Page 9 : Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada – Troisième édition

Partie II : Documentation technique

4.0 Indicateurs recommandés de contamination fécale

Les eaux récréatives peuvent être contaminées par des matières fécales provenant de sources diverses : eaux usées, eaux de ruissellement urbaines ou agricoles, animaux domestiques ou sauvages, et même des baigneurs. De nombreuses études épidémiologiques ont fait état chez les baigneurs de maladies gastro-intestinales et de maladies des voies respiratoires supérieures qui résultaient de cette contamination. Par le passé, les bactéries du groupe des coliformes et de ses sous-groupes (coliformes totaux, coliformes thermotolérants [fécaux], E. coli) et les entérocoques - la portion du groupe de streptocoques fécaux la plus étroitement associée aux matières fécales - ont servi aux fins des tests de dépistage de la contamination fécale dans les eaux récréatives. Elles ont également servi à indiquer la présence possible de microorganismes pathogènes responsables de ces maladies. Le dépistage systématique des organismes pathogènes dans les eaux récréatives n'est pas recommandé pour les raisons suivantes :

  • Le dépistage de toutes les formes possibles de microorganismes pathogènes présents dans l'eau serait trop coûteux et les analyses prendraient trop de temps. Ces organismes sont difficiles à isoler et à dénombrer, et les tests exigent des installations de confinement spéciales, des équipements spécialisés et des microbiologistes hautement qualifiés et expérimentés. Dans le cas de certains agents pathogènes, il n'existe même pas de méthode de détection.
  • Les agents pathogènes ne sont habituellement présents qu'en petits nombres et sont répartis irrégulièrement dans les étendues d'eaux récréatives, même durant les éclosions de maladies.
  • L'absence d'un pathogène donné ne signifie pas nécessairement qu'il n'y a pas d'autres microorganismes entériques pathogènes.

En conséquence, la surveillance porte plutôt sur des bactéries fécales indicatrices non pathogènes qui sont présentes en grand nombre dans les excréments des animaux et des humains. La présence dans les milieux aquatiques d'un grand nombre de ces bactéries indique une contamination fécale et laisse ainsi conclure à la présence possible de microorganismes entériques pathogènes.

Les indicateurs fécaux idéaux devraient répondre aux exigences suivantes (Cabelli et coll., 1983; Elliot et Colwell, 1985), c'est-à-dire être :

  • présents dans le tractus intestinal des humains et des animaux à sang chaud;
  • présents dans les eaux contaminées par les matières fécales lorsqu'il y a des pathogènes entériques, mais en plus grand nombre que ces derniers;
  • incapables de se développer dans le milieu aquatique, mais capables de survivre plus longtemps que les pathogènes;
  • utilisables dans toutes les eaux récréatives naturelles (p. ex. dulcicoles, marines et estuariennes);
  • absents des eaux non polluées et associés exclusivement à la présence de matières fécales d'origine animale et humaine.

Les autres qualités souhaitables des microorganismes indicateurs sont :

  • une corrélation directe entre la densité de l'indicateur et le degré de contamination fécale;
  • l'existence d'un rapport quantitatif entre la densité de l'indicateur et l'incidence de maladies chez les baigneurs;
  • des méthodes de détection et de numération rapides, faciles à réaliser, peu coûteuses, spécifiques et sensibles.

Aucun microorganisme ne répond à lui seul sans équivoque à l'ensemble de ces critères. E. coli et les entérocoques sont actuellement considérés comme les meilleurs indicateurs de contamination fécale des eaux récréatives puisqu'ils répondent le mieux aux critères susmentionnés. Le recours aux indicateurs pour l'évaluation de la qualité des eaux récréatives comporte certaines limites. Une utilisation judicieuse des valeurs de recommandations dans le cadre d'une approche à barrières multiples aux fins de la gestion des eaux récréatives représente une démarche rationnelle pour la protection des baigneurs contre l'exposition aux pathogènes fécaux dans les eaux à vocation récréative.

4.1 Organismes indicateurs pour les activités récréatives de contact primaire

4.1.1 Eaux douces : Escherichia coli (E. coli)
Recommandations

Pour les eaux douces qui servent aux activités récréatives de contact primaire, les valeurs de recommandations sont les suivantes :

  • Moyenne géométrique (d'au moins 5 échantillons) : ≤ 200 E. coli/100 mL
  • Concentration maximale dans un seul échantillon : ≤ 400 E. coli/100 mL

Le calcul de la moyenne géométrique de la concentration doit porter sur au moins 5 échantillons prélevés à des moments et dans des sites qui permettront d'obtenir une estimation représentative de la qualité probable de l'eau utilisée. Dans le cas où l'une quelconque de ces valeurs de recommandations serait dépassée, des mesures supplémentaires devront être prises. Il faudra, au minimum, procéder immédiatement à un nouvel échantillonnage du site ou des sites. Par ailleurs, un avis d'interdiction de baignade pourrait être diffusé si les autorités compétentes jugent que les eaux en question ne conviennent pas aux activités récréatives.

Il est en outre recommandé que les eaux régulièrement utilisées pour des activités récréatives de contact primaire fassent l'objet, au minimum, d'un contrôle hebdomadaire, et que les contrôles soient encore plus nombreux dans le cas des plages très fréquentées ou qui sont réputées pour accueillir de très nombreux usagers. Par ailleurs, il peut arriver dans certains cas qu'une réduction de la fréquence des échantillonnages soit justifiée. Pour en savoir plus sur les recommandations relatives à la fréquence d'échantillonnage et sur l'affichage relatif à l'utilisation des eaux à vocation récréative, voir la partie I du présent document (Gestion des eaux récréatives).

Les entérocoques (section 4.1.2) constituent également de bons indicateurs de la contamination fécale des eaux douces utilisées à des fins récréatives (Cabelli, 1983; Pruss, 1998; Wade et coll., 2003, 2006). Si on peut démontrer que ces organismes peuvent signaler de façon appropriée la présence d'une contamination fécale dans les milieux dulcicoles, il devient possible d'adopter des limites maximales de concentration dans les milieux marins. En cas de doute, il convient de soumettre les échantillons au dépistage des deux types d'indicateurs pendant des périodes prolongées afin de déterminer s'il existe une relation positive.

Justification des recommandations

Les valeurs de recommandations établies sont fondées sur les données épidémiologiques reliant les concentrations d'E. coli dans les eaux douces récréatives à l'incidence, chez les baigneurs, de maladies gastro-intestinales associées à la baignade. Les données épidémiologiques existantes ne suffisent pas pour permettre l'estimation du degré de risque lié aux cas individuels d'exposition. En s'appuyant sur l'analyse de régression des données épidémiologiques effectuée par l'U.S. EPA (Dufour, 1984), Santé Canada a estimé que l'utilisation des valeurs de recommandations pour les indicateurs recommandés de contamination fécale en eaux douces et en eaux marines correspondra à une incidence saisonnière de maladies gastro-intestinales d'environ 1 à 2 % (10 à 20 cas pour 1 000 baigneurs).

Pour déterminer la recommandation pour la concentration maximale d'indicateurs de contamination fécale autorisée dans un échantillon unique, les équations de l'U.S. EPA servant au calcul de la limite dans un seul échantillon ont été étudiées (U.S. EPA, 1986). Les données concernant la concentration maximale admissible d'indicateurs dans les zones de plage désignées sont conformes avec l'application d'un coefficient 2 aux résultats de la moyenne géométrique recommandée. La concentration maximale dans un seul échantillon de 400 E. coli/100 mL est donc réaffirmée.

Ces valeurs sont le résultat de décisions de gestion du risque fondées sur une évaluation approfondie des risques que peuvent courir les usagers des eaux récréatives. En tenant compte à la fois des risques possibles pour la santé et des avantages de l'utilisation des eaux à des fins récréatives tant sur le plan de l'activité physique que de la détente, il a été conclu qu'il s'agissait d'une estimation acceptable et raisonnable du risque de maladies que peuvent vraisemblablement courir les personnes qui s'adonnent volontairement à une activité physique aquatique.

À la lumière de son évaluation des informations épidémiologiques publiées depuis la parution des recommandations antérieures, le groupe de travail a conclu que les données actuellement disponibles justifiaient les recommandations actuelles concernant l'utilisation d'E. coli comme indicateur de contamination fécale dans les eaux douces utilisées à des fins récréatives. Aucun élément de preuve ne rend nécessaire à l'heure actuelle une révision des valeurs de recommandations en vigueur.

Description

E. coli est l'organisme qui répond le mieux aux critères de l'indicateur idéal de la contamination fécale des eaux douces. Il est présent en très grand nombre dans le tractus intestinal et dans les excréments des humains et des animaux à sang chaud. La grande majorité des isolats d'E. coli est sans danger. En revanche, quelques sérotypes ou souches sont dotés de facteurs de virulence qui en font des agents pathogènes pour l'humain; il convient toutefois de noter que les concentrations fécales des isolats non pathogènes d'E. coli seront toujours supérieures à celles des souches pathogènes, même durant des éclosions. E. coli est considéré comme un indicateur plus spécifique de contamination fécale que les coliformes totaux ou les coliformes thermotolérants (fécaux); de plus, sa numération dans les eaux récréatives est rapide et facile. On a également démontré l'existence d'une corrélation étroite 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).

Depuis plusieurs décennies, les experts canadiens en qualité des eaux récréatives considèrent que E. coli est l'indicateur de choix des contaminations fécales. L'utilisation d'E. coli en tant qu'indicateur de la qualité des eaux récréatives a toutefois été limitée jusqu'aux années 1980, quand des méthodes normalisées de laboratoire, permettant sa détection en moins de 24 à 48 heures, sont devenues disponibles. Le groupe des coliformes thermotolérants avait jusque-là servi d'indicateur principal de contamination fécale dans les eaux récréatives. Toutefois, la découverte ultérieure du fait que certaines espèces de coliformes thermotolérants avaient une origine non fécale ou environnementale, et qu'on pouvait les isoler en grand nombre à partir des eaux réceptrices d'effluents de sources telles que les usines de pâtes et papiers et de textiles (Dufour et Cabelli, 1976; Huntley et coll., 1976; Rokosh et coll., 1977; Vlassoff, 1977) a conduit à s'inquiéter de la fiabilité de ce groupe comme indicateur de la contamination fécale des eaux récréatives. Malgré l'existence de méthodes spécifiques de détection d'E. coli, les laboratoires d'analyse étaient déjà équipés pour la détection des coliformes thermotolérants, et les exigences relatives à l'utilisation de ces microorganismes aux fins de la surveillance de la qualité des eaux récréatives faisaient partie intégrante de règlements et de documents législatifs en vigueur depuis longtemps. C'est la raison pour laquelle il a fallu de nombreuses années pour modifier les recommandations et normes existantes et les actualiser afin qu'elles reflètent l'état actuel des connaissances et reconnaissent qu'E. coli est l'indicateur de choix pour le dépistage de la pollution fécale des eaux douces à vocation récréative.

Dans l'édition de 1992 des Recommandations, le remplacement des coliformes thermotolérants utilisés dans les Recommandations de 1983 par E. coli comme indicateur recommandé de la qualité des eaux douces représentait une nouvelle orientation pour la surveillance des eaux à vocation récréative. Une disposition a donc été prise permettant l'utilisation des coliformes thermotolérants dans les cas où il pouvait être démontré que plus de 90 % de ces coliformes étaient en fait des E. coli. Ceci a été fait afin de donner aux différentes instances réglementaires le temps de s'adapter à l'application des nouvelles recommandations. Depuis cette date, le temps a largement passé et les différentes instances ont eu tout loisir pour procéder au changement et passer, comme indicateurs de la qualité des eaux récréatives, des coliformes thermotolérants à des E. coli plus spécifiques des matières fécales. C'est pourquoi cette troisième édition ne recommande pas l'utilisation des coliformes thermotolérants comme indicateurs de la qualité des eaux récréatives. Elle réaffirme plutôt qu'E. coli est l'indicateur de choix pour la surveillance de la qualité des eaux douces à vocation récréative au Canada.

Présence dans le milieu aquatique

E. coli atteint dans les excréments humains et animaux des concentrations d'environ 109 cellules par gramme (Edberg et coll., 2000) et représente environ 1 % de la biomasse totale dans le gros intestin (Leclerc et coll., 2001; Santé Canada, 2012a). Des études de caractérisation de la flore fécale humaine ont conduit à conclure qu'E. coli était présent dans 94 et 100 % des sujets testés (Finegold et coll., 1983; Leclerc et coll., 2001). Ces valeurs étaient sensiblement plus élevées que celles rapportées pour d'autres membres du groupe des coliformes et n'étaient égalées ou dépassées que par les entérocoques et certaines espèces de bactéries anaérobies (Bacteroides, Eubacterium).

E. coli représente environ 97 % des coliformes présents dans les excréments humains, suivi des Klebsiella spp. (1,5 %) et des Enterobacter et Citrobacter spp. (1,7 % au total). On a démontré qu'E. coli représente de 90 à 100 % de l'ensemble des coliformes présents dans les excréments de huit espèces d'animaux domestiques, y compris les poules (Dufour, 1977).

On ne s'attend pas à ce que les bactéries fécales excrétées par leurs hôtes humains ou animaux survivent longtemps dans le milieu aquatique (Winfield et Groisman, 2003). La survie d'E. coli dans les eaux 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.

De nombreux auteurs font état de la capacité du sable et des sédiments à prolonger la survie des microorganismes fécaux (Whitman et Nevers, 2003; Ishii et coll., 2006a; Kon et coll., 2007a). On croit que ce milieu procure des conditions plus favorables de température et de concentration de nutriments que le milieu aquatique adjacent, et qu'il protège par ailleurs les bactéries contre certains agents stressants comme le rayonnement solaire. D'autres ont fait état de l'aptitude d'E. coli à survivre dans des milieux riches en matières organiques qui, d'après ce qu'on en sait, ne sont pas associés à la contamination fécale, comme les déchets de procédés industriels et ceux provenant des usines de pâtes et papiers (Megraw et Farkas, 1993; Gauthier et Archibald, 2001). Des chercheurs ont récemment fait état de l'aptitude d'E. coli et d'autres bactéries fécales à survivre dans les amas d'algues vertes Cladophora (Whitman et coll., 2003; Olapade et coll., 2006).

On a longtemps cru qu'il n'existait pas de source non fécale d'E. coli, et que cet organisme était incapable de se développer dans un environnement aquatique. Des études récentes remettent toutefois en question ces hypothèses (Kon et coll., 2007b; Hartz et coll., 2008; Vanden Heuvel et coll., 2009), et des recherches dans ce domaine sont en cours. Ces résultats récents n'invalident cependant pas l'utilisation d'E. coli comme le meilleur indicateur disponible pour la qualité des eaux récréatives.

E. coli est considéré comme un bon indicateur du taux de survie des bactéries entériques pathogènes dans les eaux récréatives. Plusieurs auteurs font état de taux de survie semblables pour ces deux types de bactéries (Rhodes et Kator, 1988; Korhonen et Martikainen, 1991;

Chandran et Mohamed Hatha, 2005). On considère toutefois qu'E. coli constitue un indicateur plus sensible aux stress environnementaux que les virus et protozoaires entériques humains et qu'il ne survit donc pas aussi longtemps que ces derniers dans l'environnement.

Dans beaucoup de régions du Canada, les plages d'eau douce font l'objet d'une surveillance régulière des concentrations d'E. coli aux fins de l'évaluation de la contamination fécale. La qualité microbiologique de beaucoup de milieux aquatiques canadiens à vocation récréative est bonne; toutefois, certains sont contaminés pendant toute la saison estivale ou durant une partie de celle-ci. L'examen des données de surveillance de la qualité de l'eau des plages recueillies sur une période de dix ans (1993-2003) sur 10 plages à vocation récréative du lac Huron (Ontario) montre que les concentrations d'E. coli peuvent varier grandement à un endroit donné d'une année à l'autre, ainsi que d'une plage à l'autre (ministère de l'Environnement de l'Ontario, 2005). Les concentrations d'E. coli peuvent en effet varier de 0/100 mL dans les régions isolées à plusieurs milliers/100 mL dans les zones directement touchées par la contamination fécale (Payment et coll., 1982; Sekla et coll., 1987; Williamson, 1988; ministère de l'Environnement de l'Ontario, 2005).

Association avec les pathogènes

E. coli est considéré comme un bon indicateur de la présence de bactéries pathogènes entériques comme les Salmonella, les Shigella, les Campylobacter et E. coli O157:H7 (Santé Canada, 2012a). Les études effectuées par la Water Environment Research Foundation (Yanko et coll., 2004) ont examiné les rapports qui existent entre les concentrations d'E. coli dans les échantillons d'eau de surface prélevés en divers endroits des bassins versants du sud de la Californie et la probabilité de détecter la présence de Salmonella et d'E. coli producteurs de Shiga-toxines (STEC). Les résultats ont montré que la probabilité de détecter des Salmonella à l'aide de méthodes fondées sur les cultures augmente régulièrement jusqu'à une concentration d'environ 1 000 E. coli/100 mL, point à partir duquel on fait état d'une probabilité de détection de 100 %. Des méthodes fondées sur la réaction en chaîne de la polymérase (PCR) donnent des résultats similaires pour la détection des souches de STEC. Malgré l'existence d'un lien évident entre les concentrations d'E. coli et la probabilité de détection des Salmonella et des souches de STEC, les chercheurs ont précisé qu'aucun des échantillons ne permettait à lui seul de prouver hors de tout doute la présence ou l'absence de ces agents pathogènes.

E. coli est un indicateur moins efficace de la présence des virus et des protozoaires entériques pathogènes. De nombreuses études font état de l'absence de corrélation entre les concentrations d'E. coli et la présence de virus et protozoaires entériques dans les eaux de surface (Griffin et coll., 1999; Denis-Mize et coll., 2004; Hörman et coll., 2004; Dorner et coll., 2007).

E. coli est toujours présent lorsqu'il y a contamination fécale d'origine humaine ou animale. Sa détection signale la contamination fécale de l'eau et, de ce fait, la présence possible de bactéries, virus ou protozoaires fécaux pathogènes. La présence de pathogènes fécaux dans les eaux récréatives dépend fortement de la nature des sources de contamination ayant des impacts sur la zone de baignade. Leur présence dans l'environnement peut être sporadique et leur concentration peut être éminemment variable. Par ailleurs, certains pathogènes entériques peuvent survivre plus longtemps que les indicateurs de contamination fécale. Ainsi, l'absence d'E. coli ne signifie pas nécessairement qu'il n'existe pas dans l'eau d'autres microorganismes entériques pathogènes.

La combinaison d'une surveillance régulière de la présence d'E. coli et de mesures, procédures et outils qui, collectivement, réduisent le risque d'exposition des baigneurs à la contamination fécale dans les eaux à vocation récréative constitue le moyen le plus efficace de protéger la santé des usagers de ces eaux.

Recommandations utilisées par d'autres pays ou d'autres organisations

Les paramètres et les valeurs de recommandations définis par d'autres gouvernements et des organisations multinationales dans le monde entier relativement aux organismes indicateurs de contamination fécale en eau douce (Tableau 2 ci-dessous) ont été examinés pour rédiger l'édition révisée de ce document.

Tableau 2. Recommandations pour les concentrations d'indicateurs de matières fécales dans les eaux douces à vocation récréative définies par d'autres pays ou d'autres organisations
Pays ou organisation Indicateur d'eau douce Paramètres et recommandations Référence
U.S. EPANote de bas de page a E. coli
  • Moyenne géométrique de la concentration :
    126/100 mL
  • Concentration maximale dans un seul échantillonNote de bas de page b :
    235/100 mL
U.S. EPA, 2002
Entérocoques
  • Moyenne géométrique de la concentration :
    33/100 mL
  • Concentration maximale dans un seul échantillonNote de bas de page b :
    62/100 mL
OMS Entérocoques intestinauxNote de bas de page c 95e centile/100 mL :
A : ≤40
B : 41-200
C : 201-500
D: > 500
OMS, 2003a
Australie Entérocoques intestinauxNote de bas de page c 95e centile/100 mL :
A : ≤40
B : 41-200
C : 201-500
D : > 500
NHMRC, 2008
Union européenne Entérocoques intestinaux
  • 95e centile/100 mL :
    Excellente : 200/100 mL
    Bonne : 400/100 mL
  • 90e centile/100 mL :
    Acceptable : 330/100 mL
UE, 2006
E. coli
  • 95e centile/100 mL :
    Excellente : 500/100 mL
    Bonne : 1 000/100 mL
  • 90e centile/100 mL :
    Acceptable : 900/100 mL
Études épidémiologiques connexes

L'étude épidémiologique initiale de l'U.S. EPA en eaux douces à vocation récréative mesurait les concentrations d'organismes indicateurs de contamination fécale (coliformes thermotolérants fécaux, E. coli, entérocoques) dans les eaux de baignade, et les comparait avec les incidences de maladies associées à la baignade signalées les jours où les échantillons avaient été recueillis (Dufour, 1984). Des taux statistiquement significatifs de maladies gastro-intestinales ont été observés chez les personnes se baignant dans des eaux considérées comme étant plus contaminées sur le plan fécal. S'agissant des symptômes non liés aux maladies gastro-intestinales, aucune différence statistiquement significative n'a été constatée. À des fins d'analyse des données, un graphe a été tracé, pour chacun des indicateurs, mettant en relation l'incidence pour 1 000 personnes de symptômes gastro-intestinaux associés à la baignade saisonnière et la concentration saisonnière moyenne de l'indicateur de matières fécales par 100 mL. On a ensuite utilisé des analyses de corrélation et de régression pour déterminer les coefficients de corrélation et la pente de l'équation de régression linéaire pour chacun des indicateurs. Le meilleur coefficient de corrélation (r) a été obtenu avec E. coli (r = 0,80), les entérocoques (r = 0,74) fournissant un coefficient de corrélation pratiquement égal. Les données E. coli ont été utilisées pour produire une équation de régression :

L'équation utilisée pour calculer le taux de maladies gastro-intestinales à partir des concentrations de E. coli

L'équation utilisée pour calculer le taux de maladies gastro-intestinales à partir des concentrations de E. coli
Description de l'équation utilisée pour calculer le taux de maladies gastro-intestinales à partir des concentrations de E. coli - Équivalent textuel
Pour les eaux douces, le risque saisonnier d'attraper des maladies gastro-intestinales (y) est calculé en multipliant la pente de la droite de régression (9,40) par le logarithme de la moyenne géométrique saisonnière de la concentration de E. coli (x), puis en y ajoutant la valeur de moins 11,74 qui est l'ordonnée à l'origine.

Plusieurs études épidémiologiques ont été réalisées en eau douce depuis l'élaboration des Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada (Lightfoot, 1988; Ferley et coll., 1989; Calderon et coll., 1991; van Asperen et coll., 1998). Toutes ont confirmé l'existence d'un rapport étroit entre l'exposition aux eaux récréatives et la fréquence des maladies associées à la baignade. Toutefois, rares sont celles qui ont réussi à démontrer l'existence d'un rapport mathématique entre les numérations d'indicateurs fécaux et la morbidité chez les baigneurs. Van Asperen et coll. (1998) ont fait état d'un risque significativement plus élevé de gastro-entérite chez des triathlètes ayant nagé dans des eaux où la concentration d'E. coli présentait une moyenne géométrique supérieure à 355 unités formant colonies (ufc)/100 mL (équivalent à E. coli/100 mL). Ferley et coll. (1989) ont avancé que les streptocoques fécaux constituaient de meilleurs indicateurs du risque de maladies gastro-intestinales sur les plages en eau douce de France. Calderon et coll. (1991) ont signalé que les numérations de staphylocoques totaux étaient très étroitement liées aux maladies gastro-intestinales chez les baigneurs fréquentant des étangs récréatifs non exposés à des sources ponctuelles de contamination.

Seules quelques-unes des études épidémiologiques se sont penchées sur les effets sanitaires d'activités récréatives autres que la baignade - par exemple, le canotage en eau vive ou le rafting (Fewtrell et coll., 1992; Lee et coll., 1997). Les données liant la qualité de l'eau aux maladies découlant de ces activités sont moins concluantes. Malgré tout, les études tendent à conclure que les maladies gastro-intestinales sont les problèmes de santé les plus fréquemment signalés dans le cadre de ce type d'activité et que les facteurs liés au risque de maladie comprennent la qualité de l'eau et la fréquence de l'immersion et de l'ingestion d'eau.

Plusieurs examens de résultats d'études épidémiologiques ont également été publiés. En 1998, l'OMS (Pruss, 1998) a publié un examen complet des résultats de recherches épidémiologiques réalisées de 1953 à 1996. Il s'agissait de la première étude exhaustive de la documentation scientifique portant sur ce sujet. Pruss (1998) a conclu que les maladies gastro-intestinales constituaient le problème de santé le plus fréquent pour lequel on fait état de rapports dose-réponse, et que les indicateurs qui laissaient constater la meilleure corrélation avec ce type de problème étaient les entérocoques dans le cas des eaux marines, et E. coli et les entérocoques pour l'eau douce.

L'U.S. EPA a publié deux examens d'études épidémiologiques portant sur les eaux récréatives. Le premier, publié dans un ouvrage intitulé Implementation Guidance for Ambient Water Quality Criteria for Bacteria (U.S. EPA, 2002), était un examen succinct des enquêtes épidémiologiques réalisées depuis la publication du guide antérieur, en 1986. L'U.S. EPA y concluait que les méthodes épidémiologiques utilisées pour élaborer les critères de la qualité de l'eau de 1986 restaient scientifiquement valides et qu'aucun nouveau principe scientifique n'avait été établi qui aurait justifié une révision des recommandations en vigueur. L'U.S. EPA a par la suite réalisé une méta-analyse des données épidémiologiques disponibles dans la documentation scientifique (Wade et coll., 2003) afin de déterminer si les normes réglementaires en vigueur garantissaient une protection suffisante contre le risque de maladies gastro-intestinales posé par les eaux récréatives. Les auteurs ont démontré que dans les études portant sur l'eau douce, E. coli se révélait le meilleur indicateur du risque de maladie posé par les eaux récréatives. Ils ont par ailleurs relevé qu'une comparaison des valeurs sommaires du risque relatif et des recommandations de l'U.S. EPA concernant les eaux douces laissait constater l'existence d'un lien entre des densités d'E. coli supérieures aux valeurs de la recommandation et l'augmentation du risque de maladie, et l'absence d'un tel lien dans le cas des taux d'exposition inférieurs à ces valeurs.

Wiedenmann et coll. (2006) ont fait état des résultats d'une étude des cohortes prospective randomisée et contrôlée réalisée sur des sites de baignade en eau douce en Allemagne. Des essais contrôlés randomisés avaient été réalisés plus tôt dans les eaux côtières du Royaume-Uni (Kay et coll., 1994; Fleisher et coll., 1996), mais l'étude allemande était la première de ce type à être réalisée en eau douce. Le protocole expérimental retenu par les chercheurs était semblable à celui utilisé pour les essais du Royaume-Uni. Ses résultats ont donné à conclure à l'existence d'un lien entre les taux observés de maladie et les concentrations mesurées d'E. coli, d'entérocoques, de Clostridium perfringens et de coliphages somatiques. Les chercheurs ont déterminé les doses sans effet nocif observé (NOAEL) correspondant à diverses définitions de la gastro-entérite, variant de 78 à 180 E. coli/100 mL et de 21 à 24 entérocoques/100 mL. Ils ont proposé des recommandations possibles en combinant l'ensemble des données dérivées des différentes définitions de maladies gastro-intestinales étudiées, suggérant des valeurs de 100 E. coli/100 mL, 25 entérocoques/100 mL, 10 coliphages somatiques/100 mL et 10 C. perfringens/100 mL. Bien que les auteurs aient proposé une valeur de 100 E. coli/100 mL, il est important de noter que la NOAEL signalée pour les maladies gastro-intestinales respectant au plus près le critère de « maladie gastro-intestinale hautement crédible » (tel que défini par Cabelli et coll., 1983) était de 180 E. coli/100 mL. De plus, la répartition en quartiles et en quintiles des données, pour la définition britannique d'une maladie gastro-intestinale, montrait que les taux de maladie des baigneurs, comparés à ceux du groupe de contrôle, n'étaient statistiquement significatifs qu'à partir d'une concentration en E. coli de 200 E. coli/100 mL. Même l'utilisation de la moins stricte des définitions d'une maladie gastro-intestinale a produit une NOAEL (NL-2Note de bas de page 1 : 164 E. coli/100 mL) bien au-dessus de 100 E. coli/100 mL.

L'U.S. EPA et les Centers for Disease Control and Prevention (CDC) aux États-Unis ont également entrepris des études épidémiologiques sur des plages d'eau douce et marine dans le cadre de l'étude National Epidemiologic and Environmental Assessment of Recreational Water - NEEAR (évaluation épidémiologique et environnementale nationale des eaux récréatives). Ces études ont pour but d'étayer l'élaboration de nouvelles recommandations ayant trait à la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives (U.S. EPA, 2002; Dufour et coll., 2003) ainsi que d'examiner les nouveaux indicateurs de la qualité de l'eau et les méthodes rapides de surveillance de la qualité de l'eau. Ces travaux devraient être achevés d'ici 2010.

Sommaire

En s'appuyant sur l'ensemble des données disponibles, il a été conclu qu'E. coli restait le meilleur indicateur de contamination fécale dans les eaux douces utilisées à des fins récréatives. Pour résumer :

  1. Les valeurs de la recommandation sont fondées sur l'analyse des données épidémiologiques reliant les concentrations d'E. coli dans les eaux douces à vocation récréative à l'incidence, chez les baigneurs, de maladies gastro-intestinales associées à la baignade. Elles sont le résultat de décisions de gestion du risque fondées sur l'évaluation des risques sanitaires chez les personnes qui participent à des activités aquatiques récréatives et prennent en considération les avantages importants que procurent ces dernières, tant sur le plan de la santé que de la détente.
  2. E. coli est l'organisme qui répond le mieux aux critères de l'indicateur idéal de la contamination fécale des eaux douces. E. coli est toujours présent lorsqu'il y a contamination fécale d'origine humaine ou animale. Sa détection indique une contamination fécale de l'eau et donc la présence possible de bactéries, virus ou protozoaires fécaux pathogènes.
  3. L'utilisation d'indicateurs aux fins de l'évaluation de la qualité des eaux récréatives comporte certaines limites. La présence de pathogènes fécaux dans les eaux récréatives dépend de nombreux facteurs; elle peut être variable et sporadique. L'absence d'E. coli ne signifie pas nécessairement qu'il n'existe pas dans l'eau d'autres microorganismes entériques pathogènes.
  4. La combinaison d'une surveillance régulière de la présence d'E. coli et de mesures, procédures et outils qui, collectivement, réduisent le risque d'exposition des baigneurs à la contamination fécale dans les eaux à vocation récréative constitue le moyen le plus efficace de protéger la santé des usagers de ces eaux.
4.1.2 Eaux marines : entérocoques
Recommandations

Pour les eaux marines utilisées pour les activités récréatives de contact primaire, les valeurs de recommandations sont les suivantes :

  • Moyenne géométrique (d'au moins 5 échantillons) : ≤ 35 entérocoques/100 mL
  • Concentration maximale dans un seul échantillon : ≤ 70 entérocoques/100 mL

Le calcul de la moyenne géométrique de la concentration doit porter sur au moins 5 échantillons prélevés à des moments et dans des sites qui permettront d'obtenir une estimation représentative de la qualité probable de l'eau utilisée. Dans le cas où l'une quelconque de ces valeurs de recommandations serait dépassée, des mesures supplémentaires devront être prises. Il faudra, au minimum, procéder immédiatement à un nouvel échantillonnage du site ou des sites. Par ailleurs, un avis d'interdiction de baignade pourrait être diffusé à l'intention des baigneurs si les autorités compétentes jugent que les eaux en question ne conviennent pas aux activités récréatives.

Il est en outre recommandé que les eaux régulièrement utilisées pour des activités récréatives de contact primaire fassent l'objet d'un contrôle hebdomadaire au minimum, et que les contrôles soient encore plus nombreux dans le cas de plages très fréquentées ou qui sont réputées pour accueillir de très nombreux usagers. Par ailleurs, il peut arriver dans certains cas qu'une réduction de la fréquence des échantillonnages soit justifiée. Pour en savoir plus sur les recommandations relatives à la fréquence d'échantillonnage et sur l'affichage relatif à l'utilisation des eaux à vocation récréative, voir la partie I du présent document (Gestion des eaux récréatives).

E. coli (section 4.1.1) constitue également un prédicteur utile du risque de maladies gastro-intestinales posé par les eaux récréatives marines (Wade et coll., 2003). Si on peut démontrer que cette bactérie peut signaler de façon appropriée la présence d'une contamination fécale dans les milieux marins, il devient possible d'adopter des limites maximales de concentration dans les milieux dulcicoles. En cas de doute, il convient de soumettre les échantillons au dépistage des deux types d'indicateurs pendant des périodes prolongées afin de déterminer s'il existe une relation positive.

Justification des recommandations

Les valeurs de recommandations établies sont fondées sur les données épidémiologiques reliant les concentrations d'entérocoques dans les eaux marines récréatives à l'incidence, chez les baigneurs, de maladies gastro-intestinales associées à la baignade. Les données épidémiologiques existantes ne suffisent pas pour permettre l'estimation du degré de risque lié aux cas individuels d'exposition. En s'appuyant sur l'analyse de régression des données épidémiologiques effectuée par l'U.S. EPA (Cabelli, 1983), Santé Canada a estimé que l'utilisation des valeurs de recommandations pour les indicateurs recommandés de contamination fécale en eaux douces et en eaux marines correspondra à une incidence saisonnière de maladies gastro-intestinales d'environ 1 à 2 % (10 à 20 cas pour 1 000 baigneurs). Il a été signalé que, compte tenu de la géographie et du climat du Canada, la proportion de personnes qui pratiquent des activités récréatives en milieu marin est sensiblement plus faible que celle des personnes qui pratiquent des activités récréatives en eau douce.

Les équations de l'U.S. EPA servant au calcul de la limite dans un seul échantillon ont été examinées pour la détermination de la recommandation de la concentration maximale d'indicateurs de contamination fécale autorisée dans un échantillon unique (U.S. EPA, 1986). Les données concernant la concentration maximale admissible d'indicateurs dans les zones de plage désignées sont conformes avec l'application d'un coefficient 2 aux résultats de la moyenne géométrique recommandée. Ainsi, une concentration maximale dans un échantillon unique de 70 entérocoques/100 mL est réaffirmée.

Ces valeurs sont le résultat de décisions de gestion du risque fondées sur une évaluation approfondie des risques que peuvent courir les usagers des eaux récréatives. En tenant compte à la fois des dangers possibles pour la santé et des avantages de l'utilisation des eaux à des fins récréatives tant sur le plan de l'activité physique que de la détente, le groupe de travail a conclu que ces valeurs représentaient une estimation acceptable et raisonnable du risque de maladies que peuvent vraisemblablement courir les personnes qui s'adonnent volontairement à une activité physique aquatique.

À la lumière de son évaluation des informations épidémiologiques publiées depuis la parution des recommandations antérieures, le groupe de travail a conclu que les données actuellement disponibles justifient les recommandations actuelles concernant l'utilisation des entérocoques comme indicateurs de contamination fécale dans les eaux marines utilisées à des fins récréatives. Aucun élément de preuve ne rend nécessaire, à l'heure actuelle, une révision des valeurs de recommandations en vigueur.

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 et qui étaient auparavant appelées streptocoques du groupe D. En pratique, les termes entérocoques, streptocoques fécaux, Enterococcus et entérocoques intestinaux ont été utilisés indistinctement (Bartram et Rees, 2000). Les entérocoques se caractérisent par leur aptitude à répondre aux critères suivants : croissance à des températures variant de 10 à 45 °C, résistance 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., 2005). Ce genre comprend notamment les espèces suivantes : E. faecalis, E. faecium, E. durans, E. hirae, E. gallinarum et E. avium.

E. faecalis et E. faecium s'observent en quantités importantes dans les excréments humains et animaux et, avec E. durans, ont été signalés comme étant les espèces les plus fréquemment observées dans les milieux aquatiques pollués (Bartram et Rees, 2000). E. gallinarum et E. avium sont présents en grand nombre dans les excréments animaux, mais ils ne sont pas associés exclusivement à la présence de matières fécales d'origine animale.

Les entérocoques répondent de près à nombre des critères des bons indicateurs de la contamination fécale des eaux récréatives. Beaucoup d'espèces de ce groupe se trouvent en grand nombre dans les excréments humains et animaux. Les entérocoques ne sont pas présents normalement dans les eaux non polluées et sont généralement considérés comme incapables de se développer dans les eaux récréatives (Ashbolt et coll., 2001). Comparativement à d'autres indicateurs (p. ex. E. coli et les coliformes thermotolérants), les entérocoques présentent une résistance plus grande au stress environnemental dans les eaux récréatives - par exemple, le rayonnement solaire et la salinité. Ils se montrent également plus résistants aux techniques de traitement des eaux usées, et notamment à la chloration. On a également démontré l'existence d'une corrélation étroite entre la concentration d'entérocoques dans l'eau de mer et le risque de maladies gastro-intestinales chez les baigneurs (Cabelli, 1983; Kay et coll., 1994).

On avait recours par le passé à un ratio des concentrations de coliformes thermotolérants aux concentrations de streptocoques fécaux pour chercher à déterminer l'origine des contaminations bactériennes (Geldreich, 1976; Clausen et coll., 1977). On considérait qu'un ratio égal ou supérieur à 4 était indicatif d'une contamination d'origine humaine, et qu'un ratio plus bas traduisait une contamination d'origine animale. Toutefois, étant donné les différences du temps de survie reconnues depuis entre ces deux groupes de bactéries dans l'environnement et la variabilité des méthodes de numération employées, l'utilisation de ce ratio a depuis été jugée imprécise (Ashbolt et coll., 2001; APHA et coll., 2005) et n'est donc plus recommandée. Pour en savoir plus sur le dépistage des sources de pollution fécale, consulter la section 10.0 (Dépistage des sources de pollution fécale).

Présence dans le milieu aquatique

On trouve régulièrement des entérocoques dans les eaux douces et marines récréatives qui, d'après ce qu'on en sait, sont exposées à des sources humaines ou animales de pollution fécale. Ces organismes sont présents en grand nombre dans les excréments humains et animaux, où leurs concentrations peuvent atteindre de 106 à 107 cellules/g (Sinton, 1993; Edberg et coll., 2000). Globalement, on pense que leurs concentrations dans les excréments et les déchets urbains sont de 1 à 3 fois moins élevées que celles d'E. coli (Sinton, 1993; Edberg et coll., 2000). Des études de la flore fécale humaine mentionnées par Leclerc et coll. (2001) donnent à conclure que les espèces du genre Enterococcus pourraient être détectées dans les excréments de 100% des sujets testés.

Plusieurs études indiquent par ailleurs que la survie des entérocoques pourrait être prolongée dans les sédiments dulcicoles ou marins (Davies et coll., 1995; Desmarais et coll., 2002; Ferguson et coll., 2005). On croit que ces milieux offrent des conditions plus favorables de température et de concentration de nutriments que les eaux récréatives adjacentes. D'autres études font état de l'aptitude des entérocoques à survivre dans des milieux riches en matières organiques qui, d'après ce qu'on en sait, ne sont pas associés à une contamination fécale, comme les amas d'algues vertes Cladophora (Whitman et coll., 2003).

Peu d'enquêtes ont été publiées au Canada sur la distribution des entérocoques dans le milieu marin. Gibson et Smith (1988) ont cherché à déterminer la distribution des entérocoques sur 26 plages marines de la région de Vancouver. Cette étude démontre que 1,6 % des résultats auraient dépassé la recommandation de 35/100 mL fixée pour la moyenne géométrique des concentrations de ces organismes. En 1988, le Ministère de la Santé et des Services communautaires du Nouveau-Brunswick (1989) a mesuré les concentrations d'entérocoques sur huit plages marines du détroit de Northumberland, au Nouveau-Brunswick. Les niveaux globaux d'entérocoques étaient faibles, avec une moyenne géométrique de 3,5/100 mL. Les résultats de l'étude ont montré que les entérocoques étaient absents dans 60 % des échantillons.

Association avec les pathogènes

Les entérocoques sont considérés comme de bons indicateurs de la présence de bactéries pathogènes entériques. Une étude d'échantillons d'eau de surface prélevés en divers endroits des bassins versants du sud de la Californie a permis de constater qu'ils présentent une bonne valeur prédictive avec la méthode de détection des souches de STEC fondée sur la réaction en chaîne de la polymérase (PCR) (Yanko et coll., 2004). On a signalé qu'à une concentration supérieure à 100 NPP (nombre le plus probable)/100 mL, la probabilité de détection du STEC s'établissait à environ 60-70 %.

Les entérocoques sont des indicateurs un peu moins efficaces de la présence des virus et des protozoaires entériques pathogènes. Un certain nombre d'études font état de l'absence de rapport entre les concentrations d'entérocoques et la présence de virus humains dans les eaux de surface (Griffin et coll., 1999; Schvoerer et coll., 2000, 2001; Jiang et coll., 2001; Jiang et Chu, 2004).

Les entérocoques sont considérés comme les meilleurs indicateurs disponibles de la qualité des eaux marines à vocation récréative (Pruss, 1998; OMS, 1999; Wade et coll., 2003). Leur détection signale la contamination fécale de l'eau et, de ce fait, la présence possible de bactéries, virus ou protozoaires fécaux pathogènes. Les virus et protozoaires entériques pathogènes humains d'origine fécale peuvent survivre longtemps en eaux marines. Même si des numérations élevées d'entérocoques peuvent indiquer la présence possible de virus et de protozoaires pathogènes, il n'est pas certain, à l'opposé, que l'absence d'entérocoques signifie que ces pathogènes sont également absents.

La combinaison d'une surveillance régulière de la présence des entérocoques et de mesures, procédures et outils qui, collectivement, réduisent le risque d'exposition des baigneurs à la contamination fécale dans les eaux à vocation récréative constitue le moyen le plus efficace de protéger la santé des usagers de ces eaux.

Recommandations utilisées par d'autres pays ou d'autres organisations

Les paramètres et les recommandations définis par d'autres gouvernements et des organisations internationales dans le monde entier relativement aux organismes indicateurs de contamination fécale en eaux marines (Tableau 3 ci-dessous) ont été examinés pour rédiger l'édition révisée de ce document.

Tableau 3. Recommandations pour les concentrations indicatrices de matières fécales dans les eaux marines à vocation récréative définies par d'autres pays ou d'autres organisations
Pays ou organisation Indicateur d'eaux marines Paramètres et recommandations Référence
U.S. EPANote de bas de page a Entérocoques
  • Moyenne géométrique de la concentration :
    35/100 mL
  • Concentration maximale dans un seul échantillonNote de bas de page b :
    104/100 mL
U.S. EPA, 2002
OMS Entérocoques intestinaux 95e centile/100 mL :
A : ≤40
B : 41-200
C : 201-500
D: > 500
OMS, 2003a
Australie Entérocoques intestinaux 95e centile/100 mL :
A : ≤40
B : 41-200
C : 201-500
D : > 500
NHMRC, 2008
Union européenne Entérocoques intestinaux
  • 95e centile/100 mL :
    Excellente : 100/100 mL
    Bonne : 200/100 mL
  • 90e centile/100 mL :
    Acceptable : 185/100 mL
UE, 2006
E. coli
  • 95e centile/100 mL :
    Excellente : 250/100 mL
    Bonne : 5000/100 mL
  • 90e centile/100 mL :
    Acceptable : 500/100 mL
Études épidémiologiques connexes

Les études épidémiologiques initiales de l'U.S. EPA dans des eaux marines à vocation récréative (Cabelli, 1983) mesuraient les concentrations d'organismes indicateurs de contamination fécale (coliformes totaux, coliformes thermotolérants fécaux, E. coli, entérocoques) dans les eaux de baignade, et les comparaient avec les incidences de maladies associées à la baignade signalées les jours où les échantillons avaient été recueillis. Des taux statistiquement significatifs de maladies gastro-intestinales ont été observés chez les individus se baignant dans des eaux considérées comme étant plus contaminées sur le plan fécal. S'agissant des symptômes non liés aux maladies gastro-intestinales, aucune différence statistiquement significative n'a été constatée. À des fins d'analyse des données, un graphe a été tracé, pour chacun des indicateurs, mettant en relation l'incidence pour 1 000 personnes de symptômes gastro-intestinaux associés à la baignade saisonnière et la concentration saisonnière moyenne de l'indicateur de matières fécales par 100 mL. On a ensuite utilisé des analyses de corrélation et de régression pour déterminer les coefficients de corrélation et la pente de l'équation de régression linéaire pour chacun des indicateurs. Le meilleur coefficient de corrélation (r) a été obtenu avec les entérocoques (r = 0,75). L'équation de régression suivante a été produite pour les données relatives aux entérocoques :

L'équation utilisée pour calculer le taux de maladies gastro-intestinales à partir des concentrations des entérocoques

L'équation utilisée pour calculer le taux de maladies gastro-intestinales à partir des concentrations des entérocoques
Description de l'équation utilisée pour calculer le taux de maladies gastro-intestinales à partir des concentrations des entérocoques - Équivalent textuel
Pour les eaux marines, le risque saisonnier d'attraper des maladies gastro-intestinales (y) est calculé en ajoutant la valeur de l'ordonnée à l'origine de la droite de régression (0,20) au produit de la pente de cette droite (12,17) par le logarithme de la moyenne géométrique saisonnière de la concentration des entérocoques.

Plusieurs études épidémiologiques ont été réalisées en eau marine depuis l'élaboration des Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada (Cheung et coll., 1990; Alexander et coll., 1992; von Schirnding et coll., 1992; Corbett et coll., 1993; Harrington et coll., 1993; Kay et coll., 1994; Kueh et coll., 1995; Marino et coll., 1995; Fleisher et coll., 1996; van Dijk et coll., 1996; McBride et coll., 1998; Haile et coll., 1999; Prieto et coll., 2001). Toutes ont confirmé l'existence d'un rapport entre l'exposition aux milieux aquatiques marins de qualité variable et la manifestation des symptômes de maladies d'origine hydrique chez les baigneurs. Les résultats les plus importants viennent d'un programme d'études épidémiologiques randomisées et contrôlées réalisées sur des plages côtières du Royaume-Uni (Kay et coll., 1994; Fleisher et coll., 1996). Ces études ont été conçues pour combler certaines des lacunes perçues du protocole classique d'étude des plages retenu pour nombre d'études antérieures. Le schéma expérimental contrôlé randomisé a pour caractéristique principale d'assurer une distribution plus aléatoire des sujets entre les groupes qui pratiquent ou non la baignade, et d'assurer une surveillance plus serrée de la qualité de l'eau à laquelle s'exposent les baigneurs. On a constaté que de tous les indicateurs fécaux contrôlés, seules les concentrations de streptocoques fécaux mesurées à hauteur de poitrine laissaient constater un rapport significatif avec l'incidence des maladies gastro-intestinales et celle des maladies respiratoires chez les baigneurs. Les auteurs ont également signalé l'existence de seuils possibles d'un risque accru de gastro-entérite à une concentration de 32 streptocoques fécaux/100 mL et d'un risque accru de maladies respiratoires à une concentration de 60 streptocoques fécaux/100 mL. Dans le cadre d'autres études, McBride et coll. (1998) ont fait état d'un risque accru de maladies respiratoires, correspondant à une hausse des concentrations d'entérocoques, chez les baigneurs sur des plages de Nouvelle-Zélande. Cheung et coll. (1990) ont établi une corrélation modérée (r = 0,63) entre les concentrations d'entérocoques et les taux de maladies gastro-intestinales hautement crédibles (HCGI) et de symptômes cutanés combinés sur des plages côtières à Hong Kong; cette corrélation était toutefois moins forte que celle observée avec E. coli (r = 0,73).

Quelques-unes des études épidémiologiques se sont penchées sur les effets sanitaires d'activités récréatives autres que la baignade, par exemple le surf (Gammie et Wyn-Jones, 1997; Dwight et coll., 2004). Les données liant la qualité de l'eau aux maladies découlant de ces activités sont moins concluantes. Malgré tout, les études tendent à conclure que les maladies gastro-intestinales sont les problèmes de santé les plus fréquemment signalés dans le cadre de ce type d'activité et que les facteurs liés au risque de maladie comprennent la qualité de l'eau et la fréquence de l'immersion et de l'ingestion d'eau.

Plusieurs examens de résultats d'études épidémiologiques ont également été publiés. En 1998, l'OMS (Pruss, 1998) a publié un examen complet des résultats de l'ensemble des études épidémiologiques réalisées de 1953 à 1996. Cet examen a donné à conclure que les symptômes gastro-intestinaux étaient ceux qui étaient le plus fréquemment signalés, parmi les problèmes de santé pour lequel on fait état de rapports dose-réponse, et que les indicateurs qui laissaient constater la meilleure corrélation avec ce type de problème étaient les entérocoques dans le cas des eaux marines, et E. coli et les entérocoques pour l'eau douce. L'U.S. EPA a également publié deux examens de la documentation épidémiologique existante portant sur les eaux récréatives. Le premier, publié dans un ouvrage intitulé Implementation Guidance for Ambient Water Quality Criteria for Bacteria (U.S. EPA, 2002), était un examen succinct des enquêtes épidémiologiques réalisées depuis la publication du guide antérieur, en 1986. L'U.S. EPA y concluait que les méthodes épidémiologiques utilisées pour élaborer les critères de la qualité de l'eau de 1986 restaient scientifiquement valides et qu'aucun nouveau principe scientifique n'avait été établi qui aurait justifié une révision des recommandations en vigueur. Plus récemment, Wade et coll. (2003) ont réalisé une méta-analyse de l'ensemble des données épidémiologiques publiées depuis 1950 et liant les indicateurs microbiologiques de la qualité des eaux récréatives à l'incidence des maladies gastro-intestinales chez les baigneurs. Les auteurs ont conclu que dans les études sur les eaux marines, les entérocoques et, à un degré moindre, E. coli, constituent les prédicteurs les plus fiables de maladies gastro-intestinales. De plus, ils ont observé que les risques indiqués de maladies gastro-intestinales à des concentrations d'entérocoques inférieures aux normes actuelles de l'U.S. EPA n'étaient pas statistiquement significatifs, tandis que les valeurs supérieures à ces normes étaient élevées et statistiquement significatives.

L'U.S. EPA et les CDC effectuent actuellement des études épidémiologiques sur des plages d'eau douce et marine dans le cadre de l'étude NEEAR. Ces études ont pour but d'étayer l'élaboration de nouvelles recommandations ayant trait à la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives (U.S. EPA, 2002; Dufour et coll., 2003), ainsi que d'examiner les nouveaux indicateurs de la qualité de l'eau et les méthodes rapides de contrôle de la qualité de l'eau. La collecte de données pour ces études a été achevée en 2010.

Sommaire

En s'appuyant sur l'ensemble des données disponibles, le groupe des entérocoques demeure le meilleur indicateur de contamination fécale dans les eaux marines utilisées à des fins récréatives. Pour résumer :

  1. Les valeurs de la recommandation sont fondées sur l'analyse des données épidémiologiques reliant les concentrations d'entérocoques dans les eaux marines récréatives à l'incidence, chez les baigneurs, de maladies gastro-intestinales associées à la baignade. Elles sont le résultat de décisions de gestion du risque fondées sur l'évaluation des risques sanitaires chez les personnes qui participent à des activités aquatiques récréatives et prennent en considération les avantages considérables que procurent ces dernières, tant sur le plan de la santé que de la détente.
  2. Les entérocoques sont les organismes qui répondent le mieux aux critères de l'indicateur idéal de contamination fécale des eaux marines à vocation récréative. Leur détection suggère une contamination fécale de l'eau et donc la présence possible de bactéries, virus ou protozoaires fécaux pathogènes.
  3. L'utilisation d'indicateurs aux fins de l'évaluation de la qualité des eaux récréatives comporte certaines limites. La présence de pathogènes fécaux dans les eaux récréatives dépend de nombreux facteurs; elle peut être variable et sporadique. L'absence d'entérocoques ne signifie pas nécessairement qu'il n'existe pas dans l'eau d'autres microorganismes entériques pathogènes.
  4. La combinaison d'une surveillance régulière de la présence d'entérocoques et de mesures, procédures et outils qui, collectivement, réduisent le risque d'exposition des baigneurs à la contamination fécale dans les eaux à vocation récréative constitue le moyen le plus efficace de protéger la santé des usagers de ces eaux.

4.2 Conseils concernant les eaux destinées aux 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. Compte tenu de l'intérêt croissant des autorités pour une distinction entre activités de contact primaire et activités de contact secondaire, il a été décidé de commencer par inclure dans la présente édition des Recommandations des conseils relatifs à la concentration des indicateurs de contamination fécale pour les activités de contact secondaire, indépendamment des conseils fournis en la matière pour les activités de contact primaire.

Les activités récréatives traditionnellement considérées comme des activités de contact secondaire (p. ex. le canotage ou la pêche) impliquent des degrés d'exposition très différents de ceux associés aux activités de contact primaire. On suppose que la probabilité d'ingérer de l'eau, et donc d'être exposé à un risque de présenter ultérieurement des maladies gastro-intestinales, est plus faible durant une activité récréative de contact secondaire, ce risque subsistant toutefois à un certain degré. L'immersion involontaire met tout le corps en contact avec l'eau, et les éclaboussures peuvent donner lieu à différents scénarios d'exposition. On pense que les maladies cutanées et, peut-être, celles qui affectent les muqueuses des yeux ou des oreilles pourraient jouer un rôle relativement plus grand dans le cas des activités de contact secondaire (U.S. EPA, 2002). L'inhalation peut également devenir une voie d'exposition importante pendant les activités de contact secondaire dans les endroits où l'eau est pulvérisée.

Les risques possibles de maladies liées aux activités récréatives de contact secondaire en milieu aquatique n'ont pas fait l'objet de beaucoup de travaux. Dans une étude examinant la relation entre la qualité de l'eau et les maladies contractées au cours d'activités de canotage ou d'aviron, Fewtrell et coll. (1994) ont indiqué l'absence de différences significatives entre le groupe exposé et le groupe non exposé. La grande masse des recherches épidémiologiques sur l'utilisation des eaux récréatives et sur les risques de contracter une maladie a été produite dans un contexte d'activités de contact primaire. En conséquence, on ne dispose pas de données épidémiologiques suffisantes permettant de calculer des valeurs limites précises des indicateurs de contamination fécale fondées sur des critères sanitaires et ayant pour objectif de protéger les usagers participant à des activités récréatives de contact secondaire d'une exposition à une contamination fécale. Toutefois, il est clair que, à l'occasion de la majorité des activités récréatives de contact secondaire, et en raison d'un niveau prévu d'exposition à l'eau la plupart du temps plus faible, il pourrait y avoir certaines zones aquatiques pour lesquelles une désignation d'utilisation pour des activités de contact secondaire, accompagnée de valeurs distinctes de qualité de l'eau, serait souhaitable et considérée comme acceptable par les autorités locales et régionales.

Lorsqu'on envisage la définition de recommandations indépendantes pour les indicateurs de contamination fécale dans les zones aquatiques exploitées exclusivement pour des usages récréatifs de contact secondaire, il est nécessaire de comprendre clairement les types d'activités qui seront considérées comme entrant dans le cadre de cette description. Dans ses directives pour la sécurité des eaux de baignade relatives aux eaux côtières et aux eaux douces (OMS, 2003a), l'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 de OMS, 2003a) peuvent servir d'indication initiale pour juger si une activité donnée peut être qualifiée d'activité de contact primaire ou secondaire :

  • Activité de contact primaire : Activité 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 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 sportive.

Même en utilisant 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 conviendra de prendre notamment en considération les éléments suivants :

  • La zone aquatique devra 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 s'appliquent.
  • Lorsqu'il est indiqué qu'une zone est réservée uniquement aux activités récréatives de contact secondaire, les matériels de communication devront 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 risque de rendre malade.
  • Il conviendra également de 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.
  • Pour en savoir plus sur l'affichage d'informations dans les zones de loisirs aquatiques, voir la partie I du présent document (Gestion des eaux récréatives).

Les autorités compétentes ont l'obligation de prendre les précautions nécessaires pour protéger la santé et la sécurité de l'ensemble des usagers des eaux récréatives, ainsi que de préserver la meilleure qualité d'eau possible. L'existence de recommandations concernant les activités de contact secondaire ne devrait pas être utilisée comme un mécanisme de rétrogradation du statut d'une zone donnée en réaction à une qualité de l'eau médiocre. Ceci est particulièrement important lorsqu'une évaluation donne à conclure que les recommandations relatives aux activités de contact primaire constituent un objectif réalisable.

En prenant en compte une évaluation des informations disponibles, lorsqu'une zone aquatique est nommément destinée aux activités de contact secondaire (c'est-à-dire lorsque les activités de contact primaire ne constituent pas un usage existant), on pourra multiplier par 5 la moyenne géométrique des concentrations des indicateurs de contamination fécale utilisée pour protéger les usagers s'adonnant à des activités de contact primaire afin de tenter de définir la valeur limite d'un indicateur de contamination fécale pour cette zone. Les valeurs correspondantes pour les concentrations d'E. coli et d'entérocoques seront donc les suivantes :

Opération utilisée pour calculer les valeurs recommandées pour les activités de contact secondaire

Opération utilisée pour calculer les valeurs recommandées pour les activités de contact secondaire
Description de l'opération utilisée pour calculer les valeurs recommandées pour les activités de contact secondaire - Équivalent textuel
Les valeurs recommandées pour E. coli (1000 pour 100 ml) et les entérocoques (175 pour 100 ml) sont calculées en multipliant par 5 la moyenne géométrique des valeurs recommandées pour les activités de contact primaire, qui sont respectivement 200 et 35 pour 100 ml.

Ces valeurs représentent une décision de gestion des risques s'appuyant sur l'évaluation des scénarios d'exposition attendus et des risques sanitaires potentiels pour les usagers des eaux récréatives. Elles visent à permettre aux zones aquatiques indiquées de bénéficier d'une désignation d'adaptation à des activités de contact secondaire lorsque les autorités compétentes locales ou régionales l'estiment opportun, tout en continuant à offrir un certain niveau de protection aux usagers s'adonnant à des activités récréatives de contact secondaire jusqu'à ce que des recommandations basées sur des critères épidémiologiques puissent être calculées. En tenant compte à la fois des risques potentiels pour la santé et des avantages de l'utilisation des eaux à des fins récréatives, le groupe de travail a conclu que l'utilisation de ces valeurs constituait une approche raisonnable pour la protection des usagers qui s'adonnent volontairement à une activité physique. Ces valeurs s'accordent également avec les conseils fournis par d'autres autorités (Saskatchewan Environment, 1997; Alberta Environment, 1999; U.S. EPA, 2002; British Columbia Ministry of Health, 2007; MDDEP, 2007). Les valeurs seront périodiquement révisées ou ajustées à mesure que des données nouvelles ou plus significatives deviendront disponibles.

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 d'informations pour élaborer des valeurs indépendantes relatives aux zones aquatiques utilisées exclusivement pour des activités récréatives de contact secondaire. Les exploitants des zones aquatiques, les fournisseurs de services et les autorités responsables doivent être conscients du fait que ces paramètres pourraient également avoir un effet sur les zones aquatiques destinées exclusivement à une utilisation pour des activités de contact secondaire. Lorsqu'il n'existe pas de consigne pour les activités de contact secondaire, il est recommandé que les valeurs établies par les recommandations et les consignes associées soient appliquées à l'ensemble des eaux à vocation récréative, indépendamment du type d'activités qu'on y pratique.

4.3 Examen d'autres organismes indicateurs potentie

On peut trouver dans les eaux récréatives du Canada une variété de pathogènes. Comme mentionné dans la section précédente, l'évaluation de la qualité des eaux récréatives est la plupart du temps fondée sur des bactéries fécales indicatrices dont la détection signale la présence possible de pathogènes d'origine hydrique transmis par les excréments. À l'heure actuelle, E. coli (eaux douces) et les entérocoques (eaux marines) demeurent les meilleurs indicateurs disponibles pour évaluer la qualité des eaux récréatives puisqu'ils permettent mieux que tous les autres de respecter les critères établis à cette fin.

Néanmoins, les indicateurs actuels ne satisfont pas sans équivoque à l'ensemble des critères de l'indicateur idéal, et les limites de ces deux organismes à cet égard sont bien connues. Nous savons qu'aucun organisme ne pourrait à lui seul remplir l'ensemble des conditions requises pour être considéré comme un indicateur parfait de la qualité des eaux récréatives - c'est-à-dire, qui combinerait les caractéristiques de l'ensemble des pathogènes connus, fournirait des informations sur le degré et la source de la contamination fécale et renseignerait sur les risques de maladies courus par les usagers des eaux récréatives. On estime que cette tâche pourrait nécessiter l'utilisation de plusieurs indicateurs présentant chacun des caractéristiques uniques leur permettant de remplir des rôles particuliers (Ashbolt et coll., 2001).

La définition du terme « indicateur » peut être élargie pour englober l'ensemble de ces fonctions différentes. Les indicateurs peuvent être considérés comme des « indicateurs fécaux » (nous renseignant sur la présence d'une contamination fécale sans nécessairement permettre d'identifier les pathogènes en cause), ou comme des « indicateurs de pathogènes » (nous renseignant sur la présence et le comportement de pathogènes particuliers). On peut en outre subdiviser les indicateurs fécaux en « indicateurs primaires » (nous renseignant sur l'ampleur ou l'étendue de la contamination fécale) et en « indicateurs secondaires » (fournissant des informations sur la source de cette contamination).

La présente section a pour objectif de résumer les connaissances actuelles au sujet des autres microorganismes qui ont été le plus souvent considérés par les experts, chercheurs et décideurs comme des indicateurs potentiels de la qualité des eaux récréatives. Ces organismes sont les Bacteroides spp., le Clostridium perfringens, les coliphages à ARN-F+ et les bactériophages infectant le Bacteroides fragilis. Le tableau 4 résume les caractéristiques des indicateurs recommandés et des autres indicateurs potentiels.

Indicateurs potentiels
Bacteroides spp.

Les bactéroides sont des bacilles Gram négatif et anaérobies stricts. On considère que les bactéries de ce genre sont les plus abondantes dans les excréments humains (Fiksdal et coll., 1985). Les quatre principales espèces - B. fragilis, B. vulgatus, B. distasonis et B. thetaiotaomicron - peuvent atteindre des concentrations de l'ordre de 1010 cellules/g d'excréments (Kator et Rhodes, 1994), soit de 100 à 1 000 fois plus que les concentrations d'E. coli (Slanetz et Bartley, 1957; Holdeman et coll., 1976; Fiksdal et coll., 1985). Selon certaines études, les espèces de Bacteroides atteindraient des concentrations beaucoup moins élevées (inférieures de 105 à 1010 fois) chez les animaux (Allsop et Stickler, 1985; Kator et Rhodes, 1994), mais on a mesuré des concentrations plus élevées chez certaines espèces comme les animaux de compagnie et les goélands (107-108 ufc/g) (Allsop et Stickler, 1985).

Étant donné leurs fortes concentrations dans les excréments humains, les Bacteroides ont longtemps été considérés comme des indicateurs potentiels de contamination fécale. Cependant, les difficultés posées par la culture de ces bacilles anaérobies a découragé leur utilisation dans les études (Kreader, 1995; Bernhard et Field, 2000a). Toutefois, les progrès récents de la biologie moléculaire ont levé cette difficulté. Les chercheurs ont mis au point des tests fondés sur la réaction en chaîne de la polymérase (PCR) qui permettent la détection de marqueurs génétiques des Bacteroides (humains et bovins) particuliers au genre ou à l'espèce dans les excréments. Dans ce cas, la présence des marqueurs génétiques est considérée comme indiquant la présence de cellules de Bacteroides.

Les méthodes d'identification des Bacteroides par PCR se sont montrées utiles pour la détection de la pollution fécale dans les échantillons d'eau contaminée (Kreader, 1998; Bernhard et Field, 2000b; Field et coll., 2003). Des méthodes de PCR quantitatives (PCRQ) ont également été mises au point pour la numération en temps quasi réel des Bacteroides spp. dans les eaux récréatives (Fung, 2004; Seurinck et coll., 2005; Wade et coll., 2006). L'U.S. EPA a inclus le contrôle par PCRQ des Bacteroides dans les études de son étude NEEAR (Wade et coll., 2006).

La détection des marqueurs génétiques de Bacteroides dans les eaux récréatives constitue une avenue de recherche relativement récente. Les études réalisées à ce jour sur l'analyse de ces marqueurs relativement aux indicateurs fécaux, aux pathogènes fécaux ou aux taux observés de maladie chez les baigneurs restent rares. Wade et coll. (2006) ont rapporté une association positive, mais ténue, entre la présence des Bacteroides et les maladies gastro-intestinales chez les baigneurs fréquentant l'une des deux plages d'eau douce examinées à l'occasion de l'étude NEEAR. Les auteurs font état à cet égard d'un problème de sensibilité de la méthode PCRQ (Wade et coll., 2006).

Les avantages constatés de l'utilisation des Bacteroides en guise d'indicateurs primaires de contamination fécale comprennent notamment leurs concentrations élevées dans les excréments humains et les eaux usées, l'incapacité du bacille à se développer dans le milieu naturel et la persistance considérable des marqueurs ADN dans l'environnement. Ses inconvénients comprennent les concentrations plus faibles mesurées dans les excréments animaux, les lacunes actuelles des données concernant l'utilisation de ces bacilles comme indicateurs (indicateurs primaires, indicateurs de pathogènes ou indicateurs de maladies associées à la baignade) et les défis que posent les méthodes d'analyse (coût élevé, exigences techniques, problèmes de sensibilité).

Les informations recueillies à ce jour donnent à penser que les marqueurs Bacteroides pourraient jouer un rôle important comme indicateurs secondaires de contamination fécale en fournissant des informations sur les sources possibles des matières fécales.

Clostridium perfringens

Le C. perfringens est un bacille Gram positif sporulé et anaérobie qui s'observe habituellement dans les excréments humains et animaux (Bisson et Cabelli, 1980). Les espèces de Clostridium peuvent former des spores protectrices qui leur permettent de résister aux stress environnementaux et de persister ainsi dans l'environnement pendant de longues périodes.

Le C. perfringens a été considéré depuis la fin du XIXe siècle comme un indicateur utile de la qualité sanitaire de l'eau (Ashbolt et coll., 2001). L'intérêt manifesté pour l'utilisation de ce bacille comme indicateur de la qualité des eaux récréatives découle de recherches effectuées dans l'État d'Hawaii. Des chercheurs de cet État avaient observé que de nombreux échantillons d'eau et de sol qu'on ne croyait pas exposés à une source connue de pollution fécale présentaient des concentrations de coliformes fécaux et d'E. coli supérieures aux normes de la qualité de l'eau en vigueur (Fujioka et Shizumura, 1985). On a aussi constaté que les concentrations de C. perfringens dans les eaux recevant des rejets d'eaux usées étaient régulièrement plus élevées que celles mesurées dans les eaux non touchées (Fujioka et Shizumura, 1985). Les chercheurs ont par la suite conclu que le C. perfringens était un indicateur de contamination fécale plus fiable pour les eaux d'Hawaii. On a depuis avancé que cette situation pourrait se présenter dans d'autres régions tropicales des États-Unis (U.S. EPA, 2001b). À l'heure actuelle, Hawaii est la seule entité politique connue à inclure le C. perfringens au nombre des indicateurs utilisés aux fins de la surveillance de la qualité des eaux récréatives (Anonyme, 1996).

La concentration de C. perfringens dans les excréments humains et animaux est beaucoup moins élevée que celle d'E. coli ou des entérocoques (Wright, 1982). Les données publiées indiquent que le C. perfringens ne serait détecté que dans une proportion faible à modérée des échantillons d'excréments humains (13-35 %) et que ses concentrations atteindraient en moyenne environ 103 cellules/g (Ashbolt et coll., 2001). Des concentrations plus élevées du bacille ont été signalées dans les eaux usées (Fujioka et Shizumura, 1985). Sa présence a été détectée dans les excréments d'un grand nombre d'espèces animales, y compris des oiseaux, des mammifères, des reptiles et des amphibiens (Conboy et Goss, 2003). On en a enfin détecté de grandes quantités dans les excréments de quelques espèces particulières, dont le chien (108 cellules/g), le chat (107 cellules/g) et le mouton (105 cellules/g) (Ashbolt et coll., 2001). Le C. perfringens n'est pas associé exclusivement aux excréments; c'est un microorganisme commun dans le sol (Toranzos, 1991).

Les enquêtes sur la qualité de l'eau réalisées sur les côtes de la Floride ont révélé qu'il n'existe pas de bonne corrélation entre les concentrations de C. perfringens et celles des bactéries fécales indicatrices (Griffin et coll., 1999; Lipp et coll., 2001), ni avec la présence de virus entériques (Griffin et coll., 1999). De plus, on a démontré que les C. perfringens sont en général présents en concentrations moindres que les entérocoques ou le groupe des coliformes fécaux dans la colonne d'eau, mais qu'ils sont sensiblement plus nombreux que ces deux types d'indicateurs dans les sédiments sous-jacents (Lipp et coll., 2001). Dans une étude portant sur la présence des indicateurs et des pathogènes dans un échantillon de lacs et de cours d'eau du sud-ouest de la Finlande, Hörman et coll. (2004) ont fait état de l'existence d'une corrélation positive entre la présence de C. perfringens et la détection d'un ou de plusieurs autres pathogènes analysés (Cryptosporidium, Giardia, Campylobacter et norovirus). Toutefois, l'absence de C. perfringens ne semblait pas être un gage très sûr de l'absence d'autres pathogènes dans les échantillons.

Plusieurs études épidémiologiques qui se penchaient sur les rapports entre la qualité de l'eau et l'incidence des maladies chez les baigneurs ont inclus le C. perfringens parmi les indicateurs examinés (Cabelli, 1983; Harrington et coll., 1993; Kueh et coll., 1995; Lee et coll., 1997; Wiedenmann et coll., 2006). Cabelli (1983) a fait état d'une faible corrélation entre les densités de C. perfringens et l'incidence des maladies gastro-intestinales aiguës chez les baigneurs lors des études épidémiologiques originales réalisées par l'U.S. EPA sur des plages marines au cours des années 1970. Kueh et coll. (1995) ont constaté une corrélation positive, mais faible, entre l'incidence des cas de gastro-entérite chez les baigneurs et la présence de C. perfringens sur deux plages marines de Hong Kong. Wiedenmann et coll. (2006) ont fait état d'un rapport entre la présence de C. perfringens et l'incidence des cas de gastro-entérite chez les baigneurs lors d'une étude épidémiologique contrôlée et randomisée réalisée sur des plages d'eau douce allemandes. On a mesuré une NOAEL de 13 C. perfringens/100 mL pour diverses définitions des maladies gastro-intestinales.

Le C. perfringens a notamment pour avantages d'être incapable de se développer dans l'environnement et de pouvoir survivre plus longtemps que les pathogènes fécaux d'origine hydrique. Les progrès réalisés au chapitre des méthodes de culture (Adcock et Saint, 2001) ont permis de faciliter sa détection - un problème qui entravait auparavant l'utilisation de ce microorganisme comme indicateur de la qualité de l'eau.

Ce bacille présente par contre un certain nombre d'inconvénients : il n'est pas spécifique aux matières fécales; il n'atteint pas dans les excréments des concentrations aussi élevées que les autres bactéries indicatrices; sa détection dépend étroitement de la source de contamination; sa présence n'indique pas nécessairement une contamination récente (étant donné la longue persistance des spores dans l'environnement), et il n'existe aucune preuve épidémiologique d'un lien quelconque entre les concentrations de C. perfringens et le risque de contracter une maladie associée à la baignade.

Le C. perfringens pourrait être un meilleur indicateur de l'efficacité des procédés de traitement de l'eau potable (Bisson et Cabelli, 1980; Payment et Franco, 1993) ou des apports intermittents ou cumulés d'eaux usées dans le milieu (Sorensen et coll., 1989; Hill et coll., 1993; Lisle et coll., 2004). À l'heure actuelle, ce bacille semble répondre plus utilement au rôle d'indicateur de pathogènes, ou peut-être à celui d'indicateur secondaire de contamination fécale.

Coliphages à ARN-F+

Les coliphages sont des bactériophages (virus infectant uniquement les bactéries) qui s'attaquent spécifiquement aux cellules d'E. coli. Pour justifier l'étude des coliphages en tant qu'indicateurs possibles de contamination fécale, on précise que ces virus sont ceux qui ressemblent le plus aux virus entériques par leurs caractéristiques physiques, leur persistance dans l'environnement et leur résistance à la désinfection, comparativement aux indicateurs bactériens traditionnels de contamination fécale. Leur numération est par ailleurs moins coûteuse et plus facile que celle des virus humains. Enfin, comme ils n'infectent théoriquement que les cellules d'E. coli, on pense que leur détection serait suffisamment indicative de la présence d'une contamination fécale.

Il existe deux types principaux de coliphages : les coliphages somatiques et les coliphages spécifiques au mâle (F+). Les premiers infectent les cellules d'E. coli en s'attachant aux lipopolysaccharides, une composante de leurs membranes externes. On a étudié la possibilité d'en faire des indicateurs de la qualité des eaux de baignade (Contreras-Coll et coll., 2002; Vantarakis et coll., 2005; Wiedenmann et coll., 2006), mais on considère qu'ils représentent un groupe moins spécifique que les coliphages F+, et leurs sources et leur comportement sont toujours mal connus. Par comparaison, les coliphages F+ ont fait l'objet d'études beaucoup plus complètes (Duran et coll., 2002).

Les coliphages F+ présentent une spécificité plus grande que les coliphages somatiques : ils infectent les cellules d'E. coli couvertes de F-pili - structures tubulaires codées par un F-plasmide et qui permettent l'établissement de connexions entre les cellules aux fins du transfert de matériel génétique (Singleton et Sainsbury, 1997; Scott et coll., 2002). Ces F-pili servent de sites d'attachement des phages.

Les coliphages F+ comprennent les coliphages à ARN-F+ et les coliphages à ADN-F+. Les premiers ressemblent davantage aux virus humains qui peuvent être transmis par l'eau et ont donc fait l'objet d'une attention particulière (Sobsey, 2002). En utilisant des méthodes immunologiques ou génétiques, on peut subdiviser ce groupe en quatre sérogroupes ou génogroupes distincts. Des études ultérieures de dépistage des sources ont laissé conclure que la présence d'un sous-groupe particulier peut aider à distinguer la source de contamination fécale (Havelaar et coll., 1990; Brion et coll., 2002; Schaper et coll., 2002b; Cole et coll., 2003). En général, les groupes II et III semblent être associés de près à la contamination fécale d'origine humaine (c'est-à-dire, les eaux usées domestiques ou municipales), tandis que le groupe IV serait lié principalement à la contamination fécale d'origine animale et aux déchets animaux; le groupe I a été isolé à partir de matières fécales et de déchets à la fois humains et animaux (Scott et coll., 2002; Sobsey, 2002).

Les coliphages à ARN-F+ ne sont pas toujours présents dans les excréments humains et lorsqu'ils le sont, leur nombre est souvent limité (Havelaar et Pot-Hogeboom, 1988; Havelaar et coll., 1990; Luther et Fujioka, 2004). D'autres chercheurs ont également fait état de fréquences d'isolation réduites à partir d'échantillons de boues ou d'eaux usées contaminées par des déchets d'installations septiques (Calci et coll., 1998; Griffin et coll., 1999). On a également signalé une faible fréquence d'isolation parmi les échantillons d'excréments animaux (Calci et coll., 1998; Luther et Fujioka, 2004). Enfin, on a fait état de nombres sensiblement plus élevés de coliphages à ARN-F+ dans les eaux usées (Contreras-Coll et coll., 2002; Lucena et coll., 2003).

Sinton et coll. (1999) ont établi le degré comparatif de survie de divers organismes indicateurs dans l'eau de mer polluée (par des eaux usées) pendant des expériences d'inactivation par rayonnement solaire (conditions estivales simulées), par ordre décroissant d'importance : coliphages somatiques > phages à ARN-F+ > entérocoques > E. coli. La persistance dans l'environnement varie sensiblement entre les groupes de coliphages à ARN-F+ (Brion et coll., 2002; Schaper et coll., 2002a; Sobsey, 2002; Long et Sobsey, 2004). En règle générale, on a constaté que les phages du groupe I sont les plus persistants, suivis dans l'ordre des phages des groupes II, III et IV (Brion et coll., 2002; Schaper et coll., 2002a; Long et Sobsey, 2004).

Les données concernant le degré de fiabilité des coliphages à ARN-F+ en tant qu'indicateurs de la pollution fécale dans les eaux naturelles sont contradictoires. Havelaar et coll. (1993) et Ballester et coll. (2005) ont indiqué que les concentrations de coliphages à ARN-F+ étaient plus étroitement corrélées avec les concentrations d'entérovirus infectieux et de virus entériques que les coliformes fécaux ou les entérocoques dans les eaux naturelles. Ils soulignent cependant que dans certains cas, les virus ont été isolés en l'absence de coliphages, et vice versa (Havelaar et coll., 1993). Griffin et coll. (1999) ont démontré que les coliphages (somatiques et à ARN-F+) étaient de piètres indicateurs de la présence de virus entériques dans l'eau des canaux des Keys de la Floride. Jiang et Chu (2004) concluent qu'il n'existe aucun rapport apparent entre la détection des génomes des adénovirus, des entérovirus et du virus de l'hépatite A (HAV) et les concentrations de coliphages spécifiques au mâle à la suite d'une étude de la contamination virale d'origine humaine des eaux de cours d'eau et de zones côtières du sud de la Californie.

Selon Grabow (2001), on ne saurait s'attendre à une corrélation directe entre le nombre de coliphages et le nombre de virus entériques dans les milieux aquatiques puisque les coliphages sont excrétés continuellement par un certain pourcentage de la population humaine tandis que les virus entériques sont excrétés surtout pendant les infections, qui peuvent être intermittentes et saisonnières.

Certaines informations ont été recueillies concernant le rapport entre les concentrations de coliphages et les taux de maladies associées à la baignade. Lee et coll. (1997) font état d'un lien significatif entre la concentration de coliphages à ARN-F+ et la déclaration de symptômes gastro-intestinaux chez des adeptes du canotage et du rafting ayant participé à un cours de canotage en eau douce artificielle au Royaume-Uni. D'autres chercheurs ont inclus les coliphages dans un groupe d'indicateurs potentiels examinés lors d'études épidémiologiques (von Schirnding et coll., 1992; Marino et coll., 1995; McBride et coll., 1998; van Asperen et coll., 1998); ils n'ont toutefois observé aucune corrélation significative.

Les avantages des phages à ARN-F+ en tant qu'indicateurs possibles de contamination fécale comprennent les similitudes observées avec les virus entériques humains, des preuves solides d'une association exclusive avec les matières fécales humaines et animales, une inaptitude apparente à se répliquer dans l'environnement et des applications possibles dans l'identification des sources de contamination fécale. Leurs inconvénients comprennent l'incidence des sources de contamination sur leur présence, les taux de survie différents des divers groupes de phages et l'absence d'un rapport démontré avec la présence de virus entériques ou les taux de maladies associées à la baignade.

Les coliphages à ARN-F+ semblent constituer des indicateurs plus utiles d'une contamination par les eaux usées que d'une contamination fécale en général. À l'heure actuelle, ils semblent offrir des possibilités plus intéressantes comme indicateurs de pathogènes ou comme indicateurs secondaires, par opposition aux indicateurs primaires de contamination fécale.

Bactériophages de Bacteroides fragilis

L'utilisation des bactériophages de B. fragilis comme indicateurs potentiels de contamination fécale s'appuie sur la théorie selon laquelle cet organisme pourrait combiner certaines des propriétés souhaitables attribuées au groupe des coliphages et aux Bacteroides spp. : la possibilité d'être présents en très grand nombre dans les matières fécales et des caractéristiques de survie plus représentatives des virus entériques.

Malgré les fortes concentrations de B. fragilis dans les excréments humains, les phages de cette bactérie ont été isolés plutôt rarement et en nombre moindre à partir des excréments humains (Tartera et Jofre, 1987; Grabow et coll., 1995). Les rapports publiés établissent le pourcentage des échantillons humains à partir desquels des phages de B. fragilis ont été isolés entre 10 et 28 % (Tartera et Jofre, 1987; Grabow et coll., 1995; Puig et coll., 1999; Gantzer et coll., 2002). On a démontré que l'isolation de phages à partir d'excréments humains ou animaux dépendait largement de la souche de la bactérie hôte utilisée aux fins de la récupération (Tartera et Jofre, 1987; Puig et coll., 1999). Des méthodes moléculaires de détection des bactériophages de B. fragilis font actuellement l'objet d'études; elles devraient éliminer nombre des difficultés associées aux méthodes actuelles de récupération (Puig et coll., 2000).

On a isolé régulièrement des phages de B. fragilis à partir d'échantillons d'eaux usées; toutefois, les concentrations mesurées (< 10-105 phages/100 mL) sont souvent inférieures à celles obtenues dans le cas des coliphages somatiques et des coliphages à ARN-F+ (Puig et coll., 1999; Contreras-Coll et coll., 2002; Lucena et coll., 2003). Tartera et Jofre (1987) signalent avoir détecté des phages de B. fragilis dans tous les échantillons d'eau et de sédiments prélevés dans des cours d'eau très pollués (101-105 unités formant plages [ufp]/100 mL), mais pas dans des échantillons prélevés dans des zones non considérées comme exposées à une pollution par les eaux usées. Dans une étude plus récente portant sur la présence et sur les concentrations de phages de B. fragilis dans les eaux de baignade d'un bout à l'autre de l'Europe, Contreras-Coll et coll. (2002) ont fait état d'une concentration médiane de phages très inférieure à 10 ufp/100 mL, 95 % des échantillons présentant une concentration inférieure à 102 ufp/100 mL. Lucena et coll. (2003) ont obtenu des résultats semblables lors d'une étude d'échantillons d'eau prélevés dans des cours d'eau d'Europe et d'Amérique du Sud.

Aucune corrélation n'a été observée entre la concentration des bactéries indicatrices de contamination fécale et les concentrations de phages de B. fragilis dans les eaux récréatives (Tartera et coll., 1989; Contreras-Coll et coll., 2002; Lucena et coll., 2003). Certaines études ont donné à conclure que les phages de B. fragilis pourraient constituer des indicateurs fiables de la contamination virale des eaux usées traitées (Gantzer et coll., 1998) ainsi que des mollusques et des crustacés (Hernroth et coll., 2002; Formiga-Cruz et coll., 2003). Toutefois, les informations publiées étudiant le rapport direct entre la présence et les concentrations de virus entériques et celles des phages de B. fragilis dans les eaux récréatives restent limitées à ce jour. Dans une étude portant sur des échantillons d'eau de cours d'eau où les eaux usées domestiques étaient considérées comme la source principale de contamination, Tartera et coll. (1989) ont indiqué qu'on pouvait isoler régulièrement des phages de B. fragilis à partir des échantillons dans lesquels des entérovirus avaient été détectés.

De tous les organismes proposés comme indicateurs substituts possibles de pollution fécale, les phages de B. fragilis sont peut-être ceux qui ont été les moins étudiés. Au nombre des propriétés utiles qu'ils présentent, on peut mentionner l'absence de sources non fécales importantes, l'inaptitude à se répliquer dans l'environnement et les similitudes structurelles avec les virus entériques. Leurs inconvénients comprennent notamment les faibles concentrations fécales, un taux d'isolation variable dépendant de la source de contamination et les difficultés liées à la récupération.

À l'heure actuelle, on suppose qu'à l'instar des coliphages F+, les phages de B. fragilis pourraient constituer de meilleurs indicateurs de la contamination par les eaux usées et, de ce fait, de bons indicateurs secondaires de contamination fécale.

Sommaire
  1. La contamination fécale des eaux récréatives et le risque qu'elle présente pour les usagers constituent des problèmes complexes. E. coli et les entérocoques sont considérés comme les meilleurs indicateurs actuels de ce type de contamination; toutefois, aucun organisme ne peut à lui seul répondre à l'ensemble des critères qui définissent l'indicateur idéal. Il faudrait éventuellement étudier plusieurs indicateurs pour mieux saisir cette question dans son ensemble.
  2. Les organismes le plus souvent considérés comme indicateurs potentiels de la qualité des eaux récréatives comprennent les Bacteroides spp., le C. perfringens, les coliphages à ARN-F+ et les bactériophages infectant B. fragilis (voir le tableau 4).
  3. À l'heure actuelle, aucun des indicateurs proposés ne satisfait à un nombre d'exigences suffisant pour servir couramment d'indicateur de la qualité des eaux récréatives. Aucun de ces organismes n'a laissé constater une corrélation cohérente avec la présence de pathogènes d'origine hydrique dans les eaux récréatives, et il n'existe non plus aucune preuve d'un lien épidémiologique étroit entre la présence de ces organismes et l'incidence de maladies associées aux utilisations récréatives de l'eau.
  4. Néanmoins, ces organismes présentent certaines propriétés uniques qui pourraient leur permettre de remplir d'autres rôles en tant qu'indicateurs de la qualité des eaux récréatives. Pour l'instant, il serait plus approprié de les utiliser comme indicateurs possibles de pathogènes ou de sources de contamination fécale. L'avancée des méthodes de détection et de numération pourrait permettre d'acquérir de meilleures connaissances sur ces organismes et sur leurs rôles éventuels dans les futurs programmes de surveillance des eaux récréatives.
Tableau 4. Caractéristiques des organismes indicateurs recommandés ou potentiels
Criteria
Organisme
E. coli Entérocoques C. perfringens Bacteroides spp. (marqueurs génétiques) Coliphages à ARN-F+ Phages de B. fragilis
Présents dans le tractus intestinal des humains et des animaux à sang chaud. Présents en grand nombre dans les excréments humains et animaux. Présents en grand nombre dans les excréments humains et animaux. Peu nombreux dans les excréments humains et animaux (sauf chez certaines espèces animales). Plus nombreux dans les eaux usées. Très nombreux dans les excréments humains. Nombres faibles à élevés dans les excréments animaux (selon l'espèce). Nombres faibles et variables dans les excréments humains et animaux. Plus nombreux dans les eaux usées. Nombres faibles et variables dans les excréments humains et animaux. Plus nombreux dans les eaux usées.
Présents dans les eaux contaminées par les excréments lorsque des pathogènes entériques sont présents, et en plus grand nombre. Bons indicateurs de toutes les sources de contamination fécale. Habituellement présents dans les matières fécales en concentrations plus élevées que les pathogènes. Bons indicateurs de toutes les sources de contamination fécale. Habituellement présents dans les matières fécales en concentrations plus élevées que les pathogènes. Concentration tributaire de la source. Récupération difficile à de faibles niveaux de contamination. Concentration tributaire de la source. Données insuffisantes sur la corrélation avec les concentrations de pathogènes. Concentration tributaire de la source. Récupération difficile à de faibles niveaux de contamination. Concentration tributaire de la source. Récupération difficile à de faibles niveaux de contamination.
Incapables de se développer dans le milieu aquatique. Considéré comme vrai d'une manière générale. Des éléments de preuve donnent à penser que certaines souches seraient capables de se développer dans le sol si les conditions nécessaires étaient remplies. Considéré comme vrai d'une manière générale. Des éléments de preuve donnent à penser que certaines souches seraient capables de se développer dans le sol si les conditions nécessaires étaient remplies. Bactéries anaérobies. Incapables de se reproduire dans le milieu aquatique. Bactéries anaérobies. Incapables de se reproduire dans le milieu aquatique. Considérés comme incapables de se reproduire dans le milieu aquatique. Possibilité de reproduction dans les eaux usées. La bactérie hôte est anaérobie. Considérés comme incapables de se reproduire dans le milieu aquatique.
Capables de survivre plus longtemps que les microorganismes pathogènes. Considérés comme un bon indicateur de la survie des bactéries entériques pathogènes, mais pas des virus ni des protozoaires entériques. Considérés comme un bon indicateur de la survie des bactéries entériques pathogènes, mais pas des virus ni des protozoaires entériques. Spores extrêmement résistantes dans l'environnement. Capables de survivre plus longtemps que les pathogènes d'origine hydrique. Données insuffisantes sur la survie comparativement à celle des pathogènes. Marqueurs ADN très persistants dans l'environnement. Considérés comme de bons modèles de la survie des virus entériques. Divers types présentant une persistance variable dans l'environnement. Considérés comme de bons modèles de la survie des virus entériques.
Utilisables dans tous les milieux aquatiques (dulcicoles, marins et estuariens). Oui. Temps de survie plus court en milieu marin. Oui. Temps de survie similaires dans les milieux dulcicoles et marins. Oui. Détection démontrée dans les milieux dulcicoles et marins. Oui. Détection démontrée dans les milieux dulcicoles et marins. Oui. Détection démontrée dans les milieux dulcicoles et marins. Oui. Détection démontrée dans les milieux dulcicoles et marins.
Absents des eaux non polluées et associés exclusivement à la présence de matières fécales d'origine animale ou humaine. Considéré comme vrai d'une manière générale. Des éléments de preuve donnent à penser que ces organismes pourraient survivre dans les milieux riches en matières organiques non associés à la contamination fécale. Considéré comme vrai d'une manière générale. Des éléments de preuve donnent à penser que ces organismes pourraient survivre dans les milieux riches en matières organiques non associés à la contamination fécale. Non. Spores capables de persister dans les sols et les sédiments aquatiques. Données insuffisantes. Les marqueurs à ADN laissent constater une longue persistance et leur présence n'indiquerait pas nécessairement une récente contamination fécale. Oui. Aucune source non fécale importante connue. Oui. Aucune source non fécale importante connue.
Corrélation directe entre la densité de l'indicateur et le degré de contamination fécale. Considéré comme vrai d'une manière générale. Considéré comme vrai d'une manière générale. Non. Densité tributaire de la source. Non. Densité tributaire de la source. Non. Densité tributaire de la source. Non. Densité tributaire de la source.
Rapport quantitatif entre la densité de l'indicateur et l'incidence de maladies chez les baigneurs. Oui. Données épidémiologiques démontrant que cet indicateur présente la meilleure corrélation avec les problèmes de santé pour les milieux d'eau douce. Oui. Données épidémiologiques démontrant que cet indicateur présente la meilleure corrélation avec les problèmes de santé pour les milieux marins, et une bonne corrélation pour les milieux d'eau douce. Non. Pas de corrélation étroite démontrée avec l'incidence de maladies dans les études épidémiologiques. Données insuffisantes. Non. Pas de corrélation étroite démontrée avec l'incidence de maladies dans les études épidémiologiques. Données insuffisantes.
Méthodes de détection et de numération rapides, faciles à réaliser, peu coûteuses, spécifiques et sensibles. Oui. Méthodes fondées sur les cultures peu coûteuses, faciles à réaliser, relativement rapides (24 h), spécifiques et sensibles. Oui. Méthodes fondées sur les cultures peu coûteuses, faciles à réaliser, relativement rapides (24 h), spécifiques et sensibles. Oui. Méthodes fondées sur les cultures peu coûteuses, faciles à réaliser, relativement rapides (24 h), spécifiques et sensibles. Non. Méthodes moléculaires de détection rapides, mais techniquement difficiles et coûteuses. La sensibilité pose aussi un problème. Non. Méthodes de récupération coûteuses et exigeant un surcroît de travail. Non. Méthodologie complexe.
Rôle proposé pour l'instant Indicateur primaire de contamination fécale. Indicateur primaire de contamination fécale. Indicateur de la présence de pathogènes; indicateur secondaire de contamination fécale. Indicateur secondaire de contamination fécale. Indicateur de la présence de pathogènes; indicateur secondaire de contamination fécale. Indicateur de la présence de pathogènes; indicateur secondaire de contamination fécale.

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