Page 11 : Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada – Troisième édition

Partie II : Documentation technique

6.0 Cyanobactéries et leurs toxines

Recommandations

Les recommandations pour les cyanobactéries et leurs toxines dans les eaux récréatives sont les suivantes :

  • Nombre total de cyanobactéries : 100 000 cellules/mL
  • Nombre total de microcystines : 20 µg/L (basé sur une mesure des microcystines-LR)

Le dépassement de ces valeurs ou l'apparition d'une fleur d'eau indiquent le risque d'une exposition à des cellules de cyanobactéries, et (ou) à leurs toxines, en quantités qui pourraient parfois s'avérer suffisantes pour être nocives pour l'être humain. En règle générale, il convient d'éviter tout contact avec des eaux dans lesquelles une fleur d'eau s'est formée ou vient de disparaître.

La mise en place d'un programme de surveillance approprié permet de réduire le risque d'exposition des usagers aux fleurs d'eau de cyanobactéries et à leurs toxines. Les étendues d'eau à vocation récréative dans lesquelles on soupçonne la présence de fleurs d'eau ou que l'on sait sujettes à la formation de fleurs d'eau devraient faire l'objet d'une surveillance régulière pendant la saison de baignade. Les autorités devraient contrôler visuellement ces étendues d'eau pour déterminer s'il y a prolifération de cyanobactéries. Un avis d'interdiction de baignade peut être émis, à la discrétion de l'autorité responsable.

En cas d'apparition de fleurs d'eau, et afin de déterminer avec exactitude l'ampleur du risque posé par les cyanobactéries, on recommande que les autorités compétentes procèdent à des échantillonnages pendant la formation de la fleur d'eau et après sa disparition. En cas de dépassement de l'une ou l'autre des valeurs de recommandation, un avis d'interdiction de baignade peut être émis par l'autorité responsable. Il est important, lorsqu'on mesure les toxines, de mesurer le « niveau total de microcystines », c'est-à-dire la microcystine présente à l'état libre dans l'eau et celle qui serait soit à l'intérieur, soit fixée aux cellules cyanobactériennes.

Des textes publiés, susceptibles de fournir des informations supplémentaires relatives à la conception et à la mise en oeuvre de programmes de surveillance des eaux récréatives, sont disponibles (par exemple Chorus et Bartram, 1999).

Cyanobactéries

Les cyanobactéries sont des bactéries qui présentent certaines caractéristiques communes avec les algues. Elles ressemblent à celles-ci par leur taille, ont une pigmentation bleu-vert et sont capables de faire la photosynthèse; on leur donne donc souvent le nom d'algues bleues (OMS, 2003a). La plupart des cyanobactéries planctoniques, y compris les espèces présentes dans les lacs canadiens, forment des colonies pouvant apparaître comme des regroupements irréguliers de cellules ou comme des chaînes filamenteuses droites, enroulées ou ramifiées (Chorus et Bartram, 1999; Falconer, 2005). Lors d'un été habituel, un échantillon de l'eau d'un lac peut contenir plusieurs espèces de cyanobactéries accompagnées de nombreuses autres espèces d'algues. Les cellules des cyanobactéries contiennent de petites bulles de gaz (vacuoles) qui leur permettent de régler leur flottaison. Les cellules peuvent exploiter ce contrôle sur leur flottaison pour se déplacer verticalement dans la colonne d'eau, vers le haut où il y a plus de lumière, et vers le bas où les nutriments sont les plus abondants (Falconer, 2005). Dans des eaux de surface calmes et stratifiées, les cyanobactéries utilisent efficacement la lumière et les nutriments pour proliférer à grande vitesse, créant une décoloration visible connue sous le nom de fleur d'eau de cyanobactéries (Chorus et Bartram, 1999; Falconer, 2005). Ces fleurs d'eau peuvent atteindre une grande densité et peuvent apparaître comme ayant une consistance gélatineuse; elles peuvent prendre la forme d'un amas de fins débris d'herbe, ou d'une masse trouble et homogène, comme si on avait déversé de la peinture verte dans l'eau (OMS, 2003a; Falconer, 2005). Elles peuvent également former de l'écume à la surface lorsque les cellules deviennent trop flottantes et que l'eau est assez calme pour les laisser s'accumuler à la surface. Cette flottaison excessive survient lorsque la turbulence (p. ex. en cas de tempête) les transporte à une trop grande profondeur, durant la nuit, lorsque la concentration de gaz carbonique dans l'eau devient limitative, quand les populations d'algues parviennent à la fin de leur cycle de croissance, ou en présence d'une combinaison de ces divers facteurs. Les vents du large peuvent alors pousser l'écume sur les rives, où elle sera en mesure de s'accumuler (Chorus et Bartram, 1999; Falconer, 2005). La densité des fleurs d'eau peut ainsi être multipliée par un facteur de 1 000 ou plus en très peu de temps (Chorus et coll., 2000).

Les cyanobactéries présentent un certain nombre de propriétés particulières qui déterminent leur importance relative au sein des communautés de phytoplancton. Leurs besoins en matière d'intensité lumineuse sont moindres et elles affichent une plus grande affinité pour l'azote et le phosphore que les autres espèces d'algues et de phytoplancton, ce qui leur donne un avantage concurrentiel dans les milieux où ces facteurs risquent d'être limitatifs (p. ex. dans les eaux turbides). Les cyanobactéries atteignent leur taux de croissance maximal à des températures supérieures à 25 °C (Chorus et Bartram, 1999). On suppose que la combinaison de ces facteurs pourrait aider à expliquer pourquoi les fleurs d'eau s'observent d'ordinaire vers la fin de l'été, lorsque l'eau est plus chaude et que les jours commencent à raccourcir (Chorus et Bartram, 1999; Falconer, 2005). Par ailleurs, il est possible que la prédation par le zooplancton soit moins intense pour les cyanobactéries toxiques que pour les autres espèces d'algues (Chorus et Bartram, 1999). Plus récemment, on a également avancé que certaines espèces de moules (moule zébrée Dreissena polymorpha, moule quagga D. bugensis) pourraient rejeter certaines souches particulières de Microcystis, laissant peut-être ainsi les espèces toxiques proliférer dans des conditions de concurrence réduite (Brittain et coll., 2000; Vanderploeg et coll., 2001).

L'enrichissement des eaux de surface par les nutriments (eutrophisation) peut également influer sensiblement sur la fréquence et sur la gravité des fleurs d'eau de cyanobactéries (Chorus et Bartram, 1999; Falconer, 2005). L'azote et le phosphore pénètrent dans l'environnement à la fois par des voies naturelles et du fait d'activités humaines (Chambers et coll., 2001). Les sources comprennent les ruissellements ou l'érosion des sols fertilisés naturellement ou artificiellement, les rejets d'égouts pluviaux, ainsi que les rejets de déchets agriculturaux, de déchets industriels ou d'eaux usées (Jones et Armstrong, 2001). Les systèmes locaux d'évacuation des eaux usées des habitations isolées (que ce soit en milieu urbain ou rural) peuvent également être des sources importantes de nutriments.

Cyanotoxines

Les fleurs d'eau de cyanobactéries sont considérées comme une préoccupation de santé publique, car un contact direct avec elles peut entraîner des réactions de type allergique. De plus, certaines espèces de cyanobactéries peuvent produire des toxines susceptibles d'avoir des effets nocifs sur l'être humain (Chorus et Bartram, 1999). On a dénombré plus de 46 espèces de cyanobactéries capables de produire des toxines (Sivonen et Jones, 1999). Les genres les plus communs de ces cyanobactéries productrices de toxines dans les milieux dulcicoles sont Anabaena, Aphanizomenon, Cylindrospermopsis, Microcystis, Nodularia et Planktothrix (syn. Oscillatoria) (Falconer, 2005). Bien que les conditions menant à l'apparition d'une fleur d'eau soient relativement bien connues, les facteurs qui déterminent la dominance des souches toxiques ne sont pas parfaitement compris (Chorus et Bartram, 1999; Falconer, 2005). En conséquence, la formation de toxines à partir des cyanobactéries est encore moins prévisible que les fleurs d'eau elles-mêmes. Des lacs n'ayant jamais eu de problèmes peuvent soudain voir apparaître dans leurs eaux des fleurs d'eau susceptibles de contenir des toxines. À l'opposé, il peut arriver que des lacs ayant connu l'apparition de fleurs d'eau toxiques dans le passé n'y soient plus jamais sujets. On a suggéré qu'une moyenne de 60 % des échantillons de fleur d'eau de cyanobactéries étudiés au niveau mondial s'étaient avérés positifs quant à la présence de cyanotoxines (fourchette de 10 à 90 %) (Chorus et coll., 2000; OMS, 2003a). Ainsi, toute fleur d'eau devrait être considérée comme potentiellement toxique. Les cyanotoxines, liées à la membrane cellulaire ou à l'état libre à l'intérieur des cellules, sont en majeure partie associées aux cellules des cyanobactéries. La dissémination de toxines dans les eaux environnantes peut se produire lorsque les cellules meurent ou sont endommagées et qu'elles laissent leur contenu s'échapper (Chorus et Bartram, 1999). La plus grande partie de la toxicité, lorsqu'elle existe, dure généralement aussi longtemps que la fleur d'eau; toutefois, certaines toxines peuvent perdurer pour une courte période après que la fleur d'eau a disparu (Chorus et Bartram, 1999; Falconer, 2005). En conséquence, il convient d'éviter tout contact avec les eaux dans lesquelles il y a eu prolifération de cyanobactéries tant qu'il n'est pas possible d'affirmer avec certitude que le risque de contact avec les cyanotoxines n'existe plus. La durée de persistance des toxines peut dépendre de facteurs comme leur concentration avant la disparition de la fleur d'eau et l'efficience de leur dégradation par les populations microbiennes naturelles de l'eau (Falconer, 2005).

Certaines espèces benthiques toxiques (p. ex. Lyngbya spp.) peuvent croître pour former des amas denses de matériel cyanobactériel couvrant le fond de l'eau (Chorus et Bartram, 1999; OMS, 2003a). On observe d'ordinaire de telles masses de cyanobactéries en eaux claires et peu profondes où le rayonnement solaire peut pénétrer jusqu'au fond. Ces amas peuvent à l'occasion se détacher du fond et s'échouer sur la rive, où certains animaux peuvent s'en nourrir. Ces amas présentent pour la santé humaine des risques beaucoup moins graves que ceux posés par les masses d'écume produites par d'autres espèces de cyanobactéries; ils peuvent toutefois continuer à présenter un danger pour les animaux de compagnie et d'élevage (OMS, 2003a).

D'autres espèces d'algues marines connues peuvent également produire des fleurs d'eau (p. ex. les Alexandrium spp. et le phénomène connu sous le nom de « marée rouge ») et libérer des toxines (p. ex. celles qui provoquent l'intoxication par les mollusques et les crustacés) (Chorus et Bartram, 1999). Toutefois, comme la présente section met l'accent sur les risques pour la santé humaine d'une exposition aux cyanobactéries toxiques par le biais d'activités aquatiques récréatives, cet aspect ne sera pas examiné ici.

La confirmation de la présence de toxines dans une fleur d'eau ne peut pas être effectuée au moyen d'une inspection visuelle; il faut envoyer des échantillons à un laboratoire pour les y faire analyser. Certains indices, comme la présence d'oiseaux aquatiques ou d'autres animaux morts au bord de l'eau, ou des signalements de cas d'empoisonnement d'animaux domestiques (bovins et chiens en particulier), peuvent cependant être observés (Chorus et Bartram, 1999). Toutefois, certaines fleurs d'eau surviennent parfois sans produire d'effets observables au sein des populations animales locales.

Une sensibilisation accrue au phénomène des fleurs d'eau combinée à des hausses occasionnelles des cas détectés a porté les gens à se préoccuper davantage des risques que posent ces fleurs d'eau dans les eaux récréatives et de leurs répercussions possibles sur la santé des usagers des eaux récréatives. L'eau potable comme les eaux récréatives constituent des sources potentielles d'exposition. La probabilité d'une exposition aux cyanotoxines suffisante pour constituer un risque sanitaire chronique ou aigu est en général considérée comme relativement faible, en raison de caractéristiques telles que la saisonnalité et la nature localisée des fleurs d'eau, leurs attributs esthétiques peu attirants, et la façon dont les sources d'approvisionnement en eau potable et les zones d'eaux récréatives sont gérées. Dans le cas où une zone aquatique récréative subit la présence prolongée persistante de fleurs d'eau alors que des activités récréatives intensives se poursuivent, les risques d'exposition aiguë peuvent être plus importants (Funari et Testai, 2008).

On dispose de peu d'éléments de preuve épidémiologiques relatifs aux effets néfastes sur la santé associés à une exposition récréative à des cyanobactéries. Les informations sur les symptômes humains de maladie proviennent largement de rapports isolés non officiels et de rapports de cas dont un grand nombre comporte des lacunes quant aux renseignements concernant les conditions relatives aux cyanobactéries au moment de l'exposition (p. ex. les espèces présentes et les concentrations cellulaires et/ou toxiques). Les symptômes les plus fréquemment décrits dans ces rapports sont du type rhume des foins, symptômes gastro-intestinaux et irritations de la peau (Stewart et coll., 2006a). On dispose également d'informations supplémentaires obtenues à partir d'études toxicologiques utilisant des modèles animaux, et à partir de comptes-rendus occasionnels d'empoisonnement d'animaux.

Il existe trois voies principales d'exposition des humains aux cyanobactéries et à leurs toxines dans les eaux récréatives : l'ingestion, l'inhalation et le contact direct du corps avec l'eau (Chorus et Bartram, 1999). Certains cas de morbidité signalés ont fourni des éléments de preuves empiriques de la toxicité, pour les usagers des eaux récréatives, des eaux altérées par des fleurs d'eau dans les cas d'ingestion accidentelle d'eau (Chorus et Bartram, 1999; Stewart et coll., 2006a). Des données expérimentales suggèrent également que l'inhalation d'aérosols contaminés pourrait constituer une voie d'exposition possible (Fitzgeorge et coll., 1994; Chorus et Bartram, 1999). Cette voie d'exposition serait pertinente pour les activités relevant de domaines dans lesquels des aérosols sont produits, comme le ski nautique. Des activités impliquant une immersion soudaine ou répétée de la tête (p. ex. la plongée, la planche à voile ou le kayak) pourraient également conduire à une exposition due à l'ingestion ou à l'inhalation non contrôlée d'eau par la bouche et/ou par les voies nasales. On sait également que le contact direct avec les cyanobactéries peut causer des irritations plus ou moins graves, sans toutefois connaître les mécanismes exacts de ce type de réaction. Certaines réactions allergiques ont été signalées chez des personnes sensibles. On a déjà suggéré que ces irritations seraient dues à des composantes des cyanobactéries inconnues mais différentes des toxines (Chorus et Bartram, 1999). Les maillots de bain et les combinaisons de plongée non étanches risquent également d'exacerber l'irritation cutanée en emprisonnant les cellules bactériennes et en libérant leur contenu par effet de friction contre la peau (Chorus et Bartram, 1999).

Plusieurs cyanotoxines connues peuvent causer des problèmes aux usagers des eaux récréatives : microcystines, nodularines, anatoxines, cylindrospermopsine, dermatotoxines et toxines irritantes (Chorus et Bartram, 1999). Les microcystines et les nodularines sont des peptides cycliques ayant des effets nocifs sur le foie (hépatotoxines), les anatoxines sont des alcaloïdes ciblant le système nerveux (neurotoxines) et la cylindrospermopsine est un alcaloïde ayant des effets nocifs sur de nombreux organes (cytotoxine générale) (Chorus et Bartram, 1999). Les dermatotoxines (alcaloïdes) et les toxines irritantes (lipopolysaccharides) sont des toxines qui causent des irritations des tissus exposés (Chorus et Bartram, 1999).

Microcystines

Les microcystines sont des hépatotoxines qui perturbent le fonctionnement d'enzymes appelées protéines phosphatases - des commutateurs métaboliques importants des cellules humaines et animales (OMS, 2003a). Leur cible principale est le foie; elles pénètrent dans les cellules hépatiques principalement par un mécanisme de transport membranaire appelé transport de l'acide biliaire (Chorus et Bartram, 1999).

Les microcystines sont produites par la plupart des espèces de Microcystis et par certaines espèces d'Anabaena qui sont deux importants producteurs de fleurs d'eau (OMS, 2003a). Les autres cyanobactéries capables de produire des toxines appartiennent aux genres Oscillatoria (syn. Planktothrix), Nostoc et Anabaenopsis. On a isolé plus de 70 variantes de microcystines à partir d'échantillons de fleurs d'eau (Sivonen et coll., 1992). Ces variantes sont nommées en fonction des acides aminés variables présents dans leur structure. La microcystine-LR, la variante la plus commune, doit son nom au fait qu'elle contient des aminoacides leucine (L) et arginine (R) à la position variable (Chorus et Bartram, 1999). Les microcystines, et plus particulièrement les microcystines-LR, constituent, selon les données de surveillance disponibles, les cyanotoxines les plus répandues dans les fleurs d'eau de cyanobactéries dans les eaux de surface tempérées en Amérique du Nord. Ce sont donc celles dont la surveillance est jugée la plus importante dans les eaux récréatives canadiennes.

Les symptômes signalés dans les cas d'exposition d'humains à des eaux récréatives contaminées par des proliférations de Microcystis et d'Anabaena comprennent des céphalées, des nausées, des vomissements, des diarrhées, des douleurs abdominales ou musculaires, de la fièvre, des aphtes, des gerçures des lèvres, des pharyngites, des éruptions cutanées et des irritations des oreilles et des yeux (Chorus et Bartram, 1999). Les cas d'empoisonnement d'animaux (bovins, ovins et chiens) découlant d'un contact avec les fleurs d'eau à Microcystis ont fourni des preuves d'une toxicité hépatique parfois mortelle, renforçant ainsi les préoccupations relatives aux effets d'une exposition sur la santé humaine. À ce jour, on n'a signalé aucun cas d'exposition humaine à des microcystines présentes dans les eaux récréatives qui aurait conduit à la mort des personnes exposées.

On a utilisé des études toxicologiques portant sur des modèles animaux pour obtenir de plus amples preuves d'effets possibles sur la santé humaine (Chorus et coll., 2000). La microcystine-LR s'est révélée toxique en cas d'exposition aiguë chez les rongeurs. Sa DL50 orale (par gavage) s'établit à 5 000 µg/kg p.c. chez la souris; elle est plus élevée chez le rat (Fawell et coll., 1999). Des études d'exposition aiguë et à court terme ont laissé constater des signes de changements enzymatiques et d'endommagement des tissus hépatiques (inflammation, hémorragies, lésions) chez des souris exposées à la microcystine-LR par voie orale (Fawell et coll., 1999). D'autres expériences ont montré que l'exposition chronique à de faibles concentrations de microcystines conduisait à un endommagement progressif du foie chez le porc et la souris (Chorus et Bartram, 1999). On pense que les microcystines sont capables de favoriser la formation d'une tumeur en interférant avec le mécanisme normal de division cellulaire. Les capacités de la microcystine-LR à favoriser la croissance de certains types de tumeurs chez la souris soumise à une exposition prolongée à la toxine par le truchement d'une administration orale ont été attestées (Falconer, 2005). On ne dispose pas à ce jour de preuves suffisantes du pouvoir cancérogène ou de la génotoxicité de la microcystine-LR (Funari et Testai, 2008; Gaudin et coll., 2009). Cette toxine a toutefois été classée, suite à son potentiel de promotion des tumeurs, comme étant peut-être cancérogène pour l'être humain par le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC, 2010).

Tous les genres prédominants de cyanobactéries productrices de microcystines contiennent des espèces toxiques et non toxiques, et on pense que le potentiel toxique des diverses espèces et souches peut différer (Chorus et Bartram, 1999; Carillo et coll., 2003; Dittmann et Börner, 2005). Une fleur d'eau peut donc être composée d'un mélange de souches non toxiques et de souches d'une toxicité variable. On pense généralement que les variations de la toxicité au sein d'une fleur d'eau sont dues à la croissance et au déclin de souches présentant des potentiels toxiques différents. On estime également que les facteurs environnementaux (p. ex. les conditions éoliennes, la lumière solaire et la température) contribuent, quoique pour une moindre part, à ce phénomène (Chorus et Bartram, 2003). Récemment, les gènes responsables de la production de microcystines (mcy) ont été identifiés et séquencés (Falconer, 2005). De nombreuses études ont par la suite confirmé que la détection de la présence de la famille multigénique mcy s'avérait un outil utile pour distinguer les souches toxiques des Microcystis, Anabaena et Planktothrix des souches non toxiques, tant dans les échantillons de laboratoire que dans les isolats prélevés sur le terrain (Dittmann et Börner, 2005).

Nodularines

Les nodularines sont des hépatotoxines présentes dans les fleurs d'eau causées par les souches de l'espèce d'eaux saumâtres Nodularia spumigenia. Elles sont étroitement apparentées aux microcystines tant par leur structure que par leurs fonctions, et elles interviennent donc d'une manière similaire en inhibant l'activité de la protéine phosphatase dans les cellules hépatiques (Chorus et Bartram, 1999).

Les données tirées d'études expérimentales, malgré leurs limites, suggèrent que les nodularines présentent des caractéristiques de toxicité semblables à celles de la microcystine-LR. Les résultats d'études de toxicité chronique effectuées sur des modèles animaux donnent à penser que les nodularines pourraient avoir un pouvoir tumorigène plus puissant que les microcystines (Chorus et Bartram, 1999).

On a signalé des fleurs d'eau à Nodularia dans des lacs d'eau saumâtre d'Australie et de Nouvelle-Zélande, ainsi que dans la mer Baltique. En règle générale, les fleurs d'eau en milieux dulcicoles sont considérées comme extrêmement rares (Chorus et Bartram, 1999). À ce jour, aucune fleur d'eau à Nodularia n'a été signalée dans les eaux d'Amérique du Nord. Elles ne sont donc pas considérées comme une menace importante pour la santé publique dans les eaux récréatives canadiennes.

Anatoxines

Les anatoxines (anatoxine-a, anatoxine-a(S), homoanatoxine-a) sont des neurotoxines qu'on peut trouver dans les fleurs d'eau produites par les Anabaena (anatoxine-a, anatoxine-a(S)), les Oscillatoria (anatoxine-a, homoanatoxine-a) et les Aphanizomenon (anatoxine-a). Elles entravent l'action du neurotransmetteur acétylcholine, touchant ainsi le fonctionnement du système nerveux en perturbant les communications entre les neurones et les cellules musculaires (Chorus et Bartram, 1999). La toxicité aiguë se caractérise par la paralysie des muscles squelettiques et respiratoires qui provoque des tremblements, des convulsions et, finalement, la mort par insuffisance respiratoire (Rogers et coll., 2005).

Les informations sur les effets des anatoxines sur la santé ont été recueillies dans des comptes rendus épars d'intoxications animales et d'enquêtes toxicologiques. L'anatoxine-a est le membre de ce groupe qui a fait l'objet du plus grand nombre d'études. On possède également des données limitées sur l'homoanatoxine-a et sur l'anatoxine-a(S) (Chorus et Bartram, 1999). On considère, en règle générale, que malgré des mécanismes d'action quelque peu différents, chacune de ces anatoxines est capable, à des concentrations élevées, de causer la mort. On a fait état d'une DL50 orale supérieure à 5 000 µg/kg p.c. pour l'anatoxine-a (Fitzgeorge et coll., 1994). L'anatoxine-a s'est révélée expérimentalement toxique pour les souris soumises à une exposition aiguë en concentrations élevées (15 000 µg/kg p.c.), entraînant la mort en quelques minutes (Chorus et Bartram, 1999). Par contre, un certain nombre d'expériences ont permis de constater un rétablissement complet des sujets expérimentaux après une exposition à des doses sublétales d'anatoxine-a, sans qu'il reste de traces de toxicité clinique. On ne signale, à ce jour, qu'un seul décès suite à une exposition à des neurotoxines de cyanobactéries dans des eaux naturelles. L'exposition avait eu lieu par ingestion d'eau contaminée à l'occasion d'une immersion accidentelle sur un site où la baignade n'était pas permise (Falconer, 2005).

Les fleurs d'eau formées d'espèces produisant des anatoxines ne sont pas régulièrement signalées en Amérique du Nord; on considère qu'elles sont moins fréquentes que celles formées par des cyanobactéries productrices de microcystines. De plus, les anatoxines sont relativement instables, et sont, de ce fait, considérées comme étant moins répandues que les microcystines dans les approvisionnements d'eau (Chorus et Bartram, 1999). En conséquence, elles sont jugées moins préoccupantes que les microcystines du point de vue de l'utilisation des eaux récréatives au Canada.

Cylindrospermopsine

La cylindrospermopsine est une toxine cyanobactérienne relativement nouvelle appelée ainsi d'après le nom de l'espèce à partir de laquelle elle a été isolée pour la première fois : Cylindrospermopsis raciborskii. Elle appartient à la famille des toxines alcaloïdes; son mode d'action est toutefois très différent de celui des anatoxines. Ainsi, la cylindrospermopsine est également dotée d'une action hépatotoxique, mais elle fonctionne au moyen d'un mécanisme très différent de celui des autres microcystines (Chorus et Bartram, 1999). Elle a été isolée à partir de certaines espèces de quelques autres genres de cyanobactéries, notamment les Anabaena et les Aphanizomenon (Falconer et Humpage, 2006).

La cylindrospermopsine est considérée comme une cytotoxine générale qui agit en inhibant la synthèse des protéines. Les dommages cellulaires sont causés par un blocage du fonctionnement de protéines et d'enzymes essentielles. Le foie et les reins sont considérés comme les principales cibles de cette toxine; toutefois, l'administration d'extraits bruts de Cylindrospermopsis à des souris a provoqué des lésions à d'autres organes comme les poumons, la rate, le thymus et le coeur (Chorus et Bartram, 1999). Des données, tirées d'une étude dans laquelle des souris ayant reçu par voie orale de la cylindrospermopsine ont affiché un accroissement positif, mais statistiquement non significatif, du nombre de tumeurs, ont fourni la preuve que cette toxine pouvait également être dotée de propriétés cancérogènes (Falconer et Humpage, 2001).

Les premiers cas recensés d'intoxication humaine par la cylindrospermopsine sont survenus en 1979. Une éclosion d'hépatoentérite s'est produite chez les habitants d'une île tropicale, au large de la côte du Queensland, en Australie. D'abord appelée « mystère de l'île Palm », cette maladie a par la suite été attribuée à une prolifération de C. raciborskii dans un réservoir d'eau potable. Les patients avaient décrit divers symptômes incluant des vomissements, des malaises, des céphalées et de la constipation, suivis plus tard d'une diarrhée sanglante. Des analyses de sang et d'urine ont révélé des signes de lésions au foie et aux reins. Toutefois, tous les patients traités se sont rétablis. Des recherches de suivi ont conduit à l'identification de la toxine cylindrospermopsine produite par cette espèce de cyanobactérie. On ne signale à ce jour aucune mortalité humaine liée à une intoxication par la cylindrospermopsine, et aucun autre cas d'intoxication n'a été recensé depuis l'éclosion de l'île Palm (Chorus et Bartram, 1999).

Les Cylindrospermopsis s'observent plus fréquemment dans les eaux plus chaudes des régions tropicales et subtropicales du monde. Des proliférations sont régulièrement signalées dans des lacs d'eau douce et dans des réservoirs d'eau potable en Australie, en Amérique du Sud, en Amérique centrale et en Floride. L'organisme n'a jusqu'à maintenant été détecté qu'occasionnellement dans les eaux douces naturelles tempérées. En Amérique du Nord, des populations ont été détectées dans plusieurs États du nord des États-Unis (Michigan, Ohio, Minnesota, Illinois et Indiana), ainsi que dans la province canadienne du Manitoba.

Il existe plusieurs différences notables entre les populations de Cylindrospermopsis et celles de cyanobactéries disposant d'un potentiel de production de microcystines comme les Microcystis ou les Anabaena. Les Cylindrospermopsis ne forment pas d'écume à la surface de l'eau. Les proliférations de Cylindrospermopsis présentent les concentrations de cellules les plus élevées sous la surface de l'eau (Falconer, 2005). De plus, ces espèces répandent une portion importante des toxines qu'elles produisent dans l'eau qui les entoure, contrairement aux espèces productrices de microcystines dont les toxines sont principalement retenues à l'intérieur des cellules et ne se répandent dans l'eau qu'à la suite de la rupture ou de la mort des cellules (Falconer, 2005). Les proliférations de Cylindrospermopsis sont considérées comme peu fréquentes dans les eaux canadiennes. Celles des espèces productrices de microcystines sont beaucoup plus fréquentes. Néanmoins, comme la fréquence des cas de détection de Cylindrospermopsis dans les eaux douces tempérées augmente actuellement, ces espèces sont désormais considérées comme une préoccupation émergente dans les eaux récréatives du Canada et des États-Unis.

Saxitoxines

Les saxitoxines sont des neurotoxines appartenant à la famille plus large des toxines à l'origine des intoxications par phycotoxine paralysante (IPP). Ces toxines, isolées à l'origine à partir de mollusques et de crustacés s'étant nourris d'espèces toxiques de dinoflagellés marins, ont également été isolées par la suite à partir de plusieurs genres de cyanobactéries dulcicoles, notamment les Aphanizomenon, les Anabaena, les Cylindrospermopsis, les Lyngbya et les Planktothrix (Oscillatoria) (Chorus et Bartram, 1999; Aráoz et coll., 2010). L'action des saxitoxines consiste à bloquer les canaux ioniques des cellules nerveuses et musculaires, empêchant ainsi la transmission des impulsions électriques et conduisant éventuellement à une paralysie neuromusculaire pouvant, in fine, s'avérer mortelle du fait de l'insuffisance respiratoire qui s'ensuit.

La plupart des informations toxicologiques sur les saxitoxines ont été obtenues à partir d'études ayant utilisé des toxines produites par des dinoflagellés marins (p. ex. des Alexandrium spp.). Les types de saxitoxines issus de différentes sources conservent néanmoins une structure et un profil toxicologique identiques (Funari et Testai, 2008). Les saxitoxines sont considérées comme faisant partie des toxines IPP les plus toxiques (Chorus et Bartram, 1999). On a fait état, pour les saxitoxines, d'une DL50 orale de 263 µg/kg p.c. (Funari et Testai, 2008; Mons et coll., 1998). Des morts d'animaux ont été associées à un contact avec des fleurs d'eau de cyanobactéries contenant des saxitoxines (Negri et coll., 1995). On n'a signalé aucune maladie liée aux saxitoxines chez les humains suite à la consommation d'eau ou à une exposition à des eaux récréatives (Chorus et Bartram, 1999; Aráoz et coll., 2010).

Les fleurs d'eau contenant des saxitoxines sont très répandues en Australie, et des proliférations toxiques ont également été détectées dans les eaux du Brésil ainsi qu'au sud et au nord des États-Unis (Chorus et Bartram, 1999; dos Anjos et coll., 2006). Actuellement, les saxitoxines ne sont pas considérées comme constituant, dans les eaux récréatives canadiennes, une préoccupation aussi importante que les microcystines. Toutefois, la détection de saxitoxines dans des fleurs d'eau dans des eaux douces tempérées suggère que cette question devrait continuer à être surveillée.

Dermatotoxines et autres toxines irritantes

Certaines cyanobactéries marines comme les Lyngbya, les Oscillatoria et les Schizothrix peuvent produire des toxines appelées aplysiatoxines et lyngbyatoxines capables de causer de graves dermatites chez les baigneurs entrant en contact avec les filaments bactériens. Les aplysiatoxines sont considérées comme des agents tumorigènes puissants et présenteraient en outre des propriétés pouvant être associées à un pouvoir cancérogène (Chorus et Bartram, 1999). Comme ces espèces sont principalement marines, elles ne sont pas jugées préoccupantes dans les milieux dulcicoles.

On pense également que les lipopolysaccharides qui composent la paroi cellulaire de ces cyanobactéries pourraient engendrer une irritation ou une réaction allergène chez les humains, mais ce phénomène reste encore mal compris. On connaît déjà les propriétés pyrogènes (capacité de provoquer la fièvre) et toxiques des lipopolysaccharides. On considère toutefois qu'en règle générale, les lipopolysaccharides des cyanobactéries sont beaucoup moins toxiques que ceux d'autres bactéries Gram négatif comme les Salmonella (Chorus et Bartram, 1999). Néanmoins, on pense qu'ils pourraient être au moins partiellement responsables de certains effets irritants non spécifiques liés à l'exposition des humains aux fleurs d'eau de cyanobactéries.

Composé d'intérêt : B-méthylamino-L-alanine (BMAA)

Un acide aminé peu fréquent, le BMAA, ses liens avec les cyanobactéries, et les résultats de recherche concernant ses capacités neurotoxiques potentielles constituent un nouveau sujet d'intérêt. Les preuves recueillies jusqu'à ce jour ne permettent pas de supposer que le BMAA constitue un risque préoccupant pour la santé humaine en matière de qualité des eaux récréatives. Voici quelques informations concernant l'état actuel des données de recherche relatives à cette question.

Le BMAA a été identifié la première fois durant des études exploratoires sur le taux de prévalence élevée chez les Chamorro du Guam du complexe parkinson-démence-sclérose latérale amyotrophique (CPD-SLA), une maladie neurodégénérative présentant des symptômes similaires à la maladie de Parkinson et à la maladie d'Alzheimer. Les études exploratoires en la matière ont permis notamment d'établir que le BMAA pouvait être détecté dans les tissus cérébraux des patients atteints de CPD-SLA au Guam et au Canada (Cox et coll., 2003), et qu'il pouvait être présent dans virtuellement tous les groupes de cyanobactéries, y compris dans les genres d'eau douce bien connus Anabaena, Aphanizomenon, Microcystis, Nodularia et Oscillatoria (Cox et coll., 2005; Metcalf et coll., 2008). Ayant, de plus, observé que le BMAA pouvait être détecté chez les roussettes (des chauves-souris qui constituent une partie du régime alimentaire des Chamorros), les chercheurs ont émis l'hypothèse que le BMAA pouvait être sujet à une bioamplification dans la chaîne alimentaire.

Ces résultats et les implications proposées font actuellement l'objet d'un débat (CRC, 2005). Certains chercheurs ont fourni des éléments de preuve contradictoires concernant la détection du BMAA dans les tissus cérébraux des patients atteints du CPD-SLA (Montine et coll., 2005), tandis que d'autres ont remis en question les données relatives à la neurotoxicité et à la bioamplification dans la chaîne alimentaire (Duncan et Marini, 2006).

On estime que les recherches sur cette question en sont encore à un stade préliminaire et qu'elles nécessitent d'être approfondies et poursuivies. On a suggéré que de nombreux travaux supplémentaires seront nécessaires avant qu'une relation de cause à effet entre le BMAA et une maladie neurologique puisse être établie ou rejetée (CRC, 2005). De même, il n'existe pas aujourd'hui de preuves suffisantes pour laisser penser que des approvisionnements en eau ou des sources alimentaires pourraient constituer une source significative d'exposition au BMAA. Les éléments nouveaux à ce sujet continueront d'être surveillés.

Justification des recommandations

Les valeurs des recommandations concernant la quantité totale des cyanobactéries et de leurs toxines dans les eaux récréatives canadiennes sont fondées sur l'approche utilisée pour le calcul de la concentration maximale acceptable (CMA) de la microcystine-LR dans les Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada (Santé Canada, 2002). L'utilisation de valeurs de recommandations uniques pour la densité totale de cellules de cyanobactéries et pour la concentration de microcystines totales constitue à l'heure actuelle la meilleure approche pour l'élaboration de Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada. Ces valeurs visent à assurer une protection contre le risque d'exposition aux microcystines par ingestion accidentelle de l'eau et contre d'autres effets néfastes qui pourraient résulter d'une exposition à de fortes densités de cyanobactéries. Dans ce contexte, les valeurs retenues ont été calculées sur la base de l'exposition possible des enfants, compte tenu du fait que ceux-ci sont susceptibles d'être plus fortement touchés, vu qu'ils passent plus de temps dans l'eau que les adultes et risquent davantage d'avaler accidentellement de l'eau contaminée. La recommandation pour les microcystines totales (basée sur une mesure des microcystines-LR) vise à protéger contre l'exposition à d'autres variantes de microcystines susceptibles d'être présentes.

S'agissant de la microcystine-LR, la dose journalière tolérable (DJT) pour l'exposition aux eaux récréatives est calculée comme suit :

Équation utilisée pour calculer la dose journalière tolérable (DJT) pour la microcystine-LR

Équation utilisée pour calculer la dose journalière tolérable (DJT) pour la microcystine-LR
Description de l'équation utilisée pour calculer la dose journalière tolérable (DJT) pour la microcystine-LR - Équivalent textuel
La dose journalière tolérable (DJT) pour la microcystine-LR est de 0,4 microgrammes par kilogrammes de poids corporel par jour. Cette valeur est calculée en divisant par 100 les 40 microgrammes par kilogrammes de poids corporel par jour.

où :

  • 40 µg/kg p.c. par jour constitue la NOAEL pour les changements hépatiques dérivée d'une étude de 13 semaines réalisée sur des souris par Fawell et coll. (1999);
  • 100 est le facteur d'incertitude (×10 pour la variation intraspécifique et ×10 pour la variation interspécifique).

On n'a pas jugé nécessaire d'ajouter un facteur d'incertitude pour rendre compte du fait que l'étude ne portait pas sur la vie entière des sujets, puisque les types d'exposition en cause sont par nature épisodiques et de courte durée.

La recommandation pour les microcystines totales est calculée à partir de la DJT pour les microcystines-LR selon la formule suivante :

Équation utilisée pour calculer la concentration maximale de microcystines totales

Équation utilisée pour calculer la concentration maximale de microcystines totales
Description de l'équation utilisée pour calculer la concentration maximale de microcystines totales - Équivalent textuel
La concentration maximale de microcystines totales est de 20 microgrammes par litre, valeur arrondie. Cette valeur est calculée en multipliant d'abord par 13 kilogrammes la valeur de 0,4 microgrammes par kilogramme de poids corporel précédemment calculée, puis en divisant le résultat obtenu par 0,25 litres par jour.

où :

  • 0,4 µg/kg p.c. par jour est la DJT telle qu'elle est calculée ci-dessus;
  • 13 kg p.c. est le poids moyen d'un enfant âgé de sept mois à quatre ans (Santé Canada, 1994);
  • 0,25 L/jour est la quantité estimée d'eau ingérée accidentellement chaque jour par un enfant pratiquant des activités aquatiques récréatives.

Il est admis que la valeur utilisée pour la quantité d'eau accidentellement ingérée chaque jour est une estimation prudente. Les modèles d'évaluation du risque élaborés pour le contrôle des pathogènes entériques dans les eaux récréatives supposent d'ordinaire que la quantité d'eau qui sera vraisemblablement ingérée chaque jour lors d'activités aquatiques récréatives sera de 100 mL (Haas, 1983; Gerba et coll., 1996; Mena et coll., 2003). Toutefois, il semble que cette supposition ait un fondement plus historique qu'empirique. Le rapport de l'OMS (OMS, 2003a) donne à penser qu'un enfant est capable de consommer 250 mL d'eau pendant une période de jeux aquatiques prolongée. Dans une étude empirique du volume d'eau ingéré pendant la baignade, Evans et coll. (2006) ont signalé des valeurs moyennes de 24 mL pour les adultes (intervalle de confiance à 95 % : 2-84 mL) et de 47 mL pour les enfants (intervalle de confiance à 95 % : 3-142 mL). Les auteurs ont également relevé que certains baigneurs avaient avalé jusqu'à 280 mL/heure.

Outre les effets toxiques causés par l'ingestion des microcystines, on pense également que les activités récréatives de contact avec l'eau qui en contient pourraient produire des effets irritants tels que des lésions aux tissus de la bouche et des lèvres. Il est donc possible qu'une estimation plus prudente s'avère appropriée pour un scénario pessimiste tenant compte de la quantité totale d'eau ingérée et non simplement de la quantité avalée par accident. La valeur de 250 mL constitue une décision de gestion du risque fondée sur l'évaluation des informations disponibles concernant le risque vraisemblable d'ingestion, et des risques que peuvent courir les usagers des eaux récréatives.

La recommandation pour la densité des cellules de cyanobactéries (basée sur une mesure des cyanobactéries totales) fournit une indication générale du risque de prolifération des bactéries et vise à assurer une protection contre une exposition à de fortes densités de cyanobactéries. Elle peut, de la même façon, servir à protéger contre les effets d'une exposition à des fleurs d'eau d'autres cyanobactéries potentiellement toxiques, et pas seulement aux espèces productrices de microcystines. Elle est calculée à partir de la valeur de la recommandation relative aux microcystines, en utilisant la valeur de référence reconnue du quota moyen de toxines correspondant aux cellules de Microcystis, et reflète le scénario le plus hautement probable d'un risque pour la qualité de l'eau, soit une exposition à une fleur d'eau toxique contenant de fortes concentrations de microcystines (OMS, 2003a; NHMRC, 2008) :

Équation utilisée pour calculer la concentration maximale de cyanobactéries totales

Équation utilisée pour calculer la concentration maximale de cyanobactéries totales
Description de l'équation utilisée pour calculer la concentration maximale de cyanobactéries totales - Équivalent textuel
La concentration maximale de cyanobactéries totales est de 100 000 cellules par millilitre. Cette valeur est calculée en multipliant par 10 à la puissance moins trois la concentration maximale de microcystines de 20 microgrammes par litre précédemment calculée, puis en divisant le résultat par 2 fois 10 à la puissance moins sept microgrammes par cellule.

où :

  • 20 µg/L constitue la recommandation pour les microcystines totales présentes dans les eaux récréatives telle qu'elle est calculée dans la section précédente;
  • 2 × 10−7 µg/cellule constitue le quota de toxines par cellule correspondant aux microcystines totales par cellule (OMS, 2003a; NHMRC, 2008);
  • 10−3 L/mL est le facteur de conversion de litres en millilitres.

Les renseignements dont nous disposons à l'heure actuelle ne permettent pas d'élaborer des recommandations pour les autres cyanotoxines présentes dans les eaux récréatives, par exemple les anatoxines ou la cylindrospermopsine. Il a également été déterminé que les données actuellement disponibles ne permettaient pas d'établir une recommandation ayant pour but d'assurer une protection contre le risque de réaction allergène ou d'autres effets irritants causés par des substances inconnues produites par les cyanobactéries. Des études effectuées par Pilotto et coll. (1997; 2004) sur les effets d'un contact de la peau humaine avec des cyanobactéries ont été examinées. Ces études relèvent que le contact de la peau avec une large gamme de densités de cellules de cyanobactéries engendre des réactions de gravité limitée seulement, et ce, chez une très faible proportion de sujets. Aucun rapport dose-réponse ni aucun seuil d'irritation n'ont été mesurés. On a jugé que ces résultats n'étaient pas suffisants pour justifier une recommandation distincte.

Cette approche et cette recommandation pour la microcystine sont cohérentes avec les critères définis par la province du Québec pour l'équivalent toxique des microcystines-LR dans les eaux récréatives, à savoir 16 µg/L (INSPQ, 2004). La recommandation pour les cyanobactéries totales est, de plus, cohérente avec la recommandation de l'OMS de 100 000 cellules de cyanobactéries/mL pour une probabilité modérée d'effet nocif sur la santé. Dans ses documents justificatifs, l'OMS suggère en outre qu'à cette densité de cyanobactéries, une concentration de microcystines de 20 µg/L est vraisemblable si la fleur d'eau est constituée de Microcystis dont la teneur moyenne en toxines est de 2 × 10−7 µg/cellule (OMS, 2003a).

La démarche canadienne est également similaire dans son principe à celle des recommandations australiennes de niveau 1 (NHMRC, 2008); toutefois, les calculs canadiens sont fondés sur un modèle animal et une méthode de calcul différents. La démarche australienne s'appuyait sur des données considérées comme les plus pertinentes pour calculer les valeurs de recommandations pour les cyanobactéries toxiques dans les eaux récréatives australiennes.

Présence dans l'environnement

À l'issue d'une enquête menée en 1995 sur 16 étendues d'eau à vocation récréative du sud du Manitoba, Jones et coll. (1998) ont indiqué avoir relevé la présence de microcystine-LR dans 44 % des sites, à des concentrations variant de 0,1 à 0,6 µg/L. Ils ont conclu par ailleurs que la densité des cellules de cyanobactéries ne constituait pas un prédicteur utile de la présence de microcystine-LR, et qu'il n'existait pas de corrélation entre la concentration de toxines et les autres variables environnementales surveillées dans le cadre de l'étude.

Kotak et coll. (1996) ont fait état des résultats d'une étude de trois ans au cours de laquelle ils avaient mesuré les concentrations de microcystines dans des échantillons de phytoplancton et d'eau de surface recueillis dans quatre lacs d'eau douce du centre de l'Alberta. Les concentrations de microcystines dans le phytoplancton étaient les plus élevées dans les deux lacs les plus hypertrophes (Driedmeat, Little Beaver). Les concentrations de microcystines les plus élevées ont été mesurées en août et en septembre; elles correspondaient aux périodes au cours desquelles les numérations de cellules de Microcystis donnaient les valeurs les plus élevées (> 200 000 cellules/mL). Les concentrations mesurées au cours de ces deux mois dans un des lacs (Driedmeat) variaient de 1,2 à 6,1 µg/L. La valeur maximale, soit 11 µg/L, a été obtenue dans un échantillon prélevé dans le lac Little Beaver à la mi-août.

Giani et coll. (2005) ont fait état de concentrations de microcystines totales de 0,008 à 1,91 µg/L (moyenne de 0,140 µg/L) dans des échantillons d'eau prélevés dans le cadre d'une étude effectuée sur 22 lacs d'eau douce du sud du Québec. Aucune fleur d'eau n'a été signalée dans ces lacs à l'époque des échantillonnages. Les auteurs ont indiqué que tous les lacs contenaient des concentrations mesurables de genres de cyanobactéries dotées d'un potentiel toxique (dont des Microcystis, des Anabaena et des Oscillatoria), mais que ces concentrations étaient très inférieures aux seuils jugés préoccupants.

Rinta-Kanto et coll. (2005) ont décrit deux proliférations distinctes survenues dans le bassin occidental du lac Érié : la première en août 2003 et la seconde en août 2004. L'imagerie satellitaire a été utilisée par les chercheurs pour détecter la présence des fleurs d'eau et a été appliquée de la même façon pour recenser des sites propices aux analyses. Des échantillons de ces fleurs d'eau ont été prélevés aux fins de la mesure des concentrations de microcystines totales (fraction liée aux cellules). Les chercheurs ont en même temps obtenu des estimations des concentrations totales de Microcystis et des concentrations de Microcystis toxiques à l'aide de la méthode PCRQ, en utilisant des cibles spécifiques pour un fragment d'ADNr 16S de Microcystis et pour le gène de microcystine synthase mcyD. Les concentrations de microcystines mesurées pendant la prolifération de 2003 variaient de moins de 0,3 à 15,4 µg/L, les estimations correspondantes de Microcystis variant d'une valeur inférieure à la limite de détection à une valeur maximale de 3,9 × 108 équivalents de Microcystis par litre. Les concentrations de microcystines mesurées pendant la prolifération de l'année suivante variaient de 0,1 à 2,6 µg/L, avec des estimations de la concentration totale de Microcystis se situant entre environ 5 × 103 et 3 × 106 équivalents de Microcystis par litre.

Épidémiologie

Aucun décès lié à des cyanotoxines n'a été mis en rapport avec une exposition par l'intermédiaire d'eaux récréatives. On n'a signalé à ce jour que deux cas de mortalité découlant d'une exposition à ces toxines. Le cas le plus notable est celui de la tragédie des patients de dialyse survenue à Caruaru, au Brésil, en 1996 (Jochimsen et coll., 1998). Cinquante-six patients d'une clinique de dialyse sont décédés des suites d'une insuffisance hépatique causée par l'exposition à des microcystines présentes dans l'eau de dialyse. La présence de cyanobactéries toxiques dans le réservoir d'eau potable de la ville et les insuffisances du système de traitement de l'eau ont été citées au nombre des principaux facteurs à l'origine de cette tragédie. Plus récemment, en 2002, un adolescent est mort au Wisconsin après avoir été exposé à une écume toxique dans un étang d'un terrain de golf public où la baignade était interdite (Falconer, 2005). Des échantillons de sang et de selles recueillis ont révélé la présence de la cyanobactérie Anabaena flos-aquae et de la neurotoxine anatoxine-a.

Il n'existe que peu de cas signalés de maladies humaines causées par le contact avec des populations de cyanobactéries toxiques dans les eaux à vocation récréative à travers le monde. On estime que de telles expositions auraient principalement pour effet de causer des troubles gastro-intestinaux ou des symptômes semblables à ceux de la grippe qui pourraient donc souvent être ignorés ou attribués à d'autres causes (Falconer, 2005). De plus, la plupart des cas de maladie sont examinés rétrospectivement; les informations concernant les circonstances exactes de l'exposition (nombre et type d'organismes, identification et concentration des toxines) sont donc rarement disponibles.

En Saskatchewan, en 1959, malgré des avis et des rapports signalant des cas de mortalité chez les animaux d'élevage, des personnes se sont baignées dans un lac infesté de cyanobactéries. Treize de ces personnes ont par la suite souffert de nausées, de douleurs musculaires, de céphalées et de diarrhées (Dillenberg et Dehnel, 1960). En Angleterre, en 1989, 10 soldats d'un groupe de 20 sont tombés malades après avoir suivi une formation au canotage et s'être baignés dans un lac touché par une prolifération de Microcystis. On a établi un lien entre le degré d'entraînement des nageurs et la quantité d'eau ingérée d'une part, et la gravité des symptômes affichés d'autre part (Turner et coll., 1990). En 1991, en Australie, deux adolescentes ont souffert de gastro-entérite et de douleurs musculaires après s'être baignées dans la rivière Darling, près de Wilcannia, pendant une prolifération de cyanobactéries contenant des Anabaena (NHMRC, 2008). La même année, deux cas de conjonctivite et un cas d'irritation cutanée ont été attribués à la baignade dans le lac Cargelligo en Australie après l'apparition dans celui-ci de fleurs d'eau d'Anabaena circinalis (NHMRC, 2008).

Pilotto et coll. (1997) ont fait état des résultats d'une étude épidémiologique prospective destinée à examiner les effets, sur les baigneurs, des cyanobactéries présentes dans les eaux récréatives. On a constaté que la gravité des symptômes augmentait sensiblement avec la durée du contact avec l'eau et la densité des cellules bactériennes, mais qu'il n'y avait pas de corrélation entre cette augmentation et les concentrations de cyanotoxines. On a ajouté que les sujets de cette étude qui avaient été exposés à 5 000 cellules/mL pendant plus d'une heure présentaient une plus grande fréquence de manifestation des symptômes que les sujets non exposés. Toutefois, l'ajustement des résultats pour tenir compte des antécédents des sujets en matière de maladie et d'exposition a laissé conclure que seul un petit nombre d'entre eux auraient été touchés et qu'ils n'auraient souffert que de légères irritations. Stewart et coll. (2006b) ont réalisé une étude épidémiologique prospective afin d'étudier la prévalence de symptômes aigus chez l'usager des eaux récréatives exposé à différentes quantités de cyanobactéries mesurées sous la forme de surfaces par volume (S/V). Les auteurs ont observé que les symptômes avaient plus de chance d'être signalés parmi les personnes exposées à de hauts niveaux de S/V (> 12 mm²/mL) par rapport à celles ayant été exposées à de bas niveaux de S/V (< 2,4 mm²/mL) et que les symptômes respiratoires étaient les plus fréquents. Des cyanotoxines n'ont été détectées qu'occasionnellement durant l'étude, et à de faibles niveaux de S/V.

Gestion des risques sanitaires

On considère qu'une approche à barrières multiples constitue la meilleure stratégie pour réduire les risques d'exposition aux cyanobactéries ou à leurs toxines dans les eaux récréatives. Cette approche combine l'utilisation des indicateurs recommandés de la qualité de l'eau et l'application de mesures visant à la fois à réduire la portée du risque pour la qualité de l'eau et à limiter l'exposition des baigneurs pendant les périodes ou dans les zones où on estime que les risques sont plus importants.

La fréquence des fleurs d'eau de cyanobactéries dans les eaux récréatives est extrêmement difficile à prédire. La formation de fleurs d'eau dépend d'un ensemble de facteurs physiques, chimiques et biologiques. Étant donné les interactions entre ces facteurs, on peut observer d'importantes fluctuations des concentrations de cyanobactéries et de leurs toxines d'une année à l'autre (Santé Canada, 2002). Les étendues d'eau à vocation récréative dans lesquelles on soupçonne la présence de fleurs d'eau ou que l'on sait sujettes à la formation de fleurs d'eau devraient faire l'objet d'une surveillance régulière pendant la saison de baignade. Les autorités devraient contrôler visuellement les approvisionnements pour déterminer s'il y a prolifération de cyanobactéries. La toxicité des fleurs d'eau peut varier considérablement, surtout lorsqu'elles sont étendues. De plus, un plan d'eau dans lequel s'est formée une fleur d'eau peut toujours contenir des toxines pendant une courte période suivant la disparition de la fleur d'eau. Afin de déterminer avec exactitude l'ampleur du risque posé par les cyanobactéries, on recommande que les autorités compétentes procèdent à des échantillonnages pendant la formation de la fleur d'eau et après sa disparition. Ainsi, il pourrait s'avérer nécessaire de prélever de multiples échantillons afin de mesurer toute différence régionale ou localisée de la densité des cellules de cyanobactéries et de la concentration de toxines. Il est par ailleurs également recommandé de mesurer à la fois les densités de cellules totales de cyanobactéries et les concentrations totales de microcystines dans le cadre de l'application d'une stratégie de gestion des risques portant sur les cyanobactéries et leurs toxines dans les eaux récréatives canadiennes. Comme mentionné plus haut, il est nécessaire de contrôler les concentrations de microcystines pour déterminer l'ampleur du risque que posent les populations de cyanobactéries pour la santé; de même, la numération des cellules fournit des indications générales utiles sur le risque de prolifération des cyanobactéries et donc sur la présence possible de cyanotoxines.

Les eaux affichant des valeurs dépassant les valeurs recommandées établies ou celles dans lesquelles une fleur d'eau est apparue pourraient être à l'origine de l'exposition d'êtres humains à des cyanobactéries ou à des cyanotoxines en quantité suffisante pour avoir des effets nocifs sur leur santé. Un avis d'interdiction de baignade pourrait être émis, à la discrétion de l'autorité responsable. Il convient d'éviter tout contact avec des eaux ayant fait l'objet d'un avis d'interdiction de baignade, jusqu'à ce que l'avis soit levé. On trouvera de plus amples informations sur l'affichage relatif à l'utilisation des eaux récréatives dans la partie I du présent document (Gestion des eaux récréatives).

Parmi les autres barrières utiles pour réduire les risques, on peut mentionner la distribution de matériel éducatif décrivant les mesures que chacun peut prendre pour assurer sa propre sécurité en cas de formation de fleurs d'eau. Ces documents d'information peuvent notamment inclure les recommandations suivantes :

  • Les usagers des eaux récréatives doivent éviter les zones où on observe des fleurs d'eau ou de l'écume, puisque toutes les fleurs d'eau présentent un risque de toxicité. Le contact direct avec les cyanobactéries ou l'ingestion accidentelle d'eau contaminée peuvent être nocifs pour eux. L'inhalation peut également devenir une voie d'exposition importante aux cyanotoxines durant des activités donnant lieu à des pulvérisations d'eau dans des endroits touchés par une prolifération.
  • Les usagers devraient se doucher ou se laver et laver tout objet qui risque d'être entré en contact avec des cyanobactéries dès que possible après leur sortie de l'eau.
  • Tout usager se sentant indisposé à la suite d'une activité aquatique récréative devrait consulter un professionnel de la santé et, le cas échéant, alerter les autorités appropriées.
  • Les usagers devraient empêcher leurs animaux de compagnie de se baigner dans des eaux ayant subi une décoloration anormale ressemblant à celle d'une fleur d'eau ou dans lesquelles on peut observer une accumulation de cyanobactéries, et de s'y abreuver. Il convient de laver immédiatement les animaux de compagnie qui sont entrés en contact avec des eaux touchées par une prolifération bactérienne pour éviter tout danger d'ingestion accidentelle de cyanobactéries.

L'utilisation d'algicides n'est pas une mesure recommandée de lutte contre les populations de cyanobactéries. L'ajout de sulfate de cuivre ou d'autres algicides sur des fleurs d'eau toxiques arrivées à maturité peut détruire les cellules bactériennes; mais il aura en outre pour effet de libérer dans les eaux environnantes des quantités importantes de cyanotoxines si ces dernières sont présentes dans les cellules. Jones et Orr (1994) ont signalé qu'on pouvait toujours détecter la présence de microcystine-LR jusqu'à 21 jours après avoir traité à l'algicide un lac récréatif qui avait été touché par une fleur d'eau toxique de Microcystis aeruginosa. Par ailleurs, il convient de mentionner que les algicides risquent également d'avoir des effets néfastes sur le fonctionnement des écosystèmes aquatiques, ce qui constitue une autre raison de ne pas y recourir.

La détermination des principales sources d'apports d'éléments nutritifs, et l'élaboration de stratégies de réduction des apports d'azote et de phosphore fondées sur des pratiques exemplaires d'élimination des eaux usées agricoles et municipales et des déchets des zones résidentielles, constituent par ailleurs des mesures de gestion à plus long terme pouvant servir de barrières pour réduire l'incidence des cyanobactéries toxiques sur les eaux de surface. On a suggéré d'utiliser le suivi des niveaux de phosphore total dans les eaux de surface comme mesure proactive pour déterminer les plans d'eau qui disposent du potentiel pour la croissance d'une fleur d'eau (Chorus et Bartram, 1999).

Résumé

  1. L'apparition de fleurs d'eau dans les eaux à vocation récréative dépend de nombreux facteurs qui peuvent être difficiles à prédire. Ces fleurs d'eau peuvent se développer très rapidement lorsque les conditions sont propices, et des lacs qui n'ont jamais connu de problèmes peuvent ainsi soudainement devenir toxiques.
  2. Des cas de maladies graves ont été rapportés chez des baigneurs ayant été exposés à des fleurs d'eau de cyanobactéries toxiques dans des eaux à vocation récréative. Un plan d'eau touché par une fleur d'eau peut contenir des toxines même après la disparition des signes visibles de contamination. En règle générale, il convient d'éviter tout contact avec des eaux dans lesquelles une fleur d'eau s'est formée ou vient de disparaître. Il convient également d'éviter tout contact avec des eaux ayant fait l'objet d'un avis d'interdiction de baignade, jusqu'à ce que l'avis soit levé.
  3. On n'a signalé à ce jour que peu de cas de maladies liées à la présence de cyanotoxines dues à des activités dans des eaux récréatives canadiennes ou internationales. La combinaison d'inspections visuelles, d'un suivi de la qualité de l'eau, d'avis à destination du public et d'actions de formation, d'une part, et de procédures et de mesures visant à réduire les apports nutritifs, d'autre part, représente l'approche la plus efficace pour protéger la santé des usagers des eaux récréatives.
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