). Bacterial and viral indicators of fecal contamination in drinking water. American Water Works Association, 106(4): E200-E211.

Pourcher, A.-., Devriese, L.A., Hernandez, J.F. et Delattre, J.M. (1991). Enumeration by a miniaturized method of Escherichia coli, Streptococcus bovis and enterococci as indicators of the origin of fecal pollution of waters. J. Appl. Bacteriol., 70(6): 525-530.

Power, M.L., Littlefield-Wyer, J., Gordon, D.M., Veal, D.A. et Slade, M.B. (2005). Phenotypic and genotypic characterization of encapsulated Escherichia coli isolated from blooms in two Australian lakes. Environ. Microbiol., 7(5): 631-640.

Prieto, M.D., Lopez, B., Juanes, J.A., Revilla, J.A., Llorca, J. et Delgado-Rodriguez, M. (2001). Recreation in coastal waters: Health risks associated with bathing in sea water. J. Epidemiol. Community Health, 55: 441-447.

Pruss, A. (1998). Review of epidemiological studies on health effects from exposure to recreational water. Int. J. Epidemiol., 27(1): 1-9.

Prystajecky, N., Huck, P.M., Schreier, H. et Isaac-Renton, J.L. (2014). Assessment of Giardia and Cryptosporidium spp. as a microbial source tracking tool for surface water: Application in a mixed-use watershed. Appl. Environ. Microbiol., 80(8): 2328-2336.

Puig, A., Queralt, N., Jofre, J. et Araujo, R. (1999). Diversity of Bacteroides fragilis strains in their capacity to recover phages from human and animal wastes and from fecally polluted wastewater. Appl. Environ. Microbiol., 65(4): 1772-1776.

Ran, Q., Badgley, B.D., Dillon, N., Dunny, G.M. et Sadowsky, M.J. (2013). Occurrence, genetic diversity, and persistence of enterococci in a Lake Superior watershed. Appl. Environ. Microbiol., 79: 3067-3075.

Rhodes, M.W. et Kator, H. (1988). Survival of Escherichia coli and Salmonella spp. in estuarine environments. Appl. Environ. Microbiol., 54(12): 2902-2907.

Rijal, G., Tolson, J.K., Petropoulou, C., Granato, T.C., Glymph, A., Gerba, C., Deflaun, M.F., O'Connor, C., Kollias, L. et Lanyon, R. (2011). Microbial risk assessment for recreational use of the Chicago area waterway system. J. Water Health, 9(1): 169-186.

Rokosh, D.A., Rao, S.S. et Jurkovic, A.A. (1977). Extent of effluent influence on lake water determined by bacterial population distributions. J. Fish. Res. Board can., 34: 844-849.

Russo, G.S., Eftim, S.E., Goldstone, A.E., Dufour, A.P., Nappier, S.P. et Wade, T.J. (2020). Evaluating health risks associated with exposure to ambient surface waters during recreational activities: a systematic review and meta-analysis. Water Res., 176: 115729.

Santé Canada (en cours de publication-a). Guidelines for Canadian Recreational Water Quality: Guideline Technical Document - Microbiological Methods, Bureau de la qualité de l'eau et de l'air, Direction générale de la santé environnementale et de la sécurité des consommateurs, Santé Canada, Ottawa (Ontario).

Santé Canada (en cours de publication-b). Guidelines for Canadian Recreational Water Quality: Guideline Technical Document - Understanding and Managing Risks in Recreational Water Quality, Bureau de la qualité de l'eau et de l'air, Direction générale de la santé environnementale et de la sécurité des consommateurs, Santé Canada, Ottawa (Ontario).

Santé Canada (2012). Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada, 3e éd., Bureau de la qualité de l'eau et de l'air, Direction générale de la santé environnementale et de la sécurité des consommateurs, Santé Canada, Ottawa (Ontario) (No de catalogue H129-15/2012F).

Schoen, M.E. et Ashbolt, N.J. (2010). Assessing pathogen risk to swimmers at non-sewage impacted recreational beaches. Environ. Sci. Technol., 44: 2286-2291.

Schoen, M.E., Soller, J.A. et Ashbolt, N.J. (2011). Evaluating the importance of fecal sources in human-impacted waters. Water Res., 45(8): 2670-2680.

Schvoerer, E., Bonnet, F., Dubois, V., Cazaux, G., Serceau, R., Fleury, H.J. et Lafon, M.E. (2000). PCR detection of human enteric viruses in bathing areas, waste waters and human stools in southwestern France. Res. Microbiol., 151(8): 693-701.

Schvoerer, E., Ventura, M., Dubos, O., Cazaux, G., Serceau, R., Gournier, N., Dubois, V., Caminade, P., Fleury, H.J. et Lafon, M.E. (2001). Qualitative and quantitative molecular detection of enteroviruses in water from bathing areas and from a sewage treatment plant. Res. Microbiol., 152(2): 179-186.

Sinclair, R.G., Jones, E.L. et Gerba, C.P. (2009). Viruses in recreational water-borne disease outbreaks: A review. J. Appl. Microbiol., 107(6): 1769-1780.

Sinigalliano, C.D., Fleisher, J.M., Gidley, M.L., Solo-Gabriele, H.M., Shibata, T., Plano, L.R.W., Elmir, S.M., Wanless, D., Bartkowiak, J., Boiteau, R., Withum, K., Abdelzaher, A.M., He, G., Ortega, C., Zhu, X., Wright, M.E., Kish, J., Hollenbeck, J., Scott, T., Backer, L.C. et Fleming, L.E. (2010). Traditional and molecular analyses for fecal indicator bacteria in non-point source subtropical recreational marine waters. Water Res., 44(13): 3763-3772.

Sinton, L.W. (1993). Faecal streptococci as faecal pollution indicators: A review. Part II: Sanitary significance, survival and use. N. Z. J. Mar. Freshwater Res., 27: 117-137.

Sirikanchana, K., Wangkahad, B. et Mongkolsuk, S. (2014). The capability of non-native strains of Bacteroides bacteria to detect bacteriophages as fecal indicators in a tropical area. J. Appl. Microbiol., 117(6): 1820-1829.

Soller, J., Embrey, M., Tuhela, L., Ichida, A. et Rosen, J. (2010a). Risk-based evaluation of Escherichia coli monitoring data from undisinfected drinking water. J. Environ. Manage., 91(11): 2329-2335.

Soller, J.A., Schoen, M.E., Bartrand, T., Ravenscroft, J.E. et Ashbolt, N.J. (2010b). Estimated human health risks from exposure to recreational waters impacted by human and non-human sources of fecal contamination. Water Res., 44: 4674-4691.

Soller, J., Bartrand, T., Ravenscroft, J., Molina, M., Whelan, G., Schoen, M., Ashbolt, N. (2015). Estimated human health risks from recreational exposures to stormwater runoff containing animal fecal material. Environ. Model. Softw., 72: 21-32.

Soller, J.A., Eftim, S., Wade, T.J., Ichida, A.M., Clancy, J.L., Johnson, T.B., Schwab, K., Ramirez-Toro, G., Nappier, S. et Ravenscroft, J.E. (2016). Use of quantitative microbial risk assessment to improve interpretation of a recreational water epidemiological study. Microb. Risk Anal., 1: 2-11.

Solo-Gabriele, H., Wolfert, M.A., Desmarais, T.R. et Palmer, C.J. (2000). Sources of Escherichia coli in a coastal subtropical environment. Appl. Environ. Microbiol., 66(1): 230-237.

Stachler, E. et Bibby, K. (2014). Metagenomic evaluation of the highly abundant human gut bacteriophage crAssphage for source tracking of human fecal pollution. Environ. Sci. Technol. Lett., 1: 405-409.

Staley, C., Dunny, G.M. et Sadowsky, M.J. (2014). Environmental and animal-associated enterococci. Adv. Appl. Microbiol., 87: 147-186.

Staley, Z.R., Boyd, R.J., Shum, P. et Edge, T.A. (2018). Microbial source tracking using quantitative and digital PCR to identify sources of fecal contamination in stormwater, river water, and beach water in a Great Lakes Area of Concern. Appl. Env. Microbiol., 84(20): e01634-18.

Stea, E.C., Truelstrup Hansen, L., Jamieson, R.C. et Yost, C.K. (2015). Fecal contamination in the surface waters of a rural and an urban-source watershed. J. Environ. Qual., 44(5): 1556-1567.

Stone, D.L., Harding, A.K., Hope, B.K. et Slaughter-Mason, S. (2008). Exposure assessment and risk of gastrointestinal illness among surfers. J. Toxicol. Environ. Health A., 71(24): 1603-1615.

Sunger, N. et Haas, C.N. (2015). Quantitative microbial risk assessment for recreational exposure to water bodies in Philadelphia. Water Environ. Res., 87(3): 211-222.

Svec, P. et Devriese, L.A. (2009). The genus Enterococcus. In: De Vos, P., Garrity, G.M., Jones, D., Krieg, N.R., Ludwig, W., Rainey, F.A., Schleifer, K.H. et Whitman, W.B. (eds.). Bergey's manual of systematic bacteriology. 2nd ed. New York (NY): Springer.

Tenaillon, O., Skurnik, D., Picard, B. et Denamur, E. (2010). The population genetics of commensal Escherichia coli. Nat. Rev. Microbiol., 8(3): 207-217.

Tseng, L.Y. et Jiang, S.C. (2012). Comparison of recreational health risks associated with surfing and swimming in dry weather and post-storm conditions at southern California beaches using quantitative microbial risk assessment (QMRA). Mar. Pollut. Bull., 64(5): 912-918.

Union Européenne (2006). Directive 2006/7/CE du Parlement européen et du Conseil du 15 février 2006 concernant la gestion de la qualité des eaux de baignade et abrogeant la directive 76/160/CEE, Journal officiel de l'Union européenne, Union européenne.

van Asperen, I.A., Medema, G., Borgdorff, M.W., Sprenger, M.J. et Havelaar, A.H. (1998). Risk of gastroenteritis among triathletes in relation to fecal pollution of fresh waters. Int. J. Epidemiol., 27(2): 309-315.

Van Dyke, M.I., Ong, C.S.L., Prystajecky, N.A., Isaac-Renton, J.L. et Huck, P.M. (2012). Identifying host sources, human health risk and indicators of Cryptosporidium and Giardia in a Canadian watershed influenced by urban and rural activities. J. Water Health, 10(2): 311-323

Verhougstraete, M.P., Byappanahalli, M.N., Rose, J.B. et Whitman, R.L. (2010). Cladophora in the Great Lakes: Impacts on beach water quality and human health. Water Sci. Technol., 62(1): 68-76.

Viau, E.J., Goodwin, K.D., Yamahara, K.M., Layton, B.A., Sassoubre, L.M., Burns, S.L., Tong, H., Wong, S.H.C., Lu, Y. et Boehm, A.B. (2011). Bacterial pathogens in Hawaiian coastal streams-Associations with fecal indicators, land cover, and water quality. Water Res., 45(11): 3279-3290.

Vierheilig, J., Frick, C., Mayer, R.E., Kirschner, A.K., Reischer, G.H., Derx, J., Mach, R.L., Sommer, R. et Farnleitner, A.H. (2013). Clostridium perfringens is not suitable for the indication of fecal pollution from ruminant wildlife but is associated with excreta from nonherbivorous animals and human sewage. Appl. Environ. Microbiol., 79(16): 5089-5092.

Vlassoff, L.T. (1977). Klebsiella. Am. Soc. Test. Mater. Spec. Tech. Publ., 635: 275-288.

von Schirnding, Y.E., Kfir, R., Cabelli, V., Franklin, L. et Joubert, G. (1992). Morbidity among bathers exposed to polluted seawater. A prospective epidemiological study. S. Afr. Med. J., 81(11): 543-546.

Wade, T.J., Pai, N., Eisenberg, J.N. et Colford, J.M.,Jr (2003). Do U.S. environmental protection agency water quality guidelines for recreational waters prevent gastrointestinal illness? A systematic review and meta-analysis. Environ. Health Perspect., 111(8): 1102-1109.

Wade, T.J., Calderon, R.L., Sams, E., Beach, M., Brenner, K.P., Williams, A.H. et Dufour, A.P. (2006). Rapidly measured indicators of recreational water quality are predictive of swimming-associated gastrointestinal illness. Environ. Health Perspect., 114(1): 24-28.

Wade, T.J., Calderon, R.L., Brenner, K.P., Sams, E., Beach, M., Haugland, R., Wymer, L. et Dufour, A.P. (2008). High sensitivity of children to swimming-associated gastrointestinal illness: Results using a rapid assay of recreational water quality. Epidemiology, 19(3): 375-383.

Wade, T.J., Sams, E., Brenner, K.P., Haugland, R., Chern, E., Beach, M., Wymer, L., Rankin, C.C., Love, D., Li, Q., Noble, R. et Dufour, A.P. (2010). Rapidly measured indicators of recreational water quality and swimming-associated illness at marine beaches: A prospective cohort study. Environ. Health, 9(Article Number 66): 1-14.

Whitman, R.L., Shively, D.A., Pawlik, H., Nevers, M.B. et Byappanahalli, M.N. (2003). Occurrence of Escherichia coli and enterococci in Cladophora (chlorophyta) in nearshore water and beach sand of Lake Michigan. Appl. Environ. Microbiol., 69(8): 4714-4719.

Whitman, R., Harwood, V.J., Edge, T.A., Nevers, M., Byappanahalli, M., Vijayavel, K., Brandao, J., Sadowsky, M.J., Alm, E.W., Crowe, A., Ferguson, D., Ge, Z., Halliday, E., Kinzelman, J., Kleinheinz, G., Przybyla-Kelly, K., Staley, C., Staley, Z. et Solo-Gabriele, H.M. (2014). Microbes in beach sands: Integrating environment, ecology and public health. Rev. Environ. Sci. Biotechnol., 13(3): 329-368.

Whitman, R.L. et Nevers, M.B. (2003). Foreshore sand as a source of Escherichia coli in nearshore water of a Lake Michigan beach. Appl. Environ. Microbiol., 69(9): 5555-5562.

Wicki, M., Auckenthaler, A., Felleisen, R., Karabulut, F., Niederhauser, I., Tanner, M. et Baumgartner, A. (2015). Assessment of source tracking methods for application in spring water. J. Water. Health, 13(2): 473-488.

Wiedenmann, A., Kruger, P., Dietz, K., Lopez-Pila, J.M., Szewzyk, R. et Botzenhart, K. (2006). A randomized controlled trial assessing infectious disease risks from bathing in fresh recreational waters in relation to the concentration of Escherichia coli, intestinal enterococci, Clostridium perfringens, and somatic coliphages. Environ. Health Perspect., 114(2): 228-236.

Wilkes, G., Edge, T., Gannon, V., Jokinen, C., Lyautey, E., Medeiros, D., Neumann, N., Ruecker, N., Topp, E. et Lapen, D.R. (2009). Seasonal relationships among indicator bacteria, pathogenic bacteria, Cryptosporidium oocysts, Giardia cysts, and hydrological indices for surface waters within an agricultural landscape. Water Res., 43(8): 2209-2223.

Wu, J., Long, S.C., Das, D. et Dorner, S.M. (2011). Are microbial indicators and pathogens correlated? A statistical analysis of 40 years of research. J. Water Health, 9(2): 265-278.

Wymer, L.J., Wade, T.J. et Dufour, A.P. (2013). Equivalency of risk for a modified health endpoint: A case from recreational water epidemiology studies. BMC Public Health, 13(1).

Yamahara, K.M., Walters, S.P. et Boehm, A.B. (2009). Growth of enterococci in unaltered, unseeded beach sands subjected to tidal wetting. Appl. Environ. Microbiol., 75(6): 1517-1524.

Yanko, W.A., De Leon, R., Rochelle, P.A. et Chen, W. (2004). Development of practical methods to assess the presence of bacterial pathogens in water. Water Environment Research Foundation, Alexandria, VA.

Yau, V.M., Schiff, K.C., Arnold, B.F., Griffith, J.F., Gruber, J.S., Wright, C.C., Wade, T.J., Burns, S., Hayes, J.M., McGee, C., Gold, M., Cao, Y., Boehm, A.B., Weisberg, S.B. et Colford Jr., J.M. (2014). Effect of submarine groundwater discharge on bacterial indicators and swimmer health at Avalon beach, CA, USA. Water Res., 59: 23-36.

Yost, C.K., Diarra, M.S. et Topp, E. (2011). Animals and humans as sources of fecal indicator bacteria. In: Sadowsky, M.J. et Whitman, R.L. (eds.). The fecal bacteria. Washington (DC): American Society for Microbiology. p. 67.

Zhi, S., Banting, G., Li, Q., Edge, T.A., Topp, E., Sokurenko, M., Scott, C., Braithwaite, S., Ruecker, N.J., Yasui, Y., McAllister, T., Chui, L. et Neumann, N.F. (2016). Evidence of naturalized stress-tolerant strains of Escherichia coli in municipal wastewater treatment plants. Appl. Environ. Microbiol., 82(18): 5505-18.

Annexe A Abréviations

BAV
Beach Action Value
cce
Calibrator cell equivalent
ufc
Unité formant colonies
DSPM
Dépistage des sources de pollution microbienne
E. coli
Escherichia coli
ESSM
Enquête relative à la salubrité et à la santé du milieu
MG
Moyenne géométrique
MGIHC
Maladie gastro-intestinale hautement crédible
NEEAR
National epidemiologic and environmental assessment of recreational water
NOAEL
Dose sans effet nocif observé
NPP
Nombre le plus probable
OMS
Organisation mondiale de la santé
PCR
Réaction en chaîne de la polymérase
EQRM
Évaluation quantitative du risque microbiologique
Seuil stat.
Valeur du seuil statistique
R.-U.
Royaume-Uni
STEC
E. coli producteur de Shiga-toxines
US EPA
Environmental Protection Agency des États-Unis
Signaler un problème ou une erreur sur cette page
Veuillez sélectionner toutes les cases qui s'appliquent :

Merci de votre aide!

Vous ne recevrez pas de réponse. Pour toute question, contactez-nous.

Date de modification :