Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada

La période de commentaires est maintenant terminée. Les commentaires et suggestions reçus pendant la période de consultation publique seront pris en considération lors de la finalisation du document. Le rapport final sera disponible dès que possible.

Document de consultation publique

Préparé par le Groupe de travail fédéral-provincial-territorial sur la qualité des eaux à usage récréatif du Comité consultatif fédéral-provincial-territorial sur la santé et l'environnement

La période de consultation se termine le 8 janvier 2010

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Table des matiéres

• Objet de la consultation
• Membres du Groupe de travail fédéral-provincial-territorial sur la qualité des eaux à usage récréatif
• Sommaire
• Introduction
• Partie I : Gestion des eaux récréatives
  • 1.0 L'approche à barrières multiples
  • 2.0 Enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu
    • 2.1 Préparatifs pré-enquête
    • 2.2 Visite des lieux
    • 2.3 Rapport d'évaluation
  • 3.0 Barrières pour la protection des eaux récréatives
    • 3.1 Surveillance de la conformité
      • 3.1.1 Fréquence de l'échantillonnage microbiologique
      • 3.1.2 Sites de prélèvement des échantillons microbiologiques
      • 3.1.3 Autres outils de surveillance
    • 3.2 Communication et sensibilisation du public
    • 3.3 Avis de santé publique
    • 3.4 Maîtrise des dangers
• Partie II : Documentation technique
  • 4.0 Indicateurs recommandés de contamination fécale
    • 4.1 Organismes indicateurs pour les activités récréatives de contact primaire
      • 4.1.1 Eaux douces : Escherichia coli (E. coli)
      • 4.1.2 Eaux marines : entérocoques
    • 4.2 Eaux récréatives destinées aux activités de contact secondaire
    • 4.3 Examen d'autres organismes indicateurs potentiels
  • 5.0 Microorganismes pathogènes
    • 5.1 Bactéries pathogènes
      • 5.1.1 Bactéries entériques pathogènes (Campylobacter, E. coli pathogènes, Salmonella, Shigella)
      • 5.1.2 Bactéries pathogènes libres (Aeromonas, Legionella, Pseudomonas, Mycobacterium)
      • 5.1.3 Autres bactéries pathogènes (Leptospira, Staphylococcus)
    • 5.2 Agents pathogènes viraux
      • 5.2.1 Virus entériques
    • 5.3 Protozoaires pathogènes
      • 5.3.1 Protozoaires entériques (Giardia, Cryptosporidium)
      • 5.3.2 Protozoaires libres
  • 6.0 Les cyanobactéries et leurs toxines
  • 7.0 Autres dangers biologiques
    • 7.1 Schistosomes des oiseaux et des rongeurs (dermatite du baigneur)
    • 7.2 Plantes vasculaires aquatiques et algues
    • 7.3 Autres organismes
  • 8.0 Caractéristiques physiques, esthétiques et chimiques
    • 8.1 Caractéristiques physiques
      • 8.1.1 pH
      • 8.1.2 Température
    • 8.2 Caractéristiques esthétiques
      • 8.2.1 Turbidité
      • 8.2.2 Limpidité (pénétration de la lumière)
      • 8.2.3 Couleur
      • 8.2.4 Huiles et graisses
      • 8.2.5 Déchets
    • 8.3 Caractéristiques chimiques
  • 9.0 Contamination fécale et sable des plages
  • 10.0 Dépistage des sources de pollution fécale
• Bibliographie
• Annexe A : Liste des sigles
• Annexe B : Échantillonnage et analyse microbiologique
  • B.1 Méthodes de prélèvement des échantillons d'eau
  • B.2 Méthodes de prélèvement des échantillons de sable et de sédiments
  • B.3 Transport, conservation et entreposage des échantillons
  • B.4 Méthodes d'analyse microbiologique
  • B.4.1 Indicateurs recommandés de contamination fécale
  • B.4.2 Microorganismes pathogènes
• Annexe C : Échantillonnage composite
  • C.1 Introduction
  • C.2 Résultats de recherche
  • C.3 Conclusions
• Annexe D :Liste des informations à recueillir dans le cadre des enquêtes relatives à la sécurité et à l'hygiène du milieu dans les eaux à vocation récréative
• Annexe E :Exemple de formulaire d'échantillonnage et de rapport
• Annexe F : Exemples de panneaux d'information sur les plages
  • F.1 Avis d'interdiction de baignade
  • F.2 Avis d'autorisation de baignade

Objet de la consultation

Le Groupe de travail fédéral-provincial-territorial sur la qualité des eaux à usage récréatif a été mis sur pied par le Comité fédéral-provincial-territorial sur la santé et l'environnement afin d'examiner et d'évaluer les informations scientifiques actuelles portant sur la qualité des eaux récréatives au Canada. Il a préparé une version actualisée des Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada qui prend en compte les informations scientifiques récentes et propose l'ébauche d'une méthode recommandée de gestion du risque adaptée à ce domaine.

Le groupe de travail a procédé à une nouvelle évaluation des critères définissant les indicateurs de la qualité des eaux à vocation récréative, ainsi qu'à un examen de la documentation spécialisée portant sur cette question et sur les incidences de la qualité des eaux à vocation récréative sur la santé et la sécurité humaines - articles scientifiques, rapports d'enquêtes épidémiologiques, documents publiés, rapports de surveillance des maladies et guides élaborés par d'autres organisations gouvernementales et multinationales du monde entier.

Le Comité fédéral-provincial-territorial sur la santé et l'environnement a demandé que le présent document fasse l'objet d'une période de consultation de 90 jours qui permettra au public de l'examiner, d'en évaluer la portée et de se prononcer sur l'exhaustivité des informations scientifiques qu'il contient. Les commentaires, avec justifications y afférentes le cas échéant, sont les bienvenus. Ils peuvent être transmis au Secrétariat du groupe de travail par courrier électronique à water_eau@hc-sc.gc.ca, ou au besoin par la poste à l'adresse suivante : Secrétariat de la qualité des eaux récréatives, Bureau de l'eau, de l'air et des changements climatiques, 3^e étage, 269, avenue Laurier, Indice de l'adress 4903A, Ottawa (Ontario) K1A 0K9. Les commentaires doivent être reçus avant le JJ MM 2009.

Il convient de signaler que le document de la recommandation sera révisé après évaluation des commentaires reçus. Le présent document doit donc être considéré comme une ébauche pour consultation uniquement.

Membres du Groupe de travail fédéral-provincial-territorial sur la qualité des eaux à usage récréatif

Membres provinciaux

• Alberta
  Karina Bodo
  Public Health Surveillance and Environmental Health
  Alberta Health and Wellness
• Colombie-Britannique
  Howard Singleton
  Population Health and Wellness
  British Columbia Ministry of Health
• Manitoba
  Dwight Williamson (président)
  Water Science and Management Branch
  Manitoba Water Stewardship
• Nouveau-Brunswick
  Diane Fury
  Division de la santé publique et des services médicaux
  Ministére de la Santé et du Mieux-être du Nouveau-Brunswick
• Nouvelle-Écosse
  Darrell Taylor
  Water and Wastewater Branch
  Nova Scotia Department of the Environment and Labour
• Ontario
  Tim Fletcher
  Direction de l'élaboration des normes
  Ministère de l'Environnement de l'Ontario
• Ontario (suppléant)
  Cassandra Lofranco
  Direction de l'élaboration des normes
  Ministère de l'Environnement de l'Ontario
• Québec
  Denis Brouillette
  Direction du suivi de l'état de l'environnement
  Ministère du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs du Québec
• Terre-Neuve et Labrador
  Renee Paterson
  Water Resources Management Division
  Newfoundland and Labrador Department of Environment and Conservation
• Terre-Neuve et Labrador (suppléant)
  Ali Khan
  Water Resources Management Division
  Newfoundland and Labrador Department of Environment and Conservation

Membres correspondants

• Île-du-Prince-Édouard
  Joe Bradley
  Environmental Health Services
  Prince Edward Island Department of Health
• Saskatchewan
  Tim Macaulay
  Population Health Branch
  Saskatchewan Health

Membres invités

• Environnement Canada
  Tom Edge
  Institut national de recherche sur les eaux
  Environnement Canada
• Environmental Protection Agency des États-Unis
  Alfred Dufour
  National Exposure Research Laboratory
  Environmental Protection Agency des États-Unis

Secrétariat

• Santé Canada
  Gordon Yasvinski
  Direction générale de la santé environnementale et de la sécurité des consommateurs
  Santé Canada
• Santé Canada
  Will Robertson
  Direction générale de la santé environnementale et de la sécurité des consommateurs
  Santé Canada

Sommaire

Les Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada ont pour objectif premier la protection de la santé et de la sécurité publiques. Le présent document examine les facteurs qui peuvent compromettre la salubrité de ces eaux sur le plan de la santé humaine. Il est destiné principalement aux autorités compétentes et aux décideurs.

La qualité des eaux récréatives relève généralement des provinces et des territoires, tandis que leur gestion sécuritaire incombe essentiellement aux exploitants de plages ou aux fournisseurs de services qui supervisent les opérations qui y ont lieu quotidiennement. Les eaux récréatives sont des étendues naturelles d'eau douce, salée ou estuarienne utilisées pour les loisirs. Il peut s'agir de lacs, de rivières et de fleuves ou de bassins artificiels remplis d'eau naturelle non traitée. Les infections transmises par les microorganismes pathogènes d'origine hydrique constituent le principal risque pour la santé dans les eaux récréatives. Parmi les autres risques figurent les maladies ou blessures liées aux propriétés physiques et chimiques de l'eau.

Les Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada prennent en considération les risques pour la santé humaine associés aux activités récréatives - activités de contact primaire, telles que la baignade, la planche à voile et le ski nautique, et activités de contact secondaire, telles que le canotage ou la pêche - dans des eaux naturelles, par immersion intentionnelle ou non. Elles établissent des valeurs recommandées pour certains paramètres utilisés pour évaluer la qualité des eaux récréatives, comme les indicateurs bactériologiques de contamination fécale, les cyanobactéries et leurs toxines, les paramètres physiques et ceux d'ordre esthétique. Le présent document donne également un aperçu d'une approche de gestion du risque visant à assurer la salubrité des eaux récréatives et décrit l'état actuel des connaissances scientifiques concernant les dangers que pourraient présenter les eaux naturelles à vocation récréative. Il traite des microorganismes pathogènes préoccupants, de l'échantillonnage et de l'analyse de l'eau, et de questions émergentes comme la contamination fécale du sable sur les plages et le dépistage des sources de pollution fécale.

Gestion des eaux récréatives
La protection et la gestion sécuritaire des eaux récréatives exigent la collaboration de tous les intervenants. La meilleure approche à cet égard est fondée sur une stratégie de gestion préventive des risques axée sur l'identification et la maîtrise des dangers et des risques qui leur sont associés avant le point de contact. Comme pour l'eau potable, l'approche à barrières multiples assure une gestion préventive grâce à un système intégré de procédures, mesures et outils qui, collectivement, réduisent le risque d'exposition humaine aux dangers que présentent les eaux à vocation récréative. Les résultats des activités de surveillance et l'application des valeurs recommandées permettent de vérifier ou de confirmer l'efficacité de ces procédures, mesures et outils. Le succès de cette approche repose principalement sur la mise en place de barrières multiples afin de protéger les bassins versants.

Les dangers potentiels ou les scénarios de risque susceptibles d'avoir une incidence sur les eaux récréatives doivent être recensés par le biais d'une enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu. Les résultats de cette enquête sont ensuite utilisés afin de déterminer les procédures ou les mesures appropriées à mettre en place pour réduire les risques de contamination. Il peut s'agir soit de mesures concrètes, comme le nettoyage et l'entretien des plages, soit de procédés et d'outils visant à améliorer l'efficacité du programme de gestion des eaux récréatives, comme la surveillance, les recommandations et les normes, et les stratégies de sensibilisation et de communication.

Valeurs recommandées et renseignements techniques
L'établissement de valeurs recommandées pour divers paramètres de la qualité de l'eau constitue une composante importante de l'approche globale de gestion du risque visant à assurer la salubrité des eaux récréatives. Ces valeurs doivent être utilisées conjointement avec la documentation technique appropriée qui se rapporte à ces paramètres. Les valeurs établies pour les paramètres de la qualité de l'eau sont indiquées au tableau 1. Les paramètres et les dangers pour lesquels une valeur n'a pu être établie sont accompagnés de notes explicatives.

Tableau 1. Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada - Tableau sommaire

Paramètre	Considérations	Valeur recommandée
Indicateurs de contamination fécale : Escherichia coli (Activités récréatives de contact primaire)	Moyenne géométrique (d'au moins 5 échantillons)	≤ 200 E. coli/100 mL
	Concentration maximale dans un seul échantillon	≤ 400 E. coli/100 mL
Indicateurs de contamination fécale : Entérocoques (Activités récréatives de contact primaire)	Moyenne géométrique (d'au moins 5 échantillons)	≤ 35 entérocoques/100 mL
	Concentration maximale dans un seul échantillon	≤ 70 entérocoques/100 mL
Indicateurs de contamination fécale : Escherichia coli (Activités récréatives de contact secondaire)	Moyenne géométrique < 5 fois la valeur recommandée établie pour les activités récréatives de contact primaire	≤ 1 000 E. coli/100 mL
Indicateurs de contamination fécale : Entérocoques (Activités récréatives de contact secondaire)	Moyenne géométrique < 5 fois la valeur recommandée établie pour les activités récréatives de contact primaire	≤ 175 entérocoques/100 mL
Microorganismes pathogènes (bactéries, virus, protozoaires)	Analyse requise uniquement lorsque les données épidémiologiques ou autres le justifient	Aucune valeur numérique recommandée
Cyanobactéries	Nombre total de cyanobactéries	≤ 100 000 cellules/mL
Cyanotoxines	Nombre total de microcystines	≤ 20 μg/L
Autres dangers biologiques (p. ex. schistosomes [oiseaux et rongeurs], plantes vasculaires aquatiques et algues)	Éviter toute activité récréative dans les eaux où la présence d'organismes pose un risque pour la santé ou la sécurité des usagers	Aucune valeur numérique recommandée
pH	Majorité des eaux récréatives	6,5 à 8,5
	Eaux à faible pouvoir tampon	5,0 à 9,0
Température	Ne doit pas entraîner une hausse ou une baisse sensible de la température corporelle des baigneurs	Aucune valeur numérique recommandée
Turbidité	Doit être propice à la plupart des usages récréatifs	50 uTN
Limpidité	L'eau doit être suffisamment limpide pour que les usagers puissent estimer la profondeur et apercevoir les dangers sous l'eau	Disque de Secchi visible à une profondeur de 1,2 m
Couleur	Ne doit pas être intense au point de réduire la visibilité dans les eaux de baignade	Aucune valeur numérique recommandée
Huiles et graisses	Ne doivent pas être présentes en concentrations telles qu'elles forment un film visible ou des reflets, colorent la surface ou dégagent une odeur, forment des dépôts sur les rives ou le fond qui sont visibles ou décelables à l'odeur	Aucune valeur numérique recommandée
Déchets	Les eaux doivent être exemptes de débris flottants ou de matières en suspension qui forment des dépôts indésirables	Aucune valeur numérique recommandée
Dangers chimiques	Les risques associés aux dangers chimiques dépendent des conditions propres au secteur considéré et devront être évalués au cas par cas	Aucune valeur numérique recommandée

Indicateurs de contamination fécale - activités récréatives de contact primaire
E. coli est le meilleur indicateur de contamination fécale dans les eaux douces utilisées à des fins récréatives, et les entérocoques sont les meilleurs indicateurs de contamination fécale dans les eaux marines utilisées à des fins récréatives. Les valeurs recommandées pour ces deux indicateurs sont fondées sur l'analyse des données épidémiologiques reliant leurs concentrations à l'incidence, chez les nageurs, de maladies gastrointestinales associées à la natation. 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. Les activités récréatives de contact primaire sont celles au cours desquelles tout le corps ou le visage et le tronc sont fréquemment immergés ou au cours desquelles 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.

Indicateurs de contamination fécale - activités récréatives de contact secondaire
On ne possède pas suffisamment de données épidémiologiques pour recommander des valeurs fondées sur des critères sanitaires en ce qui a trait à l'exposition humaine à des microorganismes pathogènes fécaux lors d'activités de contact secondaire. Une valeur recommandée distincte pour des activités de contact secondaire peut être acceptable dans certaines eaux; on peut également présumer que dans la plupart des activités de contact secondaire, le degré d'exposition à l'eau est plus faible. Une valeur recommandée fondée sur des décisions de gestion du risque et sur les meilleures données disponibles est établie à cinq fois la valeur de la recommandation pour ce qui est de la moyenne géométrique pour les activités de contact primaire, ce qui constitue une approche raisonnable permettant de protéger les usagers des eaux récréatives lors d'activités de contact secondaire. Une activité de contact secondaire est une 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. Il convient d'évaluer chacune des activités de contact secondaire afin de déterminer les risques potentiels pour la santé humaine.

Autres organismes indicateurs possibles
Les organismes le plus souvent considérés comme indicateurs potentiels de la qualité des eaux récréatives sont les Bacteroides spp., le Clostridium perfringens, les coliphages à ARN-F⁺ et les bactériophages infectant le Bacteroides fragilis. Pour l'instant, aucun de ces organismes ne satisfait à un nombre suffisant d'exigences pour servir couramment d'indicateur de la qualité des eaux récréatives. Il serait plus approprié de les utiliser comme indicateurs de pathogènes ou de contamination fécale. Des progrès dans les méthodes de détection et de numération pourraient permettre d'acquérir de meilleures connaissances sur ces organismes et sur leurs rôles éventuels dans les futurs programmes de surveillance des eaux récréatives.

Microorganismes pathogènes (bactéries, virus, protozoaires)
La détection des microorganismes pathogènes dans les eaux récréatives présente actuellement des défis trop grands pour qu'il soit possible de recommander qu'elle fasse partie d'un programme de surveillance régulier. Des circonstances spéciales, comme des enquêtes relatives aux éclosions de maladies d'origine hydrique, pourraient cependant entraîner un besoin de surveillance. Les indicateurs fécaux comme E. coli et les entérocoques sont les meilleurs indicateurs disponibles pour détecter la présence de microorganismes entériques pathogènes. Toutefois, l'absence des indicateurs fécaux recommandés ne signifie pas nécessairement qu'il n'y a pas d'organismes pathogènes.

Cyanobactéries et toxines
Des cas de maladies graves ont été rapportés chez des baigneurs ayant été exposés à des proliférations de cyanobactéries (fleurs d'eau) toxiques dans des eaux à vocation récréative. Des valeurs recommandées ont été établies pour les cyanobactéries et leurs toxines; elles visent à assurer une protection contre le risque d'exposition aux microcystines et contre les effets néfastes qui pourraient résulter d'une exposition à de fortes densités de cyanobactéries. Dans les eaux où les valeurs recommandées sont dépassées ou dans lesquelles il y a prolifération de cyanobactéries, il convient d'éviter tout contact avec l'eau et de reprendre les activités récréatives uniquement lorsque les autorités compétentes auront déterminé qu'il n'y a plus de danger pour la santé.

Autres dangers biologiques
Dans les zones récréatives où d'autres dangers biologiques présentent un risque pour la santé et la sécurité des usagers, il est déconseillé de pratiquer des activités aquatiques. Parmi ces dangers, mentionnons la présence d'organismes responsables de la dermatite du baigneur et les fortes densités de plantes aquatiques.

Caractéristiques physiques, chimiques et esthétiques
Les caractéristiques physiques, chimiques et esthétiques de l'eau peuvent avoir un impact sur la pratique d'activités aquatiques dans les zones à vocation récréative. Les eaux récréatives doivent présenter une bonne qualité esthétique et être exemptes de substances qui compromettent leur appréciation esthétique. Les propriétés esthétiques de l'eau peuvent avoir une incidence sur la santé et la sécurité des usagers des eaux récréatives, notamment lorsque la visibilité est considérablement réduite.

Aucune valeur recommandée n'a été établie pour les paramètres chimiques spécifiques dans les eaux récréatives. En général, les risques chimiques potentiels sont beaucoup plus faibles que les risques microbiologiques. Il est important que les exploitants de plages et les fournisseurs de services disposent d'un mécanisme pour s'assurer que les dangers chimiques potentiels sont connus et que des mesures adéquates sont prises.

Contamination fécale du sable des plages
Le sable des plages peut constituer une importante source diffuse de contamination fécale des eaux récréatives. Il peut fournir un milieu propice aux microorganismes d'origine fécale en leur permettant de survivre plus longtemps que dans les eaux adjacentes. Des facteurs physiques tels que l'action des vagues, les ondes de tempête, les marées et une forte densité de nageurs peuvent favoriser le transfert, dans les eaux de baignade, des microorganismes fécaux contenus dans le sable et les sédiments des zones riveraine et intertidale.

Des recherches plus poussées sont nécessaires pour établir les relations entre les bactéries fécales indicatrices et la présence possible de pathogènes fécaux dans le sable des plages et déterminer les répercussions potentielles pour la santé humaine. Les barrières qui, collectivement, réduisent le risque d'exposition des personnes qui fréquentent les plages pourraient comprendre des campagnes de sensibilisation, de meilleures pratiques d'hygiène sur les plages, des méthodes de nettoyage appropriées du sable et des mesures conçues pour éloigner les animaux (oiseaux et autres espèces sauvages) des plages.

Dépistage des sources de pollution fécale
Le dépistage des sources de pollution fécale est un nouveau champ de recherche qui s'intéresse aux sources de contamination fécale dans un secteur donné. De nombreux outils de dépistage des sources chimiques et microbiologiques ont été décrits. Il est impératif de bien cerner le problème de contamination fécale avant même d'envisager d'entreprendre une étude de dépistage des sources de pollution fécale.

Introduction

La qualité des eaux récréatives relève généralement des provinces et des territoires, tandis que leur gestion sécuritaire incombe essentiellement aux exploitants de plages ou aux fournisseurs de services qui supervisent les opérations qui y ont lieu quotidiennement. Le Groupe de travail fédéral-provincial-territorial sur la qualité des eaux à usage récréatif a été mis sur pied par le Comité fédéral-provincial-territorial sur la santé et l'environnement afin d'examiner et d'évaluer les informations scientifiques actuelles portant sur la qualité des eaux récréatives et d'élaborer des recommandations à jour à leur sujet.

Les Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada ont pour objectif premier la protection de la santé et de la sécurité publiques. Conçues principalement à l'intention des autorités compétentes et des décideurs, elles examinent les facteurs qui peuvent compromettre la salubrité des eaux récréatives sur le plan de la santé humaine. Elles préconisent l'adoption d'une stratégie de gestion préventive des risques axée sur l'identification et la maîtrise des dangers et des risques qui leur sont associés avant le point de contact avec les usagers des eaux récréatives. Elles recommandent également le recours à l'approche à barrières multiples comme moyen le plus efficace de réduire les risques d'exposition humaine aux dangers que présentent les eaux récréatives.

L'approche à barrières multiples a pour but de recenser l'ensemble des dangers susceptibles d'avoir une incidence sur les eaux récréatives et d'élaborer et de mettre en oeuvre les mesures appropriées d'intervention, ou « barrières » qui permettront de réduire ces dangers ou de limiter l'exposition des humains à ces derniers. Des valeurs recommandées sont établies pour un ensemble de paramètres de la qualité de l'eau afin de protéger les personnes pratiquant des activités aquatiques récréatives.

Les eaux récréatives sont des étendues naturelles d'eau douce, salée ou estuarienne utilisées par un nombre important de personnes pour leurs activités récréatives. Ces étendues d'eau comprennent les bassins artificiels d'eau naturelle non traitée.

Les activités aquatiques récréatives ou loisirs aquatiques englobent toute activité pouvant conduire à une immersion intentionnelle ou non dans une étendue d'eau naturelle. On peut les définir plus précisément comme suit (classement inspiré de OMS, 2003a) :

• activités de contact primaire au cours desquelles tout le corps ou le visage et le tronc sont fréquemment immergés ou au cours desquelles le visage est fréquemment éclaboussé, et où il y a possibilité d'ingestion d'eau (p. ex. natation, marche dans l'eau, surf, ski nautique, navigation en eau vive (en canot, en kayak ou en canot pneumatique), planche à voile, plongée);
• activités de contact secondaire au cours desquelles 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 (p. ex. aviron, voile, canoë-kayak, pêche sportive).

Le présent document n'aborde pas les activités récréatives qui se déroulent dans des installations telles que les piscines, les cuves thermales, les bains tourbillons et les baignoires d'hydrothérapie, ni les activités de contact tertiaire où aucun contact avec l'eau n'est prévu (p. ex. promenade sur la grève, bain de soleil). Il ne prend pas en compte non plus les problèmes propres à certaines personnes ou groupes de personnes particulièrement sensibles, ni les blessures subies par exemple en plongée ou les noyades.

Le présent document se divise en deux parties :

• Partie I (Gestion des eaux récréatives) - Recommandations sur la gestion des eaux récréatives, y compris les méthodes d'évaluation des risques, la surveillance de la qualité des eaux et la mise en oeuvre de mesures préventives ou correctrices.
• Partie II (Documentation technique) - Établissement des valeurs recommandées et informations techniques et scientifiques sur les paramètres de la qualité des eaux récréatives et les principaux risques que peuvent présenter les eaux récréatives au Canada.

Les valeurs recommandées établies dans le présent document ne doivent pas être considérées comme des normes ayant force de loi, sauf quand elles sont promulguées par un organisme provincial, territorial ou fédéral compétent. Le présent document doit plutôt servir de guide aux autorités qui souhaitent élaborer des normes d'exploitation des eaux à vocation récréative dans le cadre d'un plan global de gestion des plages. Les Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada seront périodiquement révisées ou adaptées, le cas échéant, afin de continuer à jouer leur rôle de protection de la santé et de la sécurité de l'ensemble de la population canadienne.

Partie I : Gestion des eaux récréatives

La gestion sécuritaire des eaux récréatives incombe essentiellement aux exploitants de plages et aux fournisseurs de services. Étant chargés de superviser les opérations qui s'y déroulent quotidiennement, ils sont les mieux informés sur les lieux et sont donc dans une situation privilégiée pour prendre les mesures nécessaires à l'exploitation des installations dans de bonnes conditions de sécurité. La gestion avisée des eaux récréatives exige la collaboration de toutes les parties concernées, en particulier les exploitants de plages, les fournisseurs de services, les pouvoirs publics, les entreprises et sociétés industrielles locales, et les usagers. Tous les intervenants doivent être informés de leurs rôles et responsabilités dans la gestion sécuritaire des eaux récréatives.

Une stratégie de gestion préventive des risques axée sur l'identification et la maîtrise des dangers et des risques associés avant le point de contact avec les eaux récréatives constitue la meilleure façon d'assurer la protection de la santé publique contre les risques associés aux eaux récréatives. Les stratégies de gestion réactive exclusivement fondées sur le contrôle du respect de la réglementation ne sauraient suffire à protéger la santé des usagers des eaux récréatives.

1.0 L'approche à barrières multiples

Du point de vue de la prévention, l'approche à barrières multiples constitue le moyen le plus efficace de protéger la santé et la sécurité des usagers des eaux récréatives. Cette approche consiste en un système intégré de procédures, de mesures et d'outils qui, collectivement, réduisent le risque d'exposition humaine aux dangers associés aux eaux à vocation récréative. Il s'agit d'un concept analogue à l'approche dite « de la source au robinet » appliquée au Canada pour la gestion des approvisionnements en eau potable (CCME, 2004).

Cette approche de la gestion des eaux récréatives a été approuvée par les spécialistes de la qualité des eaux du monde entier. Les concepts de gestion préventive des risques et de mise en place de barrières multiples étaient au coeur des recommandations formulées pour une meilleure gestion des eaux récréatives par un groupe international d'experts suite à une réunion financée par l'Organisation mondiale de la santé (OMS) à Stockholm (Suède), en 1999. Le rapport sur les conclusions de cette réunion a ensuite été publié dans un document désormais connu sous le nom de « Protocole d'Annapolis » (OMS, 1999). De même, cette approche constitue le fondement du cadre de gestion énoncé dans les directives de l'OMS pour la salubrité des eaux récréatives (Guidelines for Safe Recreational Water Environments - OMS, 2003a).

L'approche à barrières multiples présente des avantages spécifiques, notamment :

• une meilleure protection de la santé publique;
• une gestion plus efficace des eaux récréatives (les plans d'exploitation pouvant être établis en fonction des besoins de la zone considérée et des ressources disponibles);
• une amélioration de la communication publique (favorisant chez les usagers une meilleure compréhension des concepts clés et du rôle du public dans la salubrité des eaux récréatives);
• une prise en charge plus efficace des situations d'urgence (les dangers potentiels étant connus et des plans ayant été mis en place pour remédier efficacement aux problèmes).

Les sections suivantes fournissent des informations complémentaires sur divers aspects de la stratégie à barrières multiples, notamment sur l'évaluation de la situation (enquêtes relatives à la sécurité et à l'hygiène du milieu) et l'application/mise en place des barrières (respect de la réglementation, sensibilisation du public, communication, conseils de santé publique et mesures de lutte contre les dangers).

2.0 Enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu

L'enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu (ESHM) constitue le fondement ou la trame d'un plan avisé de gestion des risques pour les eaux récréatives, et de sa mise en oeuvre. Elle consiste en une recherche systématique et une évaluation des dangers réels et potentiels (biologiques, chimiques et physiques) et des risques associés pour la santé et la sécurité des usagers des zones désignées comme plages, et passe globalement en revue tous les aspects de l'exploitation d'une plage. Les données recueillies apportent aux exploitants de plages, aux fournisseurs de services et aux autorités compétentes les informations nécessaires à la prise de décisions avisées aux fins de la gestion des risques, ainsi qu'à la formulation et à l'application d'un programme efficace de surveillance des plages. L'ESHM a sa place dans l'approche à barrières multiples de la gestion des eaux récréatives dans la mesure où elle permet de déterminer les zones d'intervention prioritaire en vue de la réduction du niveau de risque auquel sont exposés les usagers.

Les ESHM doivent être répétées chaque année, juste avant le début de la saison de baignade. Elles permettent :

• de recenser les caractéristiques fondamentales des eaux récréatives;
• de détecter toute source possible de contamination fécale;
• d'identifier tout autre danger potentiel, de nature physique, chimique ou biologique, ainsi que les sources de danger possibles pouvant menacer les usagers des eaux récréatives;
• d'évaluer l'efficacité des programmes de surveillance et des mesures de gestion des risques en vigueur.

Les ESHM reposent sur trois grandes étapes : les préparatifs pré-enquête, la visite des lieux et le rapport d'évaluation.

2.1 Préparatifs pré-enquête

Cette étape couvre la collecte et l'examen de toutes les informations disponibles sur la plage et les zones avoisinantes, y compris les rapports d'enquête précédents. Elle peut fournir des informations utiles sur les tendances passées, les problèmes et les succès, et permettre une visite plus approfondie et plus efficace sur le terrain. Les préparatifs peuvent démarrer par un examen général des informations concernant la plage, par exemple ses caractéristiques physiques, les différents types d'activités qui s'y déroulent et les estimations de sa fréquentation. Les cartes topographiques, les photos aériennes et les données issues des systèmes d'information géographique (SIG) peuvent apporter une perspective différente favorisant l'identification des sources de contamination, des sites d'échantillonnage possibles et de l'utilisation des sols à proximité. L'étude des données antérieures concernant les résultats des épreuves microbiologiques, les affichages publics et la surveillance des maladies fournit des informations permettant de déterminer si la zone se prête à des activités récréatives, ainsi que les risques potentiels pour les usagers. L'évaluation des données hydrologiques et météorologiques et des autres données sur la qualité de l'eau compte tenu des précipitations, des courants, des marées, des vents dominants et des rejets potentiels (eaux usées, eaux pluviales et autres rejets de déchets) peut contribuer à préciser leur impact (individuel ou collectif) sur la qualité des eaux.

2.2 Visite des lieux

La visite des lieux a pour objet d'identifier de visu et de confirmer tous les dangers réels ou potentiels. Par ailleurs, des informations peuvent être recueillies sur l'existence et la conformité des installations publiques, des dispositifs de sécurité et des mécanismes d'information et de sensibilisation du public. Aux fins des ESHM, on entend par « danger » tout objet ou condition pouvant mettre en péril la sécurité ou la santé humaines. Dans la plupart des zones de baignade, les risques de contact avec la pollution fécale du milieu ambiant constituent une préoccupation majeure; de ce fait, il convient de porter attention aux sources possibles de contamination fécale à la fois ponctuelles (rejets ou déversements pouvant contenir des eaux usées, des eaux de pluie ou d'autres déchets d'origine fécale) et non ponctuelles (p. ex. oiseaux et animaux sauvages et domestiques, ruissellements d'eau de pluie depuis la plage et les zones avoisinantes, eaux septiques, baigneurs).

D'autres dangers réels ou potentiels peuvent aussi être présents, notamment :

• des dangers chimiques (p. ex. les rejets industriels, les contaminations provenant des marinas/bateaux);
• des dangers biologiques (p. ex. les proliférations de cyanobactéries, les organismes responsables de la dermatite du baigneur);
• des dangers physiques (p. ex. les dangers sous-marins, les eaux dangereuses).

D'autres informations peuvent s'avérer utiles pour déceler les dangers difficiles à discerner à l'oeil nu. Ainsi, la présence de grandes quantités de débris flottants peut indiquer des rejets d'eaux usées ou d'eaux de pluie. Une liste des différents types d'informations à recueillir pendant la visite des lieux est fournie à l'annexe D.

Il est parfois souhaitable de visiter les lieux par temps sec et par temps de pluie. Certains types de contamination (p. ex. ruissellement, rejets d'eaux pluviales) ne sont visibles qu'en périodes de pluie. Des échantillons d'eau représentatifs peuvent également être prélevés et analysés pour confirmer une éventuelle contamination et en déterminer la variabilité et la source. Des enquêtes succinctes peuvent aussi être effectuées tout au long de la saison estivale, en même temps que la surveillance microbiologique, afin de recueillir des informations récentes sur les zones vouées à des activités récréatives. Ces informations se sont avérées utiles pour élaborer des modéles qui aident à prévoir la qualité des eaux. De plus amples informations sur la question sont fournies à la section 10.0 (Dépistage des sources de pollution fécale) ainsi qu'à l'annexe B (Échantillonnage et analyse microbiologique).

2.3 Rapport d'évaluation

Une fois la visite des lieux terminée, il faut entreprendre une évaluation des risques pour préciser les dangers prioritaires. Une évaluation exhaustive exige la prise en compte de tous les facteurs susceptibles de contribuer à l'exposition des baigneurs. Ces facteurs sont notamment la proximité d'un danger par rapport à la zone de baignade, les effets des caractéristiques physiques de l'endroit (profondeur, circulation de l'eau), l'incidence possible des conditions météorologiques, les types et modes d'exécution des activités récréatives pratiquées dans la zone, et les effets de toute barrière existante. Ainsi, dans le cas d'un trop-plein d'égout unitaire, les facteurs contribuant à l'exposition des usagers pourraient être de fortes précipitations entraînant un déversement d'eaux usées, des courants ou des vents qui pousseraient ces eaux vers la zone de baignade, et l'absence de moyens d'information pour faire savoir au public que la zone de baignade doit être évitée immédiatement après de fortes pluies. L'évaluation des risques peut aussi contribuer à préciser les endroits où des barrières supplémentaires pourraient s'avérer nécessaires pour réduire l'exposition humaine.

Le processus doit aboutir à la production d'un rapport d'évaluation sur lequel devront être fondés les nouveaux plans de gestion ou d'exploitation de la plage. Outre la présentation des constats faits durant l'enquête, le rapport doit définir les priorités d'intervention, préciser les barrières à mettre en place et formuler des recommandations en vue d'un programme adapté de surveillance de la plage. Ces recommandations doivent indiquer les lieux, périodes et fréquences spécifiques d'échantillonnage et donner un aperçu des mesures à prendre si une alerte ou d'autres formes d'intervention s'imposent.

L'organigramme présenté à la figure 1 (d'après Codd et coll., 2005) pourrait illustrer le déroulement des activités de conception et de mise en place de la stratégie à barrières multiples pour les eaux récréatives. Les exploitants de plages, les fournisseurs de services ou les autorités compétentes désireux d'élaborer leur propre plan d'exploitation peuvent s'en inspirer.

Figure 1. Déroulement possible des activités de conception et d'application de la stratégie à barrières multiples pour les eaux récréatives.

3.0 Barrières pour la protection des eaux récréatives

Les barrières sont des procédures ou des mesures qui, collectivement, réduisent le risque d'exposition humaine aux dangers que présentent les eaux à vocation récréative. Il peut s'agir de mesures concrètes, comme le nettoyage et l'entretien des plages, ou de procédés et d'outils visant à améliorer l'efficacité du programme de gestion des eaux récréatives, tels que des politiques et des textes de loi, des directives, des normes et des stratégies de sensibilisation et de communication.

Quatre grands domaines ont été décrits en vue de la mise en place de barrières (OMS, 2003a) : la surveillance de la conformité, la communication et la sensibilisation du public, les conseils de santé publique, et les mesures de lutte contre les dangers.

3.1 Surveillance de la conformité

La surveillance a pour objet de déterminer les dangers existants et de garder le suivi d'éventuels changements. Il est essentiel d'avoir un bon système de suivi et de rapports pour évaluer la salubrité des eaux récréatives et communiquer des informations à ce sujet. Les décisions concernant les zones à surveiller, la sélection des indicateurs et la conception du programme de surveillance sont prises par les organismes de gestion et de réglementation compétents. Le programme de surveillance doit intégrer les informations livrées par l'ESHM et tenir compte des recommandations relatives aux zones devant faire l'objet d'une attention prioritaire. Un plan de surveillance documenté doit être établi pour toutes les plages surveillées et contenir au minimum des instructions sur les aspects suivants :

• les paramètres à analyser;
• les endroits où prélever les échantillons;
• les dates et la fréquence des prélèvements d'échantillons.

Il faut surveiller régulièrement les eaux récréatives pour dépister toute contamination fécale, au moyen des indicateurs primaires suivants :

• eaux douces : E. coli;
• eaux marines : entérocoques.

Des valeurs recommandées ont été établies concernant ces paramètres pour ce qui est de la moyenne géométrique et des concentrations indicatives pour un seul échantillon (voir le tableau 1 [Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada - Tableau sommaire] et la section 4.0 [Indicateurs recommandés de contamination fécale]).

En outre, d'autres organismes décrits pourraient constituer d'utiles indicateurs apportant des informations complémentaires sur la contamination fécale des eaux récréatives. Ces organismes peuvent également être intégrés au programme de surveillance des eaux récréatives, dans la mesure où leur pertinence a été reconnue par les organismes de gestion et de réglementation compétents.

D'autres paramètres de la qualité de l'eau relatifs aux caractéristiques physiques et esthétiques d'une zone vouée aux loisirs aquatiques et de ses alentours se rapportent à la santé et à la sécurité des usagers et peuvent donc être inclus dans un programme de surveillance. Des valeurs recommandées ont été définies pour ces paramètres dans les cas où ils peuvent être mis en évidence (voir le tableau 1 [Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada - Tableau sommaire] et la section 8.0 [Caractéristiques physiques, chimiques et esthétiques]).

On peut également procéder à des tests visant à déceler des dangers particuliers s'il existe une preuve épidémiologique ou autre de leur présence dans l'eau. Ces preuves peuvent prendre les formes suivantes :

• des rapports concernant une éclosion de maladies ou des maladies d'étiologie particulière;
• des rapports faisant état de suspicions quant à une maladie de cause indéterminée;
• des rapports signalant des lésions liées à l'eau;
• des indicateurs dont le niveau suggère fortement la présence d'un danger particulier;
• des rapports relatifs à un événement particulier tel qu'un rejet d'eaux usées ou un déversement de produits chimiques; ou
• une prolifération de cyanobactéries.

Soulignons encore que les informations fournies par la surveillance ne constituent qu'un aspect d'un programme de gestion plus vaste. Outre qu'elle permet de déterminer la conformité d'un plan d'eau aux Recommandations, la surveillance remplit de nombreuses autres fonctions, notamment :

• étayer les constats de l'enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu;
• préciser les impacts des événements ayant une incidence sur la qualité de l'eau;
• mettre en évidence les tendances à long terme de la qualité de l'eau;
• vérifier que les barrières en place donnent les résultats escomptés;
• contribuer à la mise au point de modèles prédictifs de la qualité de l'eau.

3.1.1 Fréquence de l'échantillonnage microbiologique

Nombre de facteurs peuvent influer à un moment ou à un autre sur la qualité microbiologique d'une étendue d'eau utilisée à des fins récréatives. Mentionnons, par exemple, le type et la périodicité des épisodes de contamination (de sources ponctuelles ou diffuses), l'heure de la journée, les conditions météorologiques récentes, le nombre d'usagers de la zone de baignade et les caractéristiques physiques de la zone elle-même. Les variations importantes de la densité des organismes indicateurs dans les eaux récréatives au cours d'une journée ou d'un jour à l'autre ont été bien documentées (Leecaster et Weisberg, 2001; Boehm et coll., 2002; Whitman et Nevers, 2004; U.S. EPA, 2005a).

D'après les résultats d'un projet de surveillance environnementale (projet EMPACT, Environmental Monitoring for Public Access and Community Tracking) réalisé par l'U.S. EPA, les variations quotidiennes constituent la principale cause d'incertitude dans l'estimation de la qualité de l'eau d'une zone vouée aux loisirs aquatiques pendant une période donnée (U.S. EPA, 2005a). Les seules corrélations mises en évidence se rapportent aux densités mesurées le lendemain même. Les corrélations avec les densités d'organismes indicateurs mesurées plus de deux jours après étaient négligeables.

Un échantillonnage fréquent (quotidien plutôt qu'hebdomadaire; hebdomadaire plutôt que mensuel) présente plusieurs avantages. Compte tenu de l'importante variation des densités de bactéries fécales indicatrices enregistrée d'un jour à l'autre, même une surveillance quotidienne n'améliore pas nécessairement l'aptitude à prévoir la qualité de l'eau le lendemain en se basant sur les résultats microbiologiques du jour. Toutefois, le complément d'information apporté par un échantillonnage plus fréquent permet aux autorités compétentes de se faire une meilleure idée des tendances de la qualité de l'eau et de déterminer en toute connaissance de cause si la zone se prête globalement à des activités récréatives. De plus, il leur permet de déceler plus rapidement d'éventuels problèmes persistants de la qualité de l'eau.

Les Recommandations préconisent d'utiliser une limite maximale pour la moyenne géométrique des concentrations indicatrices de matières fécales ainsi que pour la concentration maximale dans un seul échantillon. Le recours à une double limite permet aux exploitants des eaux récréatives de mieux évaluer la qualité de l'eau à court terme et sur toute la durée de la saison de baignade. La concentration maximale dans un échantillon unique attire l'attention des gestionnaires sur tout problème immédiat de qualité de l'eau, tandis que la moyenne géométrique maximale les renseigne sur les problèmes de contamination chronique. Cette double démarche est conforme aux bonnes pratiques reconnues en matière de surveillance et témoigne d'un engagement global à l'égard d'une stratégie de gestion du risque pour les eaux récréatives.

Afin d'assurer une protection adéquate de la santé humaine, il convient d'analyser les eaux utilisées régulièrement pour la pratique d'activités de contact primaire au moins une fois par semaine pendant la saison de baignade. Cette fréquence hebdomadaire de la surveillance permet d'alerter les gestionnaires et les autorités compétentes en cas de problèmes de contamination persistants et d'aboutir à la prise des décisions nécessaires dans un temps raisonnablement bref. Elle est également conforme aux recommandations formulées par l'EPA dans son guide de 2002 intitulé Implementation Guidance for Ambient Water Quality Criteria for Bacteria.

Au cours de l'échantillonnage, il est aussi souhaitable de prélever des échantillons qui permettent de caractériser les épisodes de pollution résultant d'événements précis et pouvant avoir un effet préjudiciable sur les eaux récréatives, par exemple juste après de fortes précipitations ou pendant les périodes où les baigneurs sont les plus nombreux.

Il est recommandé d'accroître la fréquence de la surveillance dans les zones susceptibles d'accueillir de fortes densités de baigneurs. On peut alors prélever davantage d'échantillons afin de pouvoir calculer, si nécessaire, une moyenne géométrique (sur la base de cinq échantillons au moins) hebdomadaire, voire journalière.

De même, certaines circonstances peuvent justifier une réduction de la fréquence d'échantillonnage recommandée. C'est le cas, par exemple, des plages isolées situées dans des zones où les activités de contact primaire avec l'eau sont peu fréquentes, ou encore des plages où la qualité de l'eau s'est toujours révélée acceptable. Dès lors que l'on comprend bien le comportement de la qualité de l'eau dans un site donné du fait d'une surveillance assez intensive et de la réalisation d'une enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu, il peut être justifié de réduire la fréquence d'échantillonnage, ce qui permet d'alléger la charge de la surveillance (Bartram et Rees, 2000; OMS, 2003a). Ainsi, si l'on peut déterminer que l'eau d'une zone de loisirs est régulièrement de bonne qualité microbiologique et ne semble pas présenter de risque important pour la santé et la sécurité de ses usagers, la fréquence de surveillance peut être réduite à celle nécessaire pour s'assurer que les conditions ne se sont pas détériorées.

Il peut aussi être justifié de réduire la fréquence de surveillance des zones vouées aux loisirs aquatiques lorsque les analyses de l'eau donnent systématiquement des résultats médiocres, à condition toutefois que les mesures de gestion appropriées soient mises en place pour y décourager les usages récréatifs et que les risques encourus soient clairement communiqués au public.

3.1.2    Sites de prélèvement des échantillons microbiologiques

Chaque zone vouée aux loisirs aquatiques est unique. Les décisions en matière de conception détaillée du programme de surveillance des eaux récréatives doivent être prises par les autorités locales ou régionales compétentes, compte tenu des conditions particulières de la zone, des activités récréatives concernées et de la fréquentation des usagers. Des orientations sont fournies sur certains des facteurs à considérer pour sélectionner les sites d'échantillonnage.

La plupart des étendues d'eau utilisées à des fins récréatives ne sont pas parfaitement homogènes du point de vue de leurs propriétés microbiologiques. Aux fins de l'évaluation des eaux récréatives, l'échantillonnage a pour objet d'obtenir des aliquotes aussi représentatives que possible de la qualité microbiologique de l'eau dans une certaine zone. Un échantillon d'eau fournit à lui seul une estimation quantitative des bactéries indicatrices présentes sur un site donné et à un moment donné. Whitman et Nevers (2004) ont constaté qu'il pouvait y avoir des variations importantes entre les échantillons prélevés en des points multiples le long de la plage, ainsi qu'entre ceux recueillis dans des endroits proches les uns des autres quasiment au même moment. Plus le nombre d'échantillons augmente, plus les données sur la qualité globale de l'eau sont représentatives.

Les sites doivent être choisis de manière à être représentatifs de la qualité de l'eau dans la zone de baignade tout entière. Il faut aussi tenir compte des conditions particulières pouvant influer sur la densité et la répartition des organismes et agents pathogènes indicateurs. Les sites d'échantillonnage doivent être sélectionnés à la fois dans les zones de forte baignade ainsi qu'à des endroits périphériques soumis à une pollution fécale d'origine externe. La présence d'exutoires d'eaux pluviales ou d'eaux usées et de décharges fluviales peut faire varier fortement la qualité microbiologique dans certaines sections d'un plan d'eau. Le degré d'hétérogénéité peut également dépendre des précipitations, de la direction et de la vitesse du vent, des courants et des marées, ou de la présence d'obstacles physiques tels que des bancs de sable ou des jetées et brise-lames naturels ou artificiels.

La profondeur à laquelle les échantillons sont prélevés peut avoir un effet considérable sur l'estimation de la qualité de l'eau. L'expérience a montré qu'il est préférable de prélever les échantillons à « hauteur de poitrine » (soit environ 1,2 à 1,5 mètre). On considère en effet que c'est à cette profondeur que se concentre l'activité des baigneurs, tout en étant le lieu le plus proche du point d'immersion de la tête qui fournirait des indications sur les risques liés à une ingestion d'eau accidentelle. D'après les études épidémiologiques publiées, seuls les échantillons prélevés à cette profondeur ont permis de mettre en évidence une relation mathématique entre la densité des organismes indicateurs et les maladies chez les baigneurs.

Les numérations microbiologiques en eau peu profonde (à hauteur des chevilles ou des genoux, soit environ 0,15 à 0,5 mètre) peuvent être supérieures à celles obtenues à plus grande profondeur (p. ex. à hauteur de la taille ou de la poitrine). Les perturbations du sable et des sédiments de l'estran provoquées par le ressac des vagues et l'activité des baigneurs peuvent entraîner une remise en circulation des microorganismes et ont donc un impact important sur la qualité de l'eau à faible profondeur. L'échantillonnage à faible profondeur a été jugé plus représentatif des risques pour les jeunes enfants et peut être considéré comme une approche plus prudente de la surveillance; il peut également donner lieu à des avertissements plus fréquents. À l'heure actuelle, les éléments d'information disponibles sont insuffisants pour conclure qu'une intensification des restrictions se traduirait effectivement par une réduction équivalente du nombre de maladies chez les baigneurs.

Une autre stratégie de surveillance proposée vise à rechercher un équilibre entre la profondeur où la majorité des effets délétères a été prouvée et la profondeur où les numérations microbiologiques seraient les plus élevées (U.S. EPA, 2005a). D'après les recommandations du rapport EMPACT précité (U.S. EPA, 2005a), un échantillonnage pratiqué à hauteur des genoux ou de la taille constitue une démarche de surveillance raisonnable, mais toujours prudente.

Enfin, une autre stratégie consiste à prélever des échantillons à diverses profondeurs, par exemple entre les genoux et la taille et entre la taille et la poitrine. Ce protocole permet de produire des estimations distinctes de la qualité de l'eau, à la fois en eau peu profonde et à la profondeur propice pour la natation. Ces informations complémentaires sont utiles s'il faut déterminer dans quelle mesure une zone de baignade se prête à des activités récréatives.

3.1.3    Autres outils de surveillance

Échantillonnage composite
Les techniques d'échantillonnage composite constituent un des moyens permettant d'élargir la zone de plage faisant l'objet du programme de surveillance, tout en offrant la possibilité de réduire les coûts d'analyse. L'échantillonnage composite consiste à prélever de multiples échantillons sur une étendue de plage, à les réunir en un ensemble composite et à en analyser un sous-échantillon. D'après de premiers travaux de recherche, un échantillonnage composite bien réalisé permet de tirer des conclusions sur la qualité de l'eau qui offrent un degré d'exactitude comparable à celui obtenu en analysant les échantillons individuels et en établissant la moyenne des résultats (Kinzelman et coll., 2006). Des informations complémentaires sur l'échantillonnage composite sont fournies à l'annexe C (Échantillonnage composite).

Modèles prédictifs de la qualité de l'eau
La mise au point de modèles prédictifs capables de produire des estimations de la qualité microbiologique de l'eau pour la journée en cours est un domaine de recherche en pleine évolution. Les chercheurs ont élaboré et validé, pour certaines plages, des modèles permettant de prévoir la qualité de l'eau à partir de données relatives à divers paramètres concernant l'eau et les conditions météorologiques (p. ex. la pluviométrie, la hauteur des vagues, la direction du vent, la turbidité, les concentrations indicatrices de matières fécales de la journée précédente). D'après les résultats obtenus à ce jour, un modèle bien conçu offre un degré de précision comparable à celui fourni par les démarches conventionnelles fondées sur les concentrations indicatrices de la journée précédente.

La mise au point des modèles pose nombre de difficultés. Il faut de grandes compétences techniques pour les élaborer et analyser les données, et les modèles ne fonctionnent pas nécessairement dans toutes les zones. Ils constituent néanmoins un moyen de prévoir la qualité de l'eau et de prendre des décisions plus rapidement quant à l'ouverture ou à la fermeture des zones de baignade. Plusieurs modèles sont actuellement utilisés aux États-Unis dans le cadre des programmes de surveillance des plages : SwimCast sur les plages de l'Illinois (Olyphant et Pfister, 2005), Project S.A.F.E. (Swimming Advisory Forecast Estimate) sur les plages du nord de l'Indiana (Whitman, 2005) et Nowcasting dans l'Ohio (Francy, 2007). Les exploitants de plages, les fournisseurs de services ou les autorités compétentes en quête d'outils complémentaires pour accélérer la prise de décisions sur la qualité de l'eau souhaiteront peut-être faire des recherches complémentaires sur cette approche.

3.2       Communication et sensibilisation du public

Pour être en mesure d'apprécier les loisirs aquatiques en toute sécurité, le public doit être informé de la qualité de la zone et des installations et prévenu des dangers existants. Il incombe aux exploitants de plages, aux fournisseurs de services et aux autorités compétentes d'informer et d'éduquer le public et d'émettre des avertissements en cas de danger dans les zones récréatives dont ils ont la responsabilité.

Les efforts déployés pour améliorer la compréhension et la sensibilisation du public quant à la qualité de l'eau peuvent avoir de nombreuses retombées positives (Bartram et Rees, 2000; Pendleton et coll., 2001). Les outils de communication permettent notamment :

• de réduire les risques potentiels de blessures ou de maladies chez les baigneurs;
• d'améliorer la qualité de l'eau;
• de corriger les idées fausses des usagers quant à la qualité de l'eau;
• de rehausser la confiance du public;
• d'accroître la fréquentation des plages.

Les usagers peuvent quant à eux s'informer des mesures à prendre pour se protéger et pour protéger les plages, se renseigner sur l'endroit où sont affichés les résultats des activités de surveillance de la qualité de l'eau et consulter ces informations avant de se rendre à la plage.

Affichage des informations sur les zones de loisirs aquatiques
Les informations sur la qualité de l'eau doivent être transmises au public au moyen de panneaux d'affichage. Ces panneaux doivent avertir les usagers lorsque la zone ne convient pas aux activités aquatiques récréatives, et également leur signaler lorsque la qualité de l'eau permet l'utilisation de la zone.

Les panneaux doivent être installés à des endroits bien visibles pour le public. Les informations présentées doivent être faciles à comprendre et ne pas prêter à des interprétations erronées. Idéalement, la présentation des panneaux devrait être normalisée pour permettre des comparaisons entre les différentes zones de loisirs aquatiques. Les avertissements doivent être donnés en temps opportun et être levés dès que les autorités compétentes estiment qu'il n'y a plus de risques. De même, lorsque la zone est jugée utilisable sans danger, le public doit en être informé au moyen de panneaux clairs.

Les informations présentées sur les panneaux d'affichage doivent comporter au minimum :

• une déclaration précisant le risque pour la santé ou la sécurité;
• la ou les mesures recommandées;
• le nom de l'autorité qui a émis l'avertissement;
• les coordonnées de l'autorité responsable.

On trouvera à l'annexe F divers exemples de panneaux d'information sur les plages.

Deux situations principales justifient l'affichage d'un avertissement : après une alerte concernant la baignade et après une décision de fermer une plage. Les avis d'interdiction de baignade ou de fermeture d'une plage sont émis par un médecin des autorités sanitaires ou autres autorités compétentes, conformément aux lois et aux règlements en vigueur dans chaque province ou territoire. Cette décision doit reposer sur une évaluation approfondie de la situation basée sur les informations recueillies dans le cadre du programme de surveillance des eaux récréatives, de l'enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu et des activités de surveillance de la santé publique.

Un avis d'interdiction de baignade peut être émis si les autorités compétentes constatent que l'eau est impropre aux loisirs aquatiques. Dans ce cas, il est conseillé aux usagers d'éviter de mettre le corps entier en contact avec l'eau. Le contact avec la plage reste généralement autorisé et l'accès aux installations n'est pas limité. Plusieurs situations peuvent donner lieu à une interdiction de baignade, notamment :

• le dépassement des valeurs de la recommandation pour les indicateurs de contamination fécale;
• le dépassement des valeurs de la recommandation pour les cyanobactéries toxiques et leurs toxines, ou dans les cas de proliférations de cyanobactéries;
• la mise en évidence de risques de dermatite du baigneur chez les usagers des eaux récréatives;
• comme mesure préventive à la suite à de fortes précipitations;
• la présence de dangers possibles pour la sécurité (entre autres de forts courants, des tombants abrupts et des dangers sous-marins).

La fermeture d'une plage peut être décidée si l'autorité compétente conclut que la plage ou un plan d'eau présente un risque important pour la santé et la sécurité des usagers et qu'il faut en outre empêcher les personnes d'entrer en contact avec la zone. En période de fermeture, toutes les activités de loisirs pratiquées dans la zone sont également interrompues. Il est conseillé aux usagers d'éviter tout contact avec la plage et la zone de loisirs aquatiques, et l'accès aux installations peut être interdit. Diverses situations peuvent justifier une fermeture de plage, notamment :

• la zone considérée est soupçonnée d'être à l'origine de l'éclosion de maladies d'origine hydrique;
• un déversement d'eaux usées ou de produits chimiques susceptible d'avoir un impact sur la zone de loisirs aquatiques a eu lieu;
• d'autres situations telles que la zone est considérée comme présentant un risque élevé pour la santé publique (p. ex. une eau demeurant de qualité très médiocre).

Des panneaux appropriés peuvent également être affichés dans les zones jugées propices aux activités de contact secondaire (p. ex. l'aviron, la voile, les promenades en canot, la pêche), mais non aux activités de contact primaire (p. ex. la natation, la marche dans l'eau, la planche à voile, le ski nautique). Il peut alors s'avérer nécessaire d'installer des panneaux au-delà de la zone de plage afin qu'ils soient davantage visibles. Les emplacements suggérés sont les lieux d'accès et de mise à l'eau.

Autres outils de communication et d'éducation du public
Outre les panneaux d'affichage, d'autres outils permettent de diffuser l'information et d'éduquer le public, en particulier :

• les supports imprimés (p. ex. affiches, fiches d'information, bulletins éducatifs, brochures, dépliants);
• les médias (p. ex. journaux locaux, messages à la radio et à la télévision, sites Web);
• la participation à des programmes de remise de prix ou de certification des plages;
• les manifestations éducatives telles que les programmes de surveillance par des bénévoles et les journées de nettoyage des plages;
• les systèmes de classement et de notation des plages.

Les systèmes de classement et de notation des plages ont suscité de l'intérêt en tant qu'outil de promotion de la communication et de la compréhension des informations sur la qualité de l'eau. Plusieurs entités et organisations multinationales ont inclus un système de classement dans leurs recommandations pour la gestion des eaux récréatives (OMS, 2003a; Ministère du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs du Québec, 2004; NHMRC, 2005).

Les systèmes de notation des plages présentent des avantages et des inconvénients. Les autorités compétentes doivent être conscientes des limites inhérentes à tout système lorsqu'elles envisagent d'y avoir recours comme moyen de communication. Ainsi, le système de classement fondé sur les résultats de la surveillance des indicateurs fécaux ne renseigne que sur l'un des aspects de la qualité des eaux récréatives. Par ailleurs, la précision d'un tel système risque d'être très compromise par les limites reconnues de la surveillance des indicateurs fécaux. Idéalement, un système efficace de classement des plages mis en place dans le cadre d'une approche à barrières multiples devrait reposer sur des critères relevant de plusieurs catégories, et s'appuyer sur les résultats de la surveillance, sur des outils de communication et sur les mesures existantes de lutte contre les dangers.

3.3 Avis de santé publique

Les consultations avec les autorités de santé publique constituent un autre aspect fondamental de la gestion des risques. Lorsque survient un incident (microbiologique, chimique ou physique) constituant une menace pour la santé ou la sécurité publiques, les autorités sanitaires peuvent jouer un rôle de conseil déterminant quant aux mesures qui s'imposent. Les autorités sanitaires locales doivent être rapidement avisées de toute situation qui met en péril la santé ou la sécurité des usagers des eaux récréatives. De même, on peut consulter périodiquement les agents de santé publique locaux, dans le cadre des activités normales, pour obtenir des informations et des avis pertinents concernant l'utilisation sécuritaire des eaux récréatives.

Lorsqu'elles évaluent les risques que présentent les eaux récréatives, les autorités sanitaires locales doivent, dans la mesure du possible, instaurer une surveillance des maladies ou des lésions observées chez les baigneurs. Cette activité peut s'intégrer aux mécanismes existants de surveillance de la santé publique ou donner lieu à des investigations spécifiques. Les sources d'information comprennent :

• les ministères ou organismes fédéraux, provinciaux/territoriaux ou régionaux dotés de programmes de surveillance ou de systèmes de rapports;
• les rapports cliniques établis par les services d'urgence des hôpitaux et les médecins locaux;
• les rapports d'accident ou d'incident détenus par les exploitants des zones de loisirs aquatiques ou par les fournisseurs de services;
• les enquêtes épidémiologiques officielles;
• d'autres mécanismes de surveillance potentiels (p. ex. le suivi des ventes en pharmacie de médicaments disponibles sans ordonnance).

Les méthodes d'enquête sur les maladies associées aux eaux récréatives sont conformes aux recommandations formulées dans Procedures to Investigate Waterborne Illness (International Association for Food Protection, 2002).

3.4 Maîtrise des dangers

La maîtrise des dangers consiste à recourir à des mesures concrètes pour réduire l'impact des dangers microbiologiques, chimiques ou physiques dans une zone de loisirs aquatiques donnée. En règle générale, ces mesures sont propres au danger et au site considérés. Les consultations avec les autorités compétentes, les exploitants de plages, les fournisseurs de services et les spécialistes de la qualité des eaux récréatives peuvent aider à recenser les mesures qui ont donné de bons résultats dans d'autres collectivités. Les mesures à petite échelle visant à réduire la contamination fécale peuvent par exemple consister en des activités de nettoyage et d'entretien des plages, ou encore en l'installation d'ouvrages tels que des barrières et des câbles aériens pour éloigner les oiseaux et les autres espèces sauvages. À plus grande échelle, elles peuvent comprendre le traitement des eaux usées ou la mise en place de dispositifs de rétention des déchets contenus dans les eaux pluviales.

Les mesures possibles doivent être évaluées en fonction de leur incidence sur la santé des usagers et de l'environnement. L'évaluation permettra de déterminer s'il convient, sur le plan de la rentabilité, d'engager des actions à petite ou à grande échelle. Toutefois, certains problèmes de fond pourront parfois exiger de recourir à des méthodes plus pointues.

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 gastrointestinales 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. Ils 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 bactéries fécales indicatrices idéales devraient répondre aux exigences suivantes (Cabelli et coll., 1983; Elliot et Colwell, 1985), c'est-à-dire être :

• présentes dans le tractus intestinal des humains et des autres animaux à sang chaud;
• présentes 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);
• absentes des eaux non polluées et associées exclusivement à la présence de matières fécales d'origine animale et humaine.

Les autres qualités souhaitables des espèces indicatrices 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.

4.1 Organismes indicateurs pour les activités récréatives de contact primaire

4.1.1 Eaux douces : Escherichia coli (E. coli)

Valeurs recommandées
Pour les eaux douces utilisées pour les activités récréatives de contact primaire, les valeurs recommandées sont le`s suivantes :

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. D'autres mesures devront être prises si l'une ou l'autre de ces valeurs recommandées est dépassée, mais 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.

Le Groupe de travail sur la qualité des eaux à usage récréatif recommande en outre 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 des plages très fréquentées ou qui peuvent accueillir beaucoup de personnes en même temps. 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 recommandées 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 gastrointestinales associées à la natation. Les données épidémiologiques existantes ne suffisent pas pour permettre l'estimation du degré de risque lié aux cas individuels d'exposition. Les valeurs des recommandations pour les indicateurs recommandés de contamination fécale dans les eaux douces et marines sont estimées de manière à correspondre à une incidence saisonnière de maladies gastrointestinales d'environ 1 à 2 % (10 à 20 cas pour 1 000 baigneurs). 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 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 recommandées en vigueur.

Le recours aux indicateurs pour l'évaluation de la qualité des eaux récréatives comporte certaines limites. Le groupe de travail considère qu'une utilisation judicieuse des valeurs recommandées dans le cadre d'une approche à barrières multiples aux fins de la gestion des eaux récréatives représente une solution raisonnable pour la protection des baigneurs contre l'exposition aux pathogènes fécaux dans les eaux à vocation récréative.

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 les excréments des humains et des autres animaux à sang chaud et constitue par ailleurs un indicateur plus spécifique de contamination fécale que les coliformes totaux ou les coliformes thermotolérants (fécaux). Enfin, la numération d'E. coli dans les eaux récréatives est rapide et facile. On considère qu'il n'existe pas de source non fécale d'E. coli, et que cet organisme est habituellement incapable de se développer dans les eaux naturelles tempérées. De plus, on a démontré l'existence d'une corrélation étroite entre la concentration d'E. coli dans les eaux douces et le risque de maladies gastrointestinales 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. Son utilisation a toutefois été contrariée jusqu'à ce qu'on mette enfin au point, au cours des années 1980, des méthodes normalisées permettant sa détection en laboratoire en moins de 24 à 48 heures. Le groupe de coliformes thermotolérants avait jusque-là servi d'indicateur principal de contamination fécale dans les eaux récréatives, mais la découverte d'espèces de ce groupe ayant une origine non fécale ou environnementale et qu'on pouvait 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 remettre en question 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 précédente des recommandations (Santé et Bien-être social Canada, 1992), le remplacement des coliformes thermotolérants (Santé et Bien-être social Canada, 1983) par E. coli comme indicateur recommandé de la qualité des eaux douces représentait une nouvelle orientation pour le contrôle des eaux à vocation récréative. Il a donc été convenu d'autoriser 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, afin de donner aux différentes instances réglementaires le temps de s'adapter à l'application des nouvelles recommandations. Ces instances ont depuis eu tout le temps nécessaire pour procéder aux changements voulus et le Groupe de travail sur la qualité des eaux à usage récréatif ne recommande donc plus désormais l'utilisation des coliformes thermotolérants comme indicateurs de la qualité des eaux récréatives. Il réaffirme 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, 2006a). 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., 2007). 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 que l'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).

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 les deux types de bactéries (Rhodes et Kator, 1988; Korhonen et Martikainen, 1991; Chandran et Mohamed Hatha, 2005). On considère toutefois qu'il 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 de 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 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). Ces concentrations 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, 2006a). 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 produisant la toxine de Shiga (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 (RCP) 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 étroitement de la nature des sources de contamination des zones de baignade. Elle peut être sporadique et les quantités peuvent être très variables. 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.

Une approche à barrières multiples combinant une surveillance régulière de la présence d'E. coli et des 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.

Études épidémiologiques connexes
Les valeurs actuelles recommandées pour les indicateurs de contamination fécale des eaux douces sont fondées en partie sur les résultats des études épidémiologiques réalisées par l'U.S. EPA sur les eaux dulcicoles et marines à vocation récréative (Dufour, 1984; Santé et Bien-être social Canada, 1992).

Ces études ont mesuré les concentrations d'organismes indicateurs dans les eaux de baignade et les ont comparées aux taux de maladies déclarés par les baigneurs à la suite d'activités récréatives de contact avec l'eau pratiquées le jour même du prélèvement des échantillons. Des taux statistiquement significatifs de maladies gastrointestinales ont été mesurés chez les baigneurs fréquentant des plages considérées comme plus polluées, comparativement à celles jugées non polluées. S'agissant des symptômes non liés aux maladies gastrointestinales, aucune différence statistiquement significative n'a été constatée. Des coefficients de régression ont été déterminés pour les niveaux de chacun des indicateurs et les taux de maladies gastrointestinales observés chez les baigneurs. Les meilleures corrélations ont été obtenues avec E. coli (r = 0,80) et les entérocoques (r = 0,74). Le risque saisonnier de maladies gastrointestinales pour 1 000 baigneurs (y) est relié à la densité d'E. coli/100 mL (x) selon l'équation suivante :

Selon l'interprétation du groupe de travail, ces données signifient que l'utilisation d'une moyenne géométrique de 200 E. coli/100 mL - soit l'équivalent de la valeur recommandée existante pour les coliformes thermotolérants - en guise de concentration maximale limite conduirait à un risque saisonnier de maladies gastrointestinales pour les usagers des eaux récréatives d'environ 1 % (10 malades pour 1 000 baigneurs) (Santé et Bien-être social Canada, 1992).

Pour déterminer la concentration maximale d'indicateurs de contamination fécale autorisée dans un échantillon unique, le groupe de travail a examiné les équations de l'EPA servant au calcul de la limite dans un seul échantillon (U.S. EPA, 1986). Il a conclu qu'en multipliant par un facteur de 2 la moyenne géométrique recommandée, il obtiendrait une valeur de recommandation conforme aux données concernant la densité maximale admissible d'indicateurs dans les zones de plage désignées. Il a par la suite établi une concentration maximale dans un échantillon unique de 400 E. coli/100 mL (Santé et Bien-être social Canada, 1992).

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) font état d'un risque significativement plus élevé de gastroentérite 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. Ferley et coll. (1989) ont laissé entendre que les streptocoques fécaux constituaient de meilleurs indicateurs du risque de maladie gastrointestinale 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 gastrointestinales 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 ou la natation - par exemple, canotage en eau vive ou 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 gastrointestinales 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 gastrointestinales constituaient le problème de santé pour lequel ont faisait le plus souvent 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'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'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 gastrointestinales 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'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 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 gastroentérite, 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 gastrointestinales 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. Ils ont enfin fait état d'une NOAEL de 180 E. coli/100 mL fondée sur la définition de la maladie gastrointestinale utilisée dans l'étude du Royaume-Uni et jugée similaire à la définition hautement crédible de cette maladie (HCGI) utilisée à l'origine dans les études réalisées par Cabelli et coll. (1983).

Les Centers for Disease Control and Prevention (CDC) de l'U.S. EPA effectuent actuellement des études épidémiologiques sur des plages d'eau douce et marine dans le cadre d'une évaluation épidémiologique et environnementale nationale des eaux récréatives (National Epidemiologic and Environmental Assessment of Recreational Water Study - 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 surveillance de la qualité de l'eau. Ces travaux devraient être achevés d'ici 2010.

Résumé
En s'appuyant sur l'ensemble des données disponibles, le groupe de travail a conclu qu'E. coli reste 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 gastrointestinales associées à la natation. 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. Il 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. Une approche à barrières multiples combinant une surveillance régulière de la présence d'E. coli et des 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

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

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. D'autres mesures devront être prises si l'une ou l'autre de ces valeurs recommandées est dépassée, mais il faudra au minimum procéder immédiatement à un nouvel échantillonnage du site ou des sites. Par ailleurs, un avis pourrait être diffusé à l'intention des baigneurs si les autorités compétentes jugent que les eaux en question ne conviennent pas aux activités récréatives.

Le Groupe de travail sur la qualité des eaux à usage récréatif recommande en outre 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 des plages très fréquentées ou qui peuvent accueillir beaucoup de gens en même temps. 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 gastrointestinales 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 recommandées 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 gastrointestinales associées à la natation. Les données épidémiologiques existantes ne suffisent pas pour permettre l'estimation du degré de risque lié aux cas individuels d'exposition. Les valeurs des recommandations pour les indicateurs recommandés de contamination fécale dans les eaux douces et marines sont estimées de manière à correspondre à une incidence saisonnière de maladies gastrointestinales d'environ 1 à 2 % (10 à 20 cas pour 1 000 baigneurs). 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 recommandées en vigueur.

Le recours aux indicateurs pour l'évaluation de la qualité des eaux récréatives comporte certaines limites. Le groupe de travail considère qu'une utilisation judicieuse des valeurs recommandées dans le cadre d'une approche à barrières multiples aux fins de la gestion des eaux récréatives représente une solution raisonnable pour la protection des baigneurs contre l'exposition aux pathogènes fécaux dans les eaux à vocation récréative.

Description
Les entérocoques appartiennent au genre Enterococcus, créé pour accueillir les espèces du genre Streptococcus les plus étroitement associées aux 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; APHAet 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 normalement présents 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 gastrointestinales 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; APHAet 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 que l'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 caractérisation de la flore fécale humaine donnent à conclure que les espèces du genre Enterococcus pourraient être détectées dans les excréments de 100 % des sujets testés (Leclerc et coll., 2001).

Plusieurs études donnent à penser que la survie des entérocoques pourrait être prolongée dans les sédiments dulcicoles ou marins (Davies et coll., 1995; Desmaraiset coll., 2002; Ferguson et coll., 2005). On croit que ces milieux procurent 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 que l'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 valeur recommandée de 35/100 mL fixée pour la moyenne géométrique de la concentration de ces organismes. En 1988, Allen (1989) a mesuré les concentrations d'entérocoques sur huit plages marines du détroit de Northumberland, au Nouveau-Brunswick. Il a obtenu des valeurs globalement faibles, avec une moyenne géométrique de 3,5/100 mL, et constaté 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 (RCP) (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.

Une approche à barrières multiples combinant des contrôles réguliers de la présence d'entérocoques et des 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.

Études épidémiologiques connexes
Les valeurs actuelles recommandées pour les indicateurs de contamination fécale des eaux marines (Santé et Bien-être social Canada, 1992) sont fondées sur les résultats d'études épidémiologiques réalisées par l'U.S. EPA dans des eaux douces et marines à vocation récréative (Cabelli, 1983).

Ces études ont mesuré les concentrations d'organismes indicateurs dans les eaux de baignade et les ont comparées aux taux de maladies déclarés par les baigneurs à la suite d'activités récréatives de contact avec l'eau pratiquées le jour même du prélèvement des échantillons. Des taux statistiquement significatifs de maladies gastrointestinales ont été observés chez les baigneurs fréquentant des plages considérées comme plus polluées, comparativement à celles jugées non polluées. S'agissant des symptômes non liés aux maladies gastrointestinales, aucune différence statistiquement significative n'a été constatée. Des coefficients de régression ont été déterminés pour les niveaux des indicateurs évalués et les taux de maladies gastrointestinales observés chez les baigneurs. La meilleure corrélation a été obtenue avec les entérocoques(r = 0,75). Par ailleurs, le risque saisonnier de maladies gastrointestinales pour 1 000 baigneurs (y) est relié à la densité d'entérocoques/100 mL (x) selon l'équation suivante :

Selon l'interprétation du groupe de travail, ces données signifient que l'utilisation d'une moyenne géométrique de 35 entérocoques/100 mL en guise de concentration maximale limite conduirait à un risque saisonnier de maladies gastrointestinales pour les usagers des eaux récréatives d'environ 2 % (19 malades pour 1 000 baigneurs) (Santé et Bien-être social Canada, 1992). 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.

Pour déterminer la concentration maximale d'indicateurs de contamination fécale autorisée dans un échantillon unique, le groupe de travail a examiné les équations de l'U.S. EPA servant au calcul de la limite dans un seul échantillon (U.S. EPA, 1986). Il a conclu qu'en multipliant par un facteur de 2 la moyenne géométrique recommandée pour la concentration, il obtiendrait une valeur de recommandation conforme aux données concernant la densité maximale admissible d'indicateurs dans les zones de plage désignées. Il a par la suite établi une concentration maximale dans un échantillon unique de 70 entérocoques/100 mL (Santé et Bien-être social Canada, 1992).

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 entre les groupes de sujets 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 gastrointestinales et celles des maladies respiratoires chez les baigneurs. Les auteurs ont également signalé l'existence de seuils possibles d'un risque accru de gastroentérite 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 gastrointestinales 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 ou la natation - 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 gastrointestinales 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 gastrointestinaux étaient ceux qui étaient le plus souvent déclarés, que les maladies gastrointestinales constituaient le problème de santé pour lequel ont faisait le plus souvent 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'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 gastrointestinales 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 gastrointestinales. De plus, ils ont observé que les risques indiqués de maladies gastrointestinales 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 d'une évaluation épidémiologique et environnementale nationale sur les eaux récréatives (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. Ces travaux devraient être achevés d'ici 2010.

Résumé
En s'appuyant sur l'ensemble des données disponibles, le Groupe de travail sur la qualité des eaux à usage récréatif a conclu que les entérocoques restent les meilleurs indicateurs 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 gastrointestinales associées à la natation. 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. Le recours aux indicateurs pour 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. Une approche à barrières multiples combinant des contrôles réguliers de la présence d'entérocoques et des mesures, procédures et outils qui, collectivement, réduisent le risque d'exposition des baigneurs à la contamination fécale dans les eaux récréatives constitue le moyen le plus efficace de protéger la santé des usagers de ces eaux.
   

4.2 Eaux récréatives destinées aux activités de contact secondaire

Valeurs recommandées
S'agissant des eaux récréatives destinées aux activités de contact secondaire à l'exclusion des activités de contact primaire, la moyenne géométrique des concentrations d'indicateurs ne devrait pas dépasser une valeur égale à 5 fois la valeur recommandée établie pour les activités récréatives de contact primaire. Les valeurs correspondantes s'établissent comme suit :

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 pendant toute la durée de la période de surveillance. D'autres mesures devront être prises si les valeurs recommandées sont dépassées, mais il faudra au minimum procéder immédiatement à un nouvel échantillonnage du site ou des sites. De plus, un avis pourrait être diffusé à l'intention des baigneurs si les autorités compétentes jugent que les eaux en question ne conviennent pas aux activités récréatives de contact secondaire. De même, les zones jugées comme ne convenant pas aux activités de contact primaire mais où la qualité de l'eau est jugée acceptable pour les activités de contact secondaire devront faire l'objet d'avis en ce sens.

Justification des recommandations
On ne possède pas suffisamment de données épidémiologiques pour établir des valeurs recommandées fondées sur des critères sanitaires en ce qui a trait à l'exposition humaine à des pathogènes fécaux lors d'activités de contact secondaire. Selon le groupe de travail, une valeur recommandée distincte pour des activités de contact secondaire peut être acceptable dans certaines eaux; on peut également présumer que dans la plupart des activités de contact secondaire, le degré d'exposition à l'eau est plus faible. Les valeurs recommandées sont le résultat de décisions de gestion du risque fondées sur l'évaluation de scénarios d'exposition prévus et des risques possibles pour la santé des usagers des eaux récréatives; elles sont conçues pour procurer un certain degré de protection en attendant que des valeurs recommandées fondées sur des données épidémiologiques puissent être établies. En tenant compte à la fois des dangers possibles 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.

Le recours aux indicateurs pour l'évaluation de la qualité des eaux récréatives comporte certaines limites. Le groupe de travail considère qu'une utilisation judicieuse des valeurs recommandées dans le cadre d'une approche à barrières multiples aux fins de la gestion des eaux récréatives représente une solution raisonnable pour la protection des baigneurs contre l'exposition aux pathogènes fécaux dans les eaux à vocation récréative.

Description
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. Dans les éditions antérieures des recommandations, les valeurs recommandées visaient l'ensemble des loisirs aquatiques, y compris les activités dites de contact primaire (p. ex. natation, planche à voile et ski nautique) et celles dites de contact secondaire (p. ex. aviron et pêche sportive).

L'établissement de valeurs recommandées pour les eaux servant exclusivement à des activités aquatiques récréatives de contact secondaire exige une définition claire des types d'activités correspondant à cette description. Dans ses Directives pour la sécurité des eaux de baignade - Volume 1. Eaux côtières et 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 natation, la marche dans l'eau, le surf, le ski nautique, le canotage, le rafting ou le kayak en eau vive, la planche à voile ou la plongée.
• 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 ou la pêche sportive.

Même avec les critères de classification proposés, il reste très difficile de déterminer si une activité donnée appartient à la catégorie des activités de contact primaire (posant supposément un plus grand risque d'exposition) ou à la catégorie des activités de contact secondaire (posant supposément un risque d'exposition moindre). Certaines activités aquatiques récréatives seront faciles à classer alors que d'autres le seront peut-être moins. De plus, l'habileté de la personne qui pratique l'activité en question risque d'influer fortement sur son degré d'exposition à l'eau. Il est donc recommandé d'évaluer au cas par cas les activités qui, en première analyse, semblent appartenir à la catégorie des activités de contact secondaire. Il conviendra à cette fin de tenir dûment compte des types de risques que peuvent vraisemblablement courir l'ensemble des usagers, ainsi que tout risque possible de maladie.

Les données épidémiologiques recueillies sur l'utilisation des eaux récréatives et les risques de maladie qui en découlent correspondent en majeure partie à des activités de contact primaire telles que la natation ou la baignade. On a démontré l'existence de rapports entre la qualité de l'eau et l'incidence de maladies gastrointestinales pour ces types d'utilisation. Les activités de contact secondaire entraînent des degrés d'exposition très différents de ceux associés aux activités de contact primaire. L'exposition à divers microorganismes pathogènes peut varier sensiblement selon le degré et le type de contact avec l'eau. On considère que les activités de contact secondaire comportent des risques d'ingestion et des risques subséquents de maladies gastrointestinales moindres, mais on ne s'attend pas à ce que ces risques soient nuls. 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. Compte tenu des types différents d'expositions et de scénarios d'exposition possibles lors des activités de contact secondaire et vu l'absence de données épidémiologiques spécifiques à ce sujet, il est impossible à l'heure actuelle de formuler des recommandations liant les indicateurs recommandés de contamination fécale à une estimation du risque de maladies que peuvent courir les usagers des eaux récréatives. On recommande la réalisation de nouvelles études épidémiologiques afin de caractériser plus précisément les effets sur la santé des activités de contact secondaire.

On a recommandé de multiplier par 5 la moyenne géométrique de la concentration de pathogènes utilisée pour protéger les personnes pratiquant des activités récréatives de contact primaire afin d'établir des limites prudentes pour l'utilisation des eaux destinées aux activités récréatives de contact secondaire. Le groupe de travail a jugé qu'il s'agissait d'une approche acceptable pour l'établissement des valeurs recommandées correspondant aux utilisations de contact secondaire des eaux canadiennes à vocation récréative. Ces valeurs pourraient cependant être périodiquement révisées ou ajustées à mesure que des données nouvelles ou plus significatives deviendront disponibles. Les indicateurs recommandés de qualité des eaux récréatives sont considérés comme des indicateurs adéquats de la présence d'une contamination fécale et, de ce fait, de la présence possible de pathogènes fécaux. Ils ne nous renseignent pas sur la présence d'espèces pathogènes particulières, ni sur la présence de populations libres de microorganismes comme les Aeromonas spp. ou Pseudomonas aeruginosa qui peuvent également être associés à des maladies chez les humains. Le Groupe de travail sur la qualité des eaux à usage récréatif recommande d'utiliser l'approche à barrières multiples pour réduire le risque d'exposition aux organismes pathogènes dans les eaux à vocation récréative.

Les informations dont nous disposons ne sont pas suffisantes pour permettre de formuler des recommandations distinctes pour d'autres paramètres dans les Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada. Les agents régionaux, les fournisseurs de services et les autorités responsables doivent être conscients du fait que ces paramètres risquent également d'influer sur la qualité des eaux destinées uniquement aux activités de contact secondaire. Lorsque des consignes distinctes existent, il est recommandé que les valeurs établies par les recommandations et les directives y associées soient appliquées à l'ensemble des étendues d'eau à vocation récréative, sans égard aux types d'activités qu'on y pratique.

Avant d'attribuer à des eaux récréatives la désignation d'eaux destinées à des activités de contact secondaire, on recommande de soumettre d'abord ces eaux 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 de lieu d'activités de contact secondaire lorsqu'une évaluation de ce lieu donne à conclure qu'il est souvent utilisé pour des activités récréatives de contact primaire. 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 protéger le plus possible la qualité de l'eau. L'existence de recommandations moins rigoureuses ne devrait pas servir de prétexte à une réduction du statut d'une zone donnée en cas de problèmes de qualité de l'eau lorsqu'une évaluation donne à conclure que les valeurs recommandées relatives aux activités de contact primaire constituent un objectif réalisable.

Lorsqu'une zone est réservée uniquement aux activités récréatives de contact secondaire et que des avis sont publiés à cet effet, il est recommandé d'attirer l'attention du public sur le fait que toute immersion accidentelle (lors d'une chute, d'un chavirement, etc.) peut conduire à une exposition du corps entier et que, dans ces circonstances, l'ingestion d'eau risque de provoquer une maladie. Il convient également de rappeler aux usagers de prendre les précautions nécessaires pour éviter le plus possible ces types d'exposition. 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).

Recommandations proposées dans d'autres pays / territoires de compétence

États-Unis
L'U.S. EPA ne recommande pas l'imposition de limites numériques précises pour les activités de contact secondaire en milieux aquatiques, citant elle aussi l'absence de données scientifiques qui pourraient permettre d'établir des critères fondés sur la santé. Toutefois, dans son guide intitulé Implementation Guidance for Ambient Water Quality Criteria for Bacteria (U.S. EPA, 2002), elle recommande que dans le cas des eaux à vocation récréative a) qui ne servent pas déjà pour des activités de contact primaire et où il n'est pas possible d'accroître la qualité de l'eau suffisamment pour autoriser de telles activités; et b) où une analyse de faisabilité a donné à conclure qu'il était justifié d'interdire les activités récréatives de contact primaire, l'adoption de critères visant à protéger les personnes pratiquant des activités de contact secondaire soit envisagée. L'EPA propose enfin que les États et les groupes d'Autochtones autorisés envisagent d'adopter en guise de critère une valeur 5 fois supérieure à la moyenne géométrique actuellement en vigueur aux fins de la protection des adeptes d'activités récréatives de contact primaire.

Provinces canadiennes
Les documents sur la qualité des eaux de surface publiés par le Ministry of Environment de la Colombie-Britannique, Alberta Environment, Saskatchewan Environment et le Ministère du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs du Québec traitent de l'utilisation d'une limite maximale égale à 5 fois la moyenne géométrique en vigueur pour les activités récréatives de contact primaire afin de protéger les adeptes de loisirs aquatiques pendant leurs activités de contact secondaire ou en cas d'immersion accidentelle. Les consignes proposées sont des valeurs conseillées et ne constituent pas à l'heure actuelle des politiques officielles.

Études épidémiologiques connexes
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. Fewtrell et coll. (1994) ont réalisé une série d'études sur les rapports entre la qualité de l'eau et les maladies contractées au cours d'activités de canotage ou d'aviron. Ces études ont été réalisées pendant quatre manifestations sportives distinctes organisés au Royaume-Uni : deux marathons de canotage et deux régates à l'aviron. L'analyse des échantillons d'eau prélevés à ces occasions a révélé que trois des quatre sites ne respectaient pas les directives de l'Union européenne concernant la qualité de l'eau de baignade. Les auteurs ont indiqué qu'aucune différence significative ne pouvait être constatée entre les taux de maladies mesurés chez les sujets des groupes expérimentaux et ceux mesurés chez les sujets des groupes témoins, et ce, pour les quatre manifestations. Ils ont noté qu'au sein des groupes exposés, ceux qui signalaient avoir ingéré de l'eau présentaient une probabilité significativement plus élevée d'éprouver des symptômes gastrointestinaux que ceux qui n'avaient pas ingéré d'eau.

Résumé

1. Le risque de maladies causées par le contact de l'eau pendant des activités récréatives de contact secondaire dépend de nombreux facteurs, notamment du type et du degré d'exposition, du type et du nombre de microorganismes pathogènes présents et de l'habileté des participants. Il convient d'évaluer chacune des activités de contact secondaire afin d'en déterminer les risques potentiels pour la santé humaine.
2. Nous ne disposons pas à l'heure actuelle de données suffisantes pour pouvoir lier la concentration des indicateurs recommandés de contamination fécale à une estimation du risque de maladies pour les adeptes d'activités de contact secondaire dans les eaux canadiennes à vocation récréative. Il convient de procéder à des recherches plus poussées dans ce domaine.
3. Dans les eaux récréatives où les activités de contact primaire sont exclues, l'utilisation d'une valeur 5 fois supérieure à la moyenne géométrique de la densité de l'indicateur pour les activités de contact primaire constitue une approche raisonnable pour la protection des personnes pratiquant des activités récréatives de contact secondaire.
4. Les eaux récréatives que l'on envisage de désigner comme destinées aux activités aquatiques de contact secondaire devraient faire l'objet d'une évaluation approfondie visant à déterminer, entre autres, les utilisations existantes et le degré réalisable de qualité de l'eau, ainsi que les risques pour la santé de tout changement possible de désignation.

4.3 Examen d'autres organismes indicateurs potentiels

On peut trouver dans les eaux récréatives du Canada une variété de pathogènes. Comme indiqué 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 laisse deviner 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 a laissé entendre 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 les 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, lescoliphages à ARN-F⁺ et les bactériophages infectant le Bacteroides fragilis. Le tableau 2 résume les caractéristiques des indicateurs recommandés et des autres indicateurs potentiels.

Indicateurs potentiels
Bacteroides spp.
Les Bacteroides spp. 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 (de 105 à 1010 fois moins) 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 (RCP) 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 RCP 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 RCP quantitatives (RCPQ) ont par ailleurs 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 RCPQ des Bacteroides dans les études de son évaluation 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 par rapport aux indicateurs fécaux, aux pathogènes fécaux ou aux taux observés de maladie chez les baigneurs restent rares. Wade et coll. (2006) font état d'une association positive, mais ténue, entre la présence des Bacteroides et les maladies gastrointestinales chez les baigneurs fréquentant une ou deux plages d'eau douce étudiées dans le cadre de l'évaluation NEEAR. Les auteurs font état à cet égard d'un problème de sensibilité de la méthode RCPQ (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 (coûts, 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 de temps.

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 laissé entendre 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 donnent à conclure 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). On a par ailleurs détecté sa présence 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). 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) a fait état de l'existence d'une corrélation positive entre la présence de C. perfringens et la détection d'un ou plusieurs autres pathogènes contrôlés (Cryptosporidium, Giardia, Campylobacter,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 gastrointestinales 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 gastroentérite chez les nageurs 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 gastroentérite chez les nageurs 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 gastrointestinales.

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 contrariait 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 (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.

On a déjà laissé entendre que 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 des 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 cependant 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 règle générale, les groupes II et III semblent être associés de près à la contamination fécale d'origine humaine (c'est-à-dire, eaux usées domestiques ou municipales), tandis que le groupe IV serait lié principalement à la contamination fécale d'origine animale et aux déchets animaux (Scott et coll., 2002; Sobsey, 2002). Les coliphages du groupe I ont été isolés à la fois à partir d'excréments 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 and 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), et d'autres encore ont obtenu des résultats similaires avec des 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 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; Long et Sobsey, 2004; Sobsey, 2002). 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 observé une corrélation plus étroite entre les concentrations de coliphages à ARN-F⁺ et les concentrations d'entérovirus infectieux et de virus entériques qu'avec 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). Les résultats de Griffin et coll.(1999) tendent par contre à démontrer que les coliphages (somatiques et à ARN-F⁺ RNA) sont 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 gastrointestinaux 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); toutefois, ils n'ont 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 des contaminations fécales 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
La possibilité d'utiliser les bactériophages de B. fragilis comme indicateurs 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 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.

Résumé

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 les 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 tableau 2).
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. Les progrès réalisés dans les méthodes de détection et de numération pourraient permettre d'acquérir de meilleures connaissances sur ces organismes et sur leurs rôles éventuels dans les futurs programmes de surveillance des eaux récréatives.

• Tableau 2. Caractéristiques des organismes indicateurs recommandés ou potentiels

5.0 Microorganismes pathogènes

Valeurs recommandées
Aucune valeur recommandée ne peut être définie pour les microorganismes pathogènes d'origine hydrique présents dans les eaux récréatives. Des tests de dépistage doivent y être réalisés lorsque les données épidémiologiques ou autres le justifient.

Vue d'ensemble
Bactéries, virus et protozoaires sont les trois principaux types de microorganismes pathogènes qui peuvent vivre dans les eaux à vocation récréative. La présence de nombre d'entre eux résulte de la contamination des eaux par des déchets humains ou animaux, tandis que d'autres sont des microorganismes libres naturellement présents dans les milieux aquatiques à vocation récréative.

La détection des microorganismes pathogènes dans les eaux récréatives présente actuellement des défis trop grands pour qu'on puisse recommander qu'elle fasse partie d'un programme de surveillance régulier. Seules des circonstances spéciales, comme des enquêtes sur l'éclosion de maladies d'origine hydrique, justifient la mise en place d'une surveillance.

Les indicateurs fécaux comme E. coli et les entérocoques sont les meilleurs substituts disponibles pour prévoir la présence de microorganismes entériques pathogènes. Leur détection laisse présager la présence possible de ces microorganismes. Toutefois, l'absence des indicateurs fécaux recommandés ne signifie pas nécessairement qu'il n'y a pas d'organismes pathogènes. Bien que l'on ne puisse éliminer totalement le risque de maladies d'origine hydrique, une gestion des eaux récréatives fondée sur une approche à barrières multiples contribue à minimiser le risque d'exposition humaine aux pathogènes présents dans les eaux récréatives.

Des informations sont fournies sur les pathogènes reconnus comme étant potentiellement préoccupants dans les eaux récréatives du Canada. Cette liste ne se prétend pas exhaustive et les autorités compétentes souhaiteront peut-être fournir des informations sur d'autres organismes qu'elles jugent importants compte tenu des circonstances régionales. Des informations complémentaires sur nombre de ces organismes sont données dans les documents techniques des Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada.

5.1 Bactéries pathogènes

Nombre de bactéries pathogènes sont susceptibles d'être présentes dans les eaux récréatives du Canada. On trouve des bactéries entériques pathogènes dans les eaux contaminées par des déchets fécaux d'origine humaine ou animale. Elles proviennent de sources variées : déversements d'eaux usées, trop-pleins d'égout unitaire, eaux pluviales, fosses septiques défectueuses et baigneurs infectés. Certains sont des agents zoopathogènes, ce qui explique que les déjections animales et le ruissellement pluvial provenant de zones fréquentées par des animaux constituent également des sources importantes. La transmission intervient par la voie fécale-orale, suite à l'ingestion accidentelle d'eau contaminée. Les symptômes gastrointestinaux comptent parmi les manifestations morbides les plus communes en cas d'infection par des bactéries entériques pathogènes. Certains pathogènes peuvent provoquer des maladies ayant des conséquences plus graves. E. coli et les entérocoques sont les meilleurs indicateurs disponibles de la présence possible de bactéries entériques pathogènes.

D'autres bactéries pathogènes sont des espèces libres ou susceptibles de s'introduire dans les eaux naturelles par des voies autres que la contamination fécale. La transmission peut survenir dans des eaux contenant des quantités suffisantes de ces organismes, en règle générale par inhalation ou par contact direct avec le corps. Les maladies peuvent être de types variés, allant d'affections respiratoires à des infections des yeux, des oreilles ou de la peau. Comme il ne s'agit pas d'organismes d'origine fécale, il ne faut pas s'attendre à une bonne corrélation entre les indicateurs fécaux et la présence de ces bactéries. À l'heure actuelle, il n'existe aucun indicateur microbiologique reconnu pour nombre de ces pathogènes.

5.1.1    Bactéries entériques pathogènes (Campylobacter, E. coli pathogènes, Salmonella, Shigella)

Campylobacter
Les Campylobacter sont des bacilles Gram négatif, mobiles, asporulés, incurvés, en spirale ou en forme de S. Ils sont thermophiles (leurs conditions idéales de croissance se situent à 42 °C et ils ne peuvent se développer en dessous de 30 °C) et méso-aérophiles (à savoir qu'ils survivent le plus facilement dans des conditions partiellement anaérobies). Le genre Campylobacter compte 15 espèces; toutefois, C. jejuni et C. coli sont celles qui sont principalement préoccupantes pour la santé humaine en milieu aquatique.

Les Campylobacter sont majoritairement considérés comme des agents zoopathogènes (Fricker, 2006). Ils sont présents dans les intestins d'une large gamme d'animaux domestiques et sauvages, notamment les oiseaux. La volaille est considérée comme la principale source aviaire, l'organisme ayant été isolé dans la quasi-totalité des espèces (Fricker, 2006). Il est probable qu'une proportion considérable d'oiseaux de mer en sont aussi porteurs (Moore et coll., 2002; Pond, 2005). On pense enfin que les bovins, les ovins et les porcins sont des réservoirs.

Les mécanismes exacts de la virulence des Campylobacter ne sont pas totalement expliqués. La fixation dans l'intestin et la colonisation de ce dernier chez l'humain sont des facteurs étiologiques importants. Il a été rapporté que C. jejuni peut produire une entérotoxine du même type que celle du choléra qui serait à l'origine d'abondantes diarrhées liquides chez les individus malades.

Les symptômes de l'entérite à Campylobacter comprennent des débâcles diarrhéiques aqueuses (sanglantes ou non et avec ou sans leucocytes fécaux), des crampes, des douleurs abdominales, des frissons et de la fièvre. La période moyenne d'incubation est de deux à trois jours, mais elle peut durer de un à huit jours (Percival et coll., 2004). En règle générale, la maladie évolue spontanément vers la guérison qui intervient après trois à sept jours. Selon les estimations, le nombre de cellules qui doivent être ingérées pour déterminer une infection pourrait être de l'ordre de 500 à 1 000, dans l'hypothèse basse, et aller jusqu'à 10⁴ organismes dans l'hypothèse haute (Percival et coll., 2004; Pond, 2005). En ce qui concerne les pathogènes de manière générale, la théorie veut qu'un seul organisme suffise pour provoquer une infection chez l'humain. Les études épidémiologiques ont toutefois montré que la dose requise est généralement plus importante.

Certaines complications (syndrome de Guillain-Barré, syndrome de Reiter, appendicite, cardite et méningite) ont été associées à l'entérite à Campylobacter; il s'agit cependant de cas jugés rares. Les cas de décès dus à des infections à Campylobacter sont peu fréquents et sont majoritairement limités aux nourrissons, aux personnes âgées ou aux individus souffrant d'autres maladies (Pond, 2005).

Bien que les Campylobacter spp. puissent être assez fréquemment isolés dans les eaux de surface, il n'y a eu quasiment aucun cas de maladies déclarées qui lui soit associé du fait d'activités menées dans des eaux récréatives d'Amérique du Nord. Les Centers for Disease Control and Prevention (CDC) des États-Unis ont indiqué que les Campylobacter spp. n'ont jamais été mis en cause dans les éclosions de gastroentérite signalées dans les eaux récréatives de ce pays entre 1992 et 2002 (Craun et coll., 2005). De même, aucune éclosion de campylobactériose n'a été enregistrée dans les eaux canadiennes à vocation récréative.

E. coli pathogènes
E. coli est un bacille Gram négatif, mobile, anaérobie facultatif et asporulé qui est naturellement présent dans l'intestin des humains et des animaux. 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. Les souches entériques pathogènes se divisent en six catégories en fonction de leur sérologie ou de leurs caractéristiques de virulence; on reconnaît les souches entérohémorragiques (EHEC), entérotoxigènes (ETEC), entéroinvasives (EIEC), entéropathogènes (EPEC), entéroagrégatives (EAEC) et à adhérence diffuse (DAEC). Les eaux usées domestiques sont la principale source pour l'ensemble des catégories d'E. coli, à l'exception des EHEC pour lesquelles les bovins sont considérés comme la principale source, bien que les excréments humains demeurent une source importante.

Parmi ces catégories, ce sont les EHEC (communément appelés E. coli producteurs de vérotoxines (VTEC) ou E. coli producteurs de Shiga-toxines (STEC) qui sont les plus importants pour les eaux récréatives (Craun et coll., 2005). E. coli O157:H7 est le plus important sérotype de cette catégorie; il a été mis en cause dans de nombreuses éclosions infectieuses survenues dans les eaux récréatives (Craun et coll., 2005).

Les souches EHEC sont dotées d'un facteur de virulence important, à savoir leur capacité à produire des Shiga-toxines semblables à celles produites par le Shigella dysenteriae. Les infections à EHEC provoquent des colites hémorragiques, caractérisées par des diarrhées très sanglantes, des crampes et des douleurs abdominales graves, et une absence fréquente de fièvre. La période d'incubation va de un à huit jours (Percival et coll., 2004; Pond, 2005), tandis que l'infection peut durer de un à 12 jours (Percival et coll., 2004). En général, les personnes souffrant uniquement de diarrhées se remettent totalement (Pond, 2005). Selon les estimations, de 2 à 8 % de l'ensemble des cas évoluent vers ce que l'on appelle un syndrome hémolytique urémique, une affection qui menace le pronostic vital par destruction massive des globules rouges et insuffisance rénale. Les enfants, les personnes âgées et les individus immunodéprimés risquent davantage d'évoluer vers ce syndrome.

On considère que l'ingestion d'un très petit nombre de cellules EHEC suffit à provoquer l'infection. D'après les estimations générales concernant le caractère infectieux de la souche E. coli O157:H7, il suffirait d'une centaine de cellules (Percival et coll., 2004), et 50, voire même cinq organismes, pourraient à eux seuls déclencher la maladie (Pond, 2005).

Selon des données de surveillance publiées par les CDC des États-Unis pour la période 1992-2002, les souches EHEC ont été rattachées à 25 % (16 sur 64) du nombre total d'éclosions de maladies gastrointestinales signalées en rapport avec les eaux naturelles (Moore et coll., 1993; Kramer et coll., 1996; Levy et coll., 1998; Barwick et coll., 2000; Lee et coll., 2002; Yoder et coll., 2004). Le sérotype E. coli O157:H7 a été mis en cause dans 14 de ces 16 éclosions. Les deux autres étaient dues aux sérotypes O121:H19 et O26:NM.

En août 2001, une maladie due à E. coli O157:H7 a frappé quatre enfants qui s'étaient baignés dans une plage publique de Montréal (Bruneau et coll., 2004). Il s'agissait du premier incident impliquant le sérotype E. coli O157:H7 signalé en rapport avec des activités récréatives dans les eaux canadiennes. Il a été établi que les échantillons d'eau prélevés toutes les semaines à l'époque de l'éclosion entraient dans les limites définies par la Province de Québec pour la qualité des eaux récréatives. On a avancé que la transmission de ces organismes a pu être favorisée par le nombre important de baigneurs et la faible profondeur de l'eau dans la zone de baignade. À ce jour, aucun cas de décès n'a été rapporté suite à une infection par les E. coli pathogènes contractée à l'occasion d'activités récréatives dans les eaux naturelles des États-Unis ou du Canada.

Salmonella
Les Salmonella appartiennent à la famille des Entérobactériacés. Ce sont des bacilles Gram négatif mobiles, anaérobies facultatifs et asporulés. La taxonomie du genre Salmonella est extrêmement complexe. À l'heure actuelle, plus de 2 500 sérotypes (ou sérovars) de Salmonella ont été dénombrés (Lightfoot, 2004). Le genre serait officiellement composé de deux espèces : S. enterica et S. bongori (Percival et coll., 2004). L'espèce S. enterica compte six sous-espèces (S. enterica subsp.) : enterica, salmae, arizonae, diarizonae, houtenae et indica. La plupart des sérotypes rencontrés dans les cas de gastroentérite chez l'humain appartiennent à la sous-espèce S. enterica subsp. enterica (Lightfoot, 2004). Compte tenu de la complexité de la nomenclature, le sérotype est utilisé par convention au lieu du nom d'espèce lorsqu'on fait référence aux Salmonella. Ainsi, on utilise S. enteritidis plutôt que S. enterica subsp. enterica sérovar enteritidis.

Sauf pour les espèces typhoïdes (S. typhi, S. paratyphi), les Salmonella sont considérés comme des agents zoopathogènes. Les réservoirs d'espèces non typhoïdes sont notamment la volaille, les porcins, les oiseaux, les bovins, les rongeurs, les tortues, les chiens et les chats (Percival et coll., 2004). Les humains en convalescence peuvent également constituer une source de Salmonella, et des infections asymptomatiques sont également possibles chez l'humain. En revanche, les humains sont considérés comme la principale source de S. typhi et de S. paratyphi. Il est rare que ces isolats soient présents chez des animaux ou dans le milieu naturel, notamment au Canada.

La gastroentérite est de loin le type de maladie le plus fréquemment associé aux Salmonella. Les principaux symptômes comprennent des diarrhées légères à graves, des nausées et des vomissements. Ils apparaissent généralement entre 12 et 48 heures après l'infection, voire plus rapidement en cas d'ingestion d'un grand nombre de cellules (Percival et coll., 2004). La maladie est généralement bénigne et autorésolutive, avec une durée moyenne de deux à cinq jours. D'après des études sur l'infectivité des Salmonella, la dose médiane pour les espèces non typhoïdes pourrait être de l'ordre de 1 000 cellules, voire aussi faible que 10 cellules (Hunter, 1997; Pond, 2005).

La fièvre entérique (fièvre typhoïde ou paratyphoïde) est une forme plus grave, et souvent mortelle, de salmonellose causée par S. typhi et S. paratyphi. Elle se caractérise par une fièvre prolongée, des diarrhées et des douleurs abdominales; on constate parfois une évolution vers une septicémie. Les éclosions de fièvre entérique d'origine hydrique sont plus fréquentes dans les pays en développement où l'entassement des lieux de vie et le manque d'hygiène prévalent et elles sont souvent associées au traitement insuffisant des approvisionnements en eau potable. Les cas sont rares en Amérique du Nord.

L'envahissement du système sanguin par les bactéries entraîne une septicémie qui s'accompagne de symptômes visibles tels qu'une forte fièvre rémittente. Le foie, la rate, les fonctions respiratoires ou neurologiques peuvent être irrémédiablement atteints dans les cas où les bactéries se sont propagées jusque-là. Les cas de septicémie dus à des espèces non typhoïdes sont peu fréquents (Pond, 2005).

Bien que les Salmonella soient assez fréquemment détectés dans les eaux de surface, on n'a enregistré aucune éclosion de Salmonella du fait de loisirs pratiqués dans les eaux récréatives d'Amérique du Nord. Selon les données de surveillance des CDC pour les années 1992-2002, les Salmonella n'ont jamais été cités comme agent causal des éclosions de gastroentérite d'origine hydrique signalées pendant cette période. Au Canada, la surveillance a été assez limitée, mais aucune éclosion morbide due aux Salmonella n'a été enregistrée dans les eaux récréatives canadiennes.

Shigella
Les Shigella font partie de la famille des Entérobactériacés. En tant que tels, ils présentent nombre des caractéristiques d'E. coli. Tous les deux sont des bacilles Gram négatif, anaérobies facultatifs et asporulés. Cependant, à la différence de la plupart des isolats d'E. coli, les espèces de Shigella sont dotées de certains attributs qui en font d'importants agents pathogènes chez l'humain. Le genre Shigella compte quatre espèces : S. sonnei (1 sérotype), S. flexneri (6 sérotypes), S. boydii (15 sérotypes) et S. dysenteriae (10 sérotypes connus). Deux espèces, S. sonnei et S. flexneri, sont responsables de la grande majorité des maladies provoquées par les Shigella en Amérique du Nord (CDC, 2005a). Les autres espèces de Shigella sont peu fréquentes, tout en restant d'importantes causes de morbidité dans les pays en développement (CDC, 2005a).

Les humains sont considérés comme le seul réservoir important de Shigella (Percival et coll., 2004). Les individus non infectés ne devraient pas être porteurs de l'organisme. Les personnes en convalescence peuvent continuer à excréter des quantités importantes de bactéries pendant plusieurs semaines après la disparition des symptômes, et il est toujours possible d'être un porteur asymptomatique de Shigella. Les eaux usées municipales constituent une source évidente de Shigella, mais certains avancent que les déjections de baigneurs infectés pourraient être la source majeure à l'origine de la présence de cet organisme dans les eaux récréatives (Kramer et coll., 1996; Levy et coll., 1998).

Les Shigella provoquent une maladie appelée dysenterie bacillaire ou shigellose (invasion de l'intestin entraînant l'excrétion fréquente de fèces chargées de sang et de mucus). Elle est causée par l'invasion et la colonisation de l'intestin, ce qui entraîne l'inflammation et la destruction des cellules épithéliales de l'intestin. Les Shigella peuvent aussi produire une entérotoxine thermolabile dont le rôle n'est pas pleinement compris (Percival et coll., 2004).

La shigellose est caractérisée par des diarrhées aqueuses ou sanglantes, des douleurs abdominales et de la fièvre. Les symptômes apparaissent souvent entre un et trois jours après l'infection, mais peuvent survenir aussi en une douzaine d'heures seulement. La gravité de la maladie dépend très largement de la virulence de la souche ou de l'espèce en cause. Les infections causées par le S. sonnei seraient plus courtes et plus bénignes que celles dues à S. flexneri (Percival et coll., 2004). Dans de nombreux pays en développement, S. dysenteriae est connu pour déclencher de graves épidémies. On sait aussi que S. dysenteriae sérotype 1 peut produire une Shiga-toxine, à savoir une toxine unique (distincte de l'entérotoxine du genre Shigella) qui peut être extrêmement nocive pour les cellules endothéliales de l'intestin et des reins chez l'humain. D'après certains rapports concernant S. sonnei ou S. flexneri, un inoculum de 100 cellules serait suffisant pour causer une infection, alors qu'il suffirait d'une dizaine de cellules seulement dans le cas de S. dysenteriae (Pond, 2005).

En Amérique du Nord, la plupart des cas de shigellose sont bénins et évoluent spontanément vers la guérison. L'infection ne se propage généralement pas au-delà de l'intestin. Des complications telles que le syndrome de Reiter et le syndrome hémolytique urémique (suite à une infection à S. dysenteriae sérotype 1) ont été signalées, mais assez peu fréquemment. De même, les cas de décès sont rares, tout en étant plus fréquents chez les personnes âgées et les enfants dénutris (Pond, 2005).

D'après des données de surveillance des CDC, les Shigella représentaient environ 22 % (14 sur 64) du nombre total d'éclosions de maladies gastrointestinales signalées en rapport avec les eaux récréatives naturelles des États-Unis pour la période 1992-2002 (Moore et coll., 1993; Kramer et coll., 1996; Levy et coll., 1998; Barwick et coll., 2000; Lee et coll., 2002; Yoder et coll., 2004). S. sonnei a été cité comme agent causal dans tous les cas sauf un. La majorité des éclosions rapportées concernait des lacs utilisés à des fins récréatives, la faible circulation de l'eau étant fréquemment citée comme facteur aggravant. On soupçonne par ailleurs que la contamination fécale par d'autres baigneurs pouvait être incriminée dans la plupart des cas. Compte tenu de la forte infectivité connue des Shigella, on pense que l'ingestion accidentelle d'eau contenant de faibles concentrations d'organismes pourrait suffire à provoquer la maladie.

Bien que la surveillance ait été assez restreinte, aucun cas de maladie liée aux Shigella n'a été enregistré à ce jour en rapport avec des activités pratiquées dans les eaux récréatives du Canada.

5.1.2 Bactéries pathogènes libres (Aeromonas, Legionella, Pseudomonas, Mycobacterium)

Aeromonas
Les Aeromonas sont des bactéries Gram négatif, anaérobies facultatives, plus ou moins mobiles, oxydase positive, de forme bacillaire ou coccoïde. On pense qu'elles partagent nombre des caractéristiques morphologiques et biochimiques des membres de la famille des Entérobactériacés, y compris E. coli.

À l'heure actuelle, on pense que le genre Aeromonas comporte 17 géno-espèces uniques et 14 phéno-espèces uniques (Moyer, 2006; U.S. EPA, 2006a). On a aussi avancé que le genre pourrait être subdivisé en deux grands groupes : les espèces mésophiles mobiles qui se développent à des températures situées entre 15 et 38 °C et ont été associées à des infections chez l'humain, et les espèces psychrophiles non mobiles qui croissent à des températures inférieures à 15 °C et sont des pathogènes des poissons. Aujourd'hui, six espèces (A. hydrophila, A. caviae, A. sobria, A. veronii, A. jandaei, A. trota et A. schubertii) sont jugée pathogènes pour les humains (U.S. EPA, 2006a).

Les espèces d'Aeromonas sont naturellement présentes dans le milieu aquatique. On les trouve souvent dans les eaux douces, marines et estuariennes, les sédiments, les eaux d'égout et les effluents d'eaux usées. On ne pense pas que les excréments d'individus sains en contiennent d'importantes quantités. Toutefois, une certaine proportion de gens pourrait transporter l'organisme dans leurs intestins sans présenter de signes morbides extérieurs.

Les Aeromonas sont des agents zoopathogènes reconnus et ont été isolés dans l'intestin de nombreuses espèces animales - poissons, reptiles, amphibiens, oiseaux et animaux d'élevage - avec ou sans signe de maladie. Leur présence dans les eaux récréatives n'est pas associée à la pollution fécale; toutefois, ces organismes sont présents en grand nombre dans les eaux usées et des populations importantes peuvent donc être mises en évidence dans les eaux contaminées par des eaux usées. Les Aéromonades peuvent se multiplier et atteindre des densités assez élevées dans les eaux eutrophes (Moyer, 2006).

Les Aeromonas sont le plus fréquemment associés aux blessures gravement infectées que les usagers des eaux récréatives présentent parfois. Pour qu'il y ait infection, il faut un traumatisme cutané quelconque, par exemple une plaie ouverte ou une lésion pénétrante. Les blessures infectées sont douloureuses, enflées, rouges, avec des accumulations de fluide autour de la zone infectée. Une cellulite (inflammation grave) est souvent observée en rapport avec ces infections, et la septicémie est considérée comme une évolution assez fréquente (Percival et coll., 2004). Il existe d'autres complications plus rares, à savoir la fasciite nécrosante, la méningite, la pneumonie, la péritonite et l'endocardite (Percival et coll., 2004).

Plusieurs espèces d'Aeromonas (A. hydrophila, A. veronii et A. caviae) ont été associées aux troubles gastrointestinaux chez l'humain. Des cas de maladies gastrointestinales chez des personnes exposées à des eaux contaminées n'ont été rapportés que de manière occasionnelle. La maladie est généralement bénigne et autorésolutive, bien que certaines souches soient capables de causer des maladies dysentériformes ou d'allure cholérique, caractérisées par de graves crampes abdominales, des vomissements, des diarrhées (y compris des selles sanglantes) et de la fièvre.

On ne comprend pas encore exactement les mécanismes par lesquels les Aeromonas provoquent la maladie chez l'humain. Ces organismes sont dotés d'une multitude de facteurs de virulence que l'on pense importants dans l'infection, la colonisation et l'évitement de la réponse immunitaire de l'hôte. Il s'agit à la fois de mécanismes associés à la cellule (pili, flagelles, protéines de la membrane extérieure, lipopolysaccharides et capsules) et de produits extracellulaires (toxines, protéases, hémolysines, adhérence et divers enzymes hydrolytiques) (U.S. EPA, 2006a).

Marino et coll. (1995) ont mis en évidence une corrélation positive entre les concentrations d'A. hydrophila et les infections cutanées sur deux plages de baignade de Malaga (Espagne). À l'heure actuelle, aucun élément de preuve ne permet de rattacher les concentrations d'Aeromonas au risque de contracter une gastroentérite en se baignant.

En dépit de leur répartition généralisée, aucune éclosion de maladies associée aux Aeromonas n'a été enregistrée suite à des activités aquatiques dans les eaux récréatives d'Amérique du Nord. On pense que les infections superficielles à Aeromonas sont assez fréquentes; cependant, elles ne font pas partie des maladies à déclaration obligatoire. En conséquence, il n'existe aucune estimation de la fréquence probable des infections à Aeromonas par suite d'une exposition à des eaux récréatives au Canada.

Legionella
Les Legionella sont des bactéries Gram négatif, thermotolérantes, mobiles, de petite taille et de forme irrégulière qui ont des besoins nutritionnels stricts quand elles sont cultivées en laboratoire. On reconnaît plus de 40 espèces dans ce genre. L. pneumophila (sérotype 1) est l'espèce la plus fréquemment associée à des maladies chez l'humain (légionellose). Toutes les espèces de Legionella sont soupçonnées de pouvoir provoquer la maladie, et la moitié environ des espèces identifiées ont été mises en cause dans des maladies chez l'humain (Hall, 2006). Les autres espèces de Legionella fréquemment détectées dans le milieu naturel sont notamment L. bozemanii, L. longbeachae, L. dumoffii et L. gormanii.

Les Legionella sont naturellement présents dans le milieu aquatique. On peut les isoler dans une large gamme d'habitats d'eau douce, notamment les sols, les lacs, les rivières et les mares thermales naturelles à des températures allant jusqu'à 60 °C. Le milieu marin ne présente généralement pas les conditions propices à leur croissance. Il a par ailleurs été suggéré que des protozoaires dulcicoles libres tels que les Naegleria ou les Acanthamoeba pourraient être des hôtes naturels de ces organismes. Bien que l'on croit les Legionella assez résistants aux stress environnementaux, leur survie à l'intérieur des protozoaires pourrait leur apporter un degré considérable de protection supplémentaire.

De manière générale, les Legionella sont présents en faible nombre dans le milieu aquatique, mais ils peuvent atteindre des concentrations importantes dans les sources associées aux ouvrages artificiels d'approvisionnement en eau comme les tours de refroidissement, les condenseurs de conditionneurs d'air, les humidificateurs, les réservoirs d'eau chaude, les pommeaux de douche et les baignoires de massage (Percival et coll., 2004). Les sources chaudes et autres cuves hydrothermales se prêtent idéalement à la survie des Legionella du fait de la température élevée de l'eau.

Des expériences dose-réponse réalisées sur des animaux semblaient indiquer qu'il fallait des doses élevées de Legionella (environ 107 cellules) pour provoquer une infection (O'Brien et Bhopal, 1993). En revanche, des études publiées sur ces organismes concluent plutôt à une dose médiane de quelques organismes seulement (Percival et coll., 2004; Pond, 2005). Il a également été avancé que le transport par aérosols de protozoaires fortement parasités par des Legionella pourrait être l'un des moyens d'augmenter le nombre d'organismes susceptibles d'entraîner la contamination (Percival et coll., 2004).

Les Legionella sont d'importants agents de troubles respiratoires chez les humains. La légionellose comprend deux formes de maladie : la maladie du légionnaire et la fièvre de Pontiac (Pond, 2005). La maladie du légionnaire est une forme d'affection respiratoire plus grave et parfois mortelle. Elle est déterminée par le diagnostic clinique de pneumonie, accompagné de preuves microbiologiques d'une infection à L. pneumophila ou autres espèces de Legionella (Pond, 2005). Les symptômes peuvent aussi inclure la fatigue, la fièvre, les céphalées, les douleurs musculaires et/ou abdominales, la jaunisse et la confusion mentale. La période d'incubation varie entre trois et six jours, et la récupération est lente, pouvant durer des semaines, voire plusieurs mois. Dans les cas mortels, la mort survient souvent par insuffisance respiratoire. Selon les estimations, les taux de mortalité pour les infections d'origine communautaire serait de l'ordre de 5 à 20 % (Pond, 2005).

La fièvre de Pontiac est une maladie relativement bénigne, de type grippal, caractérisée par des troubles respiratoires non pulmonaires associés à des preuves microbiologiques d'une infection à Legionella. La période d'incubation est courte (1 à 2 jours), et la maladie n'est pas jugée mortelle, les personnes atteintes se remettant généralement après deux à cinq jours. On estime que la fièvre de Pontiac survient de 2 à 100 fois plus souvent que la maladie du légionnaire (Hall, 2006).

Les groupes jugés plus sensibles aux infections à Legionella sont notamment les personnes âgées, les individus immunodéprimés, les personnes atteintes de maladies cardiaques ou pulmonaires ainsi que celles qui fument ou boivent à l'excès.

Bien que les espèces de Legionella soient considérées comme omniprésentes dans le milieu aquatique, aucune éclosion de légionellose n'a été signalée au Canada ou aux États-Unis en rapport avec des activités pratiquées dans des eaux récréatives naturelles. Tous les cas répertoriés de légionellose résultant d'un contact avec des eaux récréatives concernaient des installations d'eau traitée, comme celles des établissements thermaux (Moore et coll., 1993; Kramer et coll., 1996; Levy et coll., 1998; Barwick et coll., 2000; Lee et coll., 2002; Yoder et coll., 2004).

Mycobacterium
Les Mycobacterium sont des bactéries aérobies, non mobiles, asporulées, de forme bacillaire ou coccoïde. On considère que ces microorganismes ont une structure cellulaire Gram positif Cependant, leur paroi mycobactérienne a une forte teneur en acides mycoliques, des lipides complexes qui donnent à la surface de la cellule un aspect cireux et hydrophobe résistant à l'épreuve de coloration de Gram. Un résultat positif à l'épreuve de coloration reposant sur l'acidorésistance permet de poser le diagnostic de mycobactéries; c'est pourquoi on dit souvent de ces organismes qu'ils sont « acidorésistants ».

Les mycobactéries pathogènes rencontrées dans les eaux récréatives sont des espèces naturellement présentes dans le milieu naturel. On les qualifie généralement de mycobactéries « atypiques » ou « non tuberculeuses » pour les distinguer du M. tuberculosis (tuberculose) et du M. leprae (lèpre). Ni le M. tuberculosis,ni le M. leprae ne sont naturellement présents dans l'environnement. En conséquence, ils ne sont pas préoccupants pour les eaux récréatives. Au moins seize espèces d'origine hydrique se sont révélées capables de provoquer une infection chez les humains (Pond, 2005). Les espèces les plus souvent mentionnées en rapport avec l'exposition aux eaux récréatives sont les membres du complexe Mycobacterium avium (M. avium et M. intracellulare) que l'on sait capables de provoquer des troubles respiratoires; ainsi que M. marinum et M. kansaii qui causent des infections cutanées.

Les mycobactéries environnementales sont considérées omniprésentes dans les eaux naturelles. On peut les trouver dans la quasi-totalité des milieux, notamment les sols, les eaux d'égout, les lacs, les rivières, les étangs, les cours d'eau, les eaux souterraines et les eaux traitées. On en trouve très peu dans l'eau de mer (Pond, 2005; LeChevallier, 2006). Ces organismes peuvent survivre dans une large gamme de températures, allant de moins de 0 à plus de 50 °C. On ne pense pas qu'ils soient présents en quantités importantes dans les excréments, et les eaux usées ne sont pas considérées comme une source majeure (Falkinham, 2002). Les membres du complexe M. avium peuvent survivre et se développer à l'intérieur de certaines espèces de protozoaires phagocytes, en particulier les membres du genre Acanthamoeba.

Dans les eaux à vocation récréative, la transmission peut se faire par contact avec de l'eau contenant des quantités suffisantes d'organismes. Les principales voies d'infection sont l'inhalation de mycobactéries en aérosols ou le contact direct de la peau écorchée avec l'eau contaminée. Aucune preuve concluante de transmission de personne à personne n'a été apportée. Les mycobactéries environnementales sont essentiellement des pathogènes opportunistes, la maladie étant plus fréquemment observée chez les personnes présentant des conditions prédisposant à l'infection (peau écorchée ou traumatisée, système immunitaire affaibli et personnes immunodéprimées). Les cas d'exposition aux mycobactéries environnementales ont été majoritairement rattachés à la fréquentation de piscines et de bains chauds, déterminant des infections de la peau et des tissus mous et des cas de pneumopathie d'hypersensibilité (inflammation des poumons). Le contact avec les eaux naturelles à l'occasion de loisirs aquatiques n'est pas considéré comme un facteur de risque important des maladies d'origine mycobactérienne.

Bien que les mycobactéries environnementales soient considérées comme omniprésentes dans la plupart des types d'eau, aucune éclosion morbide n'a encore été associée à ces organismes du fait d'un contact avec des eaux récréatives au Canada ou aux États-Unis. On considère comme extrêmement faible le risque, pour une personne saine, de contracter une infection mycobactérienne suite à des activités aquatiques pratiquées dans des eaux récréatives.

Pseudomonas aeruginosa
Les pseudomonades sont des bacilles Gram négatif, mobiles, oxydase positifs et asporulés. Plus de 100 espèces sont actuellement reconnues dans le genre Pseudomonas (Hunter, 1997). P. aeruginosa est l'espèce la plus préoccupante pour les humains.

P. aeruginosa est largement représenté dans le milieu aquatique et peut souvent être isolé dans les eaux douces, l'eau de mer et les sols (Hunter, 1997). Il a des exigences de croissance minimes et peut proliférer dans des eaux à faible teneur nutritive. Il est rarement mis en évidence dans les excréments humains (Geldreich, 2006). En revanche, on le trouve dans les eaux usées et les eaux pluviales (qui contiennent un mélange de déchets domestiques) et dans les effluents industriels tels que les déchets de transformation agroalimentaire et de fabrication de pâtes et papiers. Les baigneurs eux-mêmes pourraient aussi en être une source possible.

La transmission de P. aeruginosa dans les eaux récréatives intervient par contact direct du corps avec des eaux contenant des quantités suffisantes de l'organisme. On ne pense pas que l'ingestion constitue une voie importante d'infection.

P. aeruginosa peut provoquer des éruptions cutanées et des infections des yeux et des oreilles chez les usagers des eaux récréatives. L'infection se déclare rarement chez des personnes saines, à moins qu'une affection antérieure ne les y prédispose (par exemple de fréquentes infections auriculaires, ou des immersions fréquentes) (Hunter, 1997). Les infections auriculaires se déclarent lorsque P. aeruginosa peut s'introduire dans l'oreille externe et la coloniser. Quelques jours après la baignade, l'oreille se met à gratter et devient douloureuse, et on peut observer des écoulements de pus. Les infections cutanées (dermatites) prennent la forme d'éruptions rouges et urticantes qui surviennent entre 18 et 24 heures après le contact avec l'eau. L'infection peut évoluer vers la folliculite (inflammation des follicules pileux) qui se caractérise par une sensibilité accrue de la zone infectée et la présence de boutons ou de phlyctènes remplis de pus autour des follicules pileux.

Plusieurs études épidémiologiques ont mis en évidence un lien entre la présence de Pseudomonas dans les eaux naturelles et l'incidence des infections oculaires et cutanées chez les baigneurs (Seyfried et Cook, 1984; Springer et Shapiro, 1985; Ferley et coll., 1989; Marino et coll., 1995; van Asperen et coll., 1995). Les éclosions de dermatites à Pseudomonas ont presque toutes été associées à des eaux traitées comme les bains chauds, les piscines et les baignoires de massage des hôtels et des spas (Moore et coll., 1993; Kramer et coll., 1996; Levy et coll., 1998; Barwick et coll., 2000; Lee et coll., 2002; Yoder et coll., 2004). On ne connaît pas la fréquence des infections à P. aeruginosa résultant d'un contact avec les eaux récréatives naturelles, car elles sont rarement signalées du fait de leur caractère bénin.

5.1.3 Autres bactéries pathogènes (Leptospira, Staphylococcus)

Leptospira
Les Leptospira sont des spirochètes, c'est-à-dire des bactéries spiralées ou hélicoïdales. Ce sont des organismes aérobies, mobiles, de forme mince et allongée qui présentent une réaction négative à la coloration de Gram. Autrefois, le genre Leptospira ne comptait que deux espèces, le pathogène L. interrogans et la bactérie libre L. biflexa (OMS, 2003b). On reconnaît aujourd'hui 12 espèces de Leptospira, et plus de 200 sérotypes pathogènes ont été décrits, les formes les plus dangereuses ayant été rattachées aux sérovars de L. interrogans (Pond, 2005). Le nom du sérotype est souvent adopté par convention au lieu du nom d'espèce pour faire référence à des souches spécifiques.

Les espèces de Leptospira peuvent être pathogènes ou libres. Elles sont présentes dans le monde entier et sont majoritairement associées aux environnements dulcicoles. Les leptospires pathogènes sont d'importants agents zoopathogènes transportés dans le tractus urinaire (reins) des animaux infectés et excrétés dans l'urine. Les petits rongeurs, tels que les rats, les souris et les campagnols, sont considérés comme les plus importantes sources de Leptospira pathogènes. Les organismes peuvent également être propagés par les animaux domestiques comme les bovins, les porcins, les chiens et les chats, les ovins, les caprins et les chevaux (OMS, 2003b; CDC, 2005b). On pense que leur propagation est favorisée en cas de fortes précipitations, du fait du ruissellement des eaux pluviales provenant de zones contaminées vers les eaux de surface (Pond, 2005).

Chez l'humain, l'infection peut survenir suite à un contact direct avec l'urine d'animaux infectés ou par contact indirect avec de l'eau, de la terre ou de la boue contaminée. Les leptospires s'introduisent dans le corps par des lésions ou des écorchures ou par les muqueuses des yeux, du nez ou de la bouche. L'ingestion d'eau contaminée et l'inhalation de leptospires transportés par aérosols constituent également des voies d'infection possibles. On pense que l'ingestion d'un à dix organismes suffirait à déterminer la maladie chez l'humain (Pond, 2005). Les activités aquatiques récréatives constituent probablement la source majeure d'exposition, bien que les éclosions liées à la baignade soient considérées comme extrêmement rares (Pond, 2005).

Les affections consécutives à une infection à Leptospira peuvent être de diverse gravité, allant de troubles légers de type grippal à une maladie plus grave, et parfois mortelle. La maladie se signale tout d'abord par de la fièvre, des frissons, des céphalées, des douleurs musculaires, des vomissements et un rougissement des yeux (Agence de la santé publique du Canada, 2004). En règle générale, les patients se remettent complètement de la forme légère de la maladie, bien que la récupération puisse être longue, durant parfois des mois, voire des années (OMS, 2003b). En l'absence de traitement, la maladie peut évoluer vers une forme plus grave. Les cas graves peuvent être mortels, la mort survenant par insuffisance rénale, insuffisance cardiorespiratoire ou fortes hémorragies. Les raisons à l'origine de la gravité variée des infections ne sont pas parfaitement comprises; toutefois, on pense que chaque sérovar pathogène est capable de causer la forme bénigne ou la forme grave de la maladie (OMS, 2003b).

La maladie peut être difficile à diagnostiquer car elle est souvent confondue avec d'autres infections ou troubles ayant des symptômes similaires. De même, il se pourrait que la forme légère ne soit pas toujours déclarée.

La leptospirose est considérée comme plus préoccupante dans les pays en développement et sous les climats tropicaux. Trois éclosions de leptospirose ont été signalées dans les eaux récréatives des États-Unis au cours de la période 1991-2002 (Moore et coll., 1993; Barwick et coll., 2000; Lee et coll., 2002).

L'augmentation du nombre de cas de leptospirose observés dans les pays en développement laisse à penser que les Leptospira connaissent peut-être un regain de virulence (CRC, 2004; Meites et coll., 2004). On ne connaît pas aujourd'hui la prévalence de Leptospira dans les eaux canadiennes. À ce jour, aucun cas documenté d'infection à Leptospira n'a été signalé en rapport avec les activités aquatiques pratiquées dans les eaux récréatives du Canada.

Staphylococcus aureus
Les membres du genre Staphylococcus sont des cocci non mobiles, Gram positif et catalase positifs. S. aureus est considéré comme le principal pathogène du genre, et c'est aussi l'espèce la plus préoccupante pour les usagers des eaux récréatives.

S. aureus n'est pas considéré comme naturellement présent dans le milieu aquatique. Ses principaux réservoirs sont la peau, le nez, les oreilles et les muqueuses des animaux à sang chaud. Sa présence dans les eaux récréatives est principalement due à son émission par la bouche, le nez et la gorge des baigneurs et à des foyers infectieux existants. Il peut être isolé dans les excréments humains bien que sa présence y soit jugée variable (Percival et coll., 2004). Les eaux usées et les eaux pluviales constituent d'autres sources.

Dans les eaux récréatives, S. aureus est transmis par contact direct avec des eaux contenant une quantité suffisante de l'organisme. L'infection se déclare du fait de coupures ou d'écorchures ou, dans une moindre mesure, par contact avec les yeux et les oreilles. L'organisme peut également se propager d'une personne à l'autre. L'ingestion n'est pas considérée comme une voie infectieuse importante. Cet organisme produit un large éventail de toxines extracellulaires, d'exoenzymes et de facteurs d'adhérence facilitant la colonisation, l'infection et l'évitement des défenses immunitaires de l'hôte (Percival et coll., 2004). Il a été suggéré que des concentrations de quelques centaines de cellules par millilitre pourraient suffire pour que l'infection se déclare sur une peau blessée ou affaiblie (Percival et coll., 2004).

S. aureus est principalement associé aux affections cutanées chez les usagers des eaux récréatives. Les infections communes sont les coupures et écorchures infectées, les furoncles, les pustules, la dermatite, la folliculite et l'impétigo (OMS, 2006). Dans la plupart des cas, les infections sont purulentes, les symptômes se déclarant souvent 48 heures après le contact. Cet organisme a également été rattaché aux infections de l'oeil, de l'oreille externe et du tractus urinaire (OMS, 2006).

Les enquêtes épidémiologiques ont mis en évidence un lien possible entre la présence de staphylocoques dans les eaux récréatives et les maladies des baigneurs (Calderon et coll., 1991; Charoenca et Fujioka, 1995). À ce jour toutefois, aucune preuve concluante n'a été apportée permettant de rattacher la fréquence des maladies aux concentrations de S. aureus dans les eaux récréatives. Dans certains cas, des analyses peuvent fournir des informations complémentaires, par exemple pour évaluer les effets d'une forte densité de baigneurs sur la qualité de l'eau et les éventuelles conséquences de la possibilité de sa transmission d'une personne à l'autre.

5.2 Agents pathogènes viraux

Les virus sont des organismes inframicroscopiques, de taille bien inférieure à celle des bactéries. De construction simple, ils se composent d'une molécule d'acide nucléique de type ARN ou ADN, entourée d'une enveloppe protéique externe appelée capside. L'acide nucléique encode pour les protéines et les enzymes de la structure virale nécessaires à la réplication virale, tandis que la capside protège le virus des stress environnementaux. Certains virus (dits enveloppés) sont également dotés d'une enveloppe lipoprotéique qui entoure la capside. Les virus nus sont dépourvus de cette enveloppe extérieure. Les virus sont des parasites intracellulaires stricts, ce qui signifie qu'ils doivent infecter une cellule hôte pour se reproduire. En conséquence, ils sont incapables de se reproduire en dehors d'un hôte. On pense en outre que les virus sont inféodés à une gamme d'hôtes assez restreinte. De manière générale, ceux qui infectent les animaux ou les plantes n'infectent pas les humains, et vice versa.

Les virus pathogènes préoccupants pour les eaux récréatives sont les virus entériques, à savoir ceux qui infectent le tractus gastrointestinal des humains et sont excrétés dans leurs selles. Dans les eaux récréatives, ils se transmettent aux humains par la voix fécale-orale suite à l'ingestion accidentelle d'eau contaminée. Certains virus comme les adénovirus empruntent également d'autres voies infectieuses, comme l'inhalation ou le contact avec la muqueuse de l'oeil. Les virus entériques provoquent chez l'humain une large gamme d'effets morbides allant du bénin au grave. Les symptômes gastrointestinaux (nausées, vomissements, diarrhées) comptent parmi les plus fréquents en cas d'infection virale. Certaines infections peuvent évoluer vers des troubles plus inquiétants, bien que ces derniers soient considérés comme beaucoup plus rares.

5.2.1 Virus entériques

Plus de 100 types de virus différents peuvent être excrétés dans les selles, et donc potentiellement transmis aux eaux récréatives. Les virus les plus fréquemment associés aux maladies d'origine hydrique sont notamment les adénovirus, les astrovirus, les entérovirus (poliovirus, coxsackievirus et échovirus), les norovirus, les rotavirus et le virus de l'hépatite A.

Entérovirus
Les entérovirus constituent un vaste groupe de virus nus à ARN de petite taille (20-30 nm) appartenant à la famille des Picornaviridés. Dans ce groupe figurent les poliovirus, les coxsackievirus, les échovirus ainsi que plusieurs entérovirus qui n'ont pas encore été classés. Les infections à entérovirus sont souvent asymptomatiques. Les symptômes et la gravité des troubles varient considérablement selon le type et le sérotype considérés. Les effets morbides les plus fréquemment observés sont les vomissements, les diarrhées, les symptômes fébriles de type grippal, les malaises, les difficultés respiratoires, les céphalées et des douleurs musculaires (Percival et coll., 2004). Des conséquences plus graves ont été associées à différents groupes de virus, notamment la myocardite (coxsackievirus), la méningite aseptique (coxsackievirus, poliovirus), l'encéphalite (coxsackievirus, échovirus) et la poliomyélite (poliovirus), bien qu'elles soient considérées comme peu fréquentes.

Norovirus
Le terme « norovirus » est le nom officiel d'un groupe de virus autrefois appelés virus de Norwalk, de type Norwalk ou encore SRSV pour « small, round, structured viruses » (autrement dit virus de petite taille, ronds et structurés). Les norovirus sont des virus nus à ARN de petite taille (27-30 nm). Les infections à norovirus sont considérées comme la principale cause des éclosions de gastroentérite virale (toutes sources confondues) enregistrées aux États-Unis et au Royaume-Uni (Percival et coll., 2004). La maladie se manifeste principalement par des diarrhées, des vomissements, des céphalées et des douleurs musculaires. L'apparition de vomissements en jets est considérée comme une caractéristique des infections à norovirus. Les infections asymptomatiques sont rares dans le cas des norovirus. Chez les adultes sains, la maladie est autorésolutive et elle évolue rarement vers des formes plus sérieuses (p. ex. avec déshydratation). Elle est considérée plus grave chez les individus vulnérables, tels que les personnes âgées.

Rotavirus
Les rotavirus sont de gros virus nus à ARN (60-80 nm). Des expériences dose-réponse portent à croire qu'ils pourraient être les plus infectieux de tous les virus entériques (Gerba et coll., 1996). Dans le monde entier, les infections à rotavirus constituent la cause première de la gastroentérite infantile. Bien que tous les groupes d'âge puissent être touchés, les adultes sains présentent souvent des infections asymptomatiques par suite de l'immunité acquise durant leur enfance (Percival et coll., 2004). La diarrhée est le principal symptôme de la maladie, qui peut menacer le pronostic vital en cas de grave déshydratation et de déséquilibre électrolytique. Les groupes les plus à risque de contracter la forme grave ou mortelle de la maladie sont les jeunes enfants, les personnes immunodéprimées et les personnes âgées.

Adénovirus
Les adénovirus sont des virus nus à ADN et comparativement plus gros (70-100 nm). Plus de 49 sérotypes différents ont été jugés capables de provoquer la maladie chez l'humain, avec des caractéristiques cliniques et une gravité des symptômes variant considérablement d'un type à l'autre (Percival et coll., 2004). La plupart des sérotypes d'adénovirus provoquent des troubles respiratoires, accompagnés d'une pharyngite, de toux et de symptômes évocateurs du rhume. Une conjonctivite peut également être observée en cas d'infection de l'oeil. Des troubles gastrointestinaux, exclusivement provoqués par les sérotypes 40 et 41, ont aussi été souvent signalés. On pense que les adénovirus viennent immédiatement après les rotavirus en tant que cause de gastroentérite chez l'enfant (Crabtree et coll., 1997). Les infections gastrointestinales observées sont souvent asymptomatiques, car on pense que l'immunité conférée pendant la petite enfance est acquise pour la vie (Percival et coll., 2004).

Virus de l'hépatite A
Le virus de l'hépatite A est un petit virus nu à ARN (25-28 nm) qui a le foie pour cible privilégiée. La plupart des infections sont asymptomatiques. La maladie est souvent signalée chez les adultes. Les symptômes comprennent des malaises et de la fièvre, suivis de nausées, de vomissements, de douleurs abdominales et, finalement, d'une jaunisse. En règle générale, l'infection est autorésolutive.

Astrovirus
Les astrovirus sont de petits virus nus à ARN (28-30 nm). Parmi les agents viraux connus pour provoquer des maladies entériques, l'importance des astrovirus en tant qu'agent causal de maladies d'origine hydrique est peut-être la plus méconnue (Percival et coll., 2004). Chez les individus infectés, la maladie se présente de manière analogue aux infections à rotavirus, avec un degré de gravité bien moindre.

Présence dans l'environnement
Les virus entériques sont excrétés en quantités importantes dans les selles des individus infectés, pouvant atteindre des concentrations allant jusqu'à 1010-1012 particules par gramme d'excrément (Gerba, 2000). Même les individus asymptomatiques (qui ne présentent aucun symptôme, bien qu'infectés) peuvent excréter de grandes quantités de virus.

Les virus s'introduisent dans les eaux récréatives principalement par l'évacuation de déchets contaminés par des eaux usées. Les sources ponctuelles de pollution telles que les déversements d'eaux municipales ou les trop-pleins d'égout unitaire sont les principales sources de contamination par les eaux usées. Les sources non ponctuelles susceptibles de contribuer à la charge virale des eaux environnementales sont les collecteurs d'eaux pluviales, les déversoirs (qui captent les eaux de ruissellement provenant des zones urbaines et rurales) ainsi que les fosses septiques défectueuses ou mal conçues. Les baigneurs eux-mêmes, notamment les jeunes enfants, peuvent constituer une source de contamination par leurs selles ou l'émission accidentelle de matières fécales. Les déchets animaux qui peuvent contenir de nombreux pathogènes bactériens et protozoaires ne constituent qu'un risque faible pour la transmission des virus à l'humain (Cliver et Moe, 2004; Percival et coll., 2004). On sait toutefois que des animaux ont servi de réservoirs à des virus humains (virus de l'influenza aviaire, virus du Nil occidental), mais à ce jour, aucun élément de preuve documenté ne permet de rattacher une infection d'origine hydrique chez l'humain à des virus animaux (Cliver et Moe, 2004).

La charge virale totale des eaux usées peut être passablement constante; cependant, le type et le nombre de virus présents dépendent étroitement de la prévalence des maladies épidémiques et endémiques dans la population qui les excrète. En conséquence, la composition virale des eaux usées peut varier de façon considérable et présente souvent de fortes tendances saisonnières (Krikelis et coll., 1985; Tani et coll., 1995; Pina et coll., 1998; Lipp et coll., 2001). D'après des estimations publiées concernant les virus cultivables dans des eaux usées non traitées, les concentrations pourraient atteindre plus de 10 000 unités infectieuses par litre (Reynolds et coll., 1998; Payment et coll., 2001). On pense aussi que la présence de virus dans les eaux de surface varie selon les régions en fonction, notamment, du degré et du type de contamination fécale et des taux d'inactivation dans l'environnement. Les niveaux décelables d'entérovirus cultivables dans les eaux de surface en général varient de 1-10/100 L à 1-200/L dans le cas d'eaux très contaminées (Pina et coll., 1998; Reynolds et coll., 1998; Payment et coll., 2000; Lipp et coll., 2001).

Des études ont mis en évidence des entérovirus, des norovirus, des rotavirus, des adénovirus, le virus de l'hépatite A et des astrovirus dans des eaux marines et des eaux douces utilisées à des fins récréatives aux États-Unis, en Europe et au Canada (Payment, 1984; Puig et coll., 1994; Pina et coll., 1998; Griffin et coll., 1999; Chapron et coll., 2000; Payment et coll., 2000; Schvoerer et coll., 2001; Denis-Mize et coll., 2004; Jiang et Chu, 2004; Laverick et coll., 2004). Ces études font état de chiffres variés pour ce qui est des fréquences de détection et des concentrations mesurées. Bien qu'il soit difficile de procéder à des comparaisons directes entre ces études du fait de la différence des méthodes d'analyse, les informations qu'elles fournissent permettent de se faire une meilleure idée de la vulnérabilité potentielle des eaux récréatives à la contamination par des virus pathogènes.

Les virus sont des microorganismes robustes pouvant survivre pendant des périodes prolongées une fois émis dans le milieu aquatique. Leur survie dépend d'un ensemble de facteurs biologiques et environnementaux, dont les caractéristiques physiques spécifiques du virus, la présence de prédateurs microbiens naturels et les caractéristiques de l'eau telles que la température, le pH, la salinité, la turbidité et le rayonnement ultraviolet. Les données sur la survie des différents types de virus dans les eaux naturelles sont assez limitées. De manière générale, on pense que les virus résistent mieux que les bactéries à la dégradation environnementale, et des données expérimentales laissent à penser que certains virus entériques pourraient être encore plus résistants que certains protozoaires entériques (p. ex. Giardia) (Johnson et coll., 1997).

Épidémiologie
D'après les données de surveillance des éclosions virales dans les eaux récréatives publiées par les CDC des États-Unis pour la période 1991-2002, 13 % (8 sur 64) des éclosions de gastroentérite signalées dans les eaux naturelles étaient imputables à des norovirus (Moore et coll., 1993; Kramer et coll., 1996; Levy et coll., 1998; Barwick et coll., 2000; Lee et coll., 2002; Yoder et coll., 2004). De manière générale, les norovirus étaient responsables de 0 à 2 éclosions par an, avec au total entre 11 et 168 cas d'infection rapportés par éclosion. La plupart des foyers se situaient dans des lacs utilisés à des fins récréatives, et une éclosion infectieuse qui a provoqué 44 cas d'infection en 2002 dans le parc d'État du lac Michigan, au Wisconsin, a été la première à être documentée en rapport avec une plage à vocation récréative des Grands Lacs (Yoder et coll., 2004). Aucun autre virus n'a été mis en cause dans les autres éclosions infectieuses enregistrées entre 1991 et 2002.

Les éclosions de gastroentérite aiguë dont l'agent causal ne peut être identifié constituent aussi une part importante du nombre total de maladies d'origine hydrique déclarées en rapport avec les eaux récréatives. On soupçonne nombre de ces éclosions d'être d'origine virale. Les virus pathogènes sont connus pour être difficiles à détecter, mais la courte période d'incubation, la diversité des symptômes rencontrés et la forte fréquence de maladies observées chez les enfants sont toutes évocatrices des infections virales (Cabelli, 1983; Mena et coll., 2003; Percival et coll., 2004). D'après des données de surveillance des CDC, les poussées de maladies gastrointestinales aiguës d'étiologie inconnue représentaient 23 % (14 sur 64) des éclosions documentées enregistrées entre 1991 et 2002 (Moore et coll., 1993; Kramer et coll., 1996; Levy et coll., 1998; Barwick et coll., 2000; Lee et coll., 2002; Yoder et coll., 2004). Là encore, les lacs d'eau douce constituaient les foyers les plus fréquemment cités.

Plusieurs études épidémiologiques ont tenté de caractériser la relation entre les entérovirus présents dans les eaux de baignade et l'incidence des maladies associées aux eaux récréatives (Lightfoot, 1988; Alexander et coll., 1992; Fewtrell et coll., 1992; van Dijk et coll., 1996; Lee et coll., 1997; van Asperen et coll., 1998; Haile et coll., 1999). Aucune relation significative n'a pu être mise en évidence entre la concentration de virus entériques et l'incidence des maladies chez les baigneurs. Haile et coll. (1999) ont en revanche observé une augmentation du nombre d'effets sur la santé signalés (vomissements, fièvre, maux de gorge et maladies gastrointestinales hautement crédibles) les jours où des entérovirus étaient détectés dans les eaux de baignade grossies par des déversements d'eau pluviale.

Relations avec les indicateurs
Diverses études ont conclu à une absence de relation entre la concentration de bactéries fécales indicatrices et la présence de virus entériques dans les eaux récréatives (Griffin et coll., 1999; Schvoerer et coll., 2000, 2001; Jiang et coll., 2001; Noble et Fuhrman, 2001; Denis-Mize et coll., 2004; Jiang et Chu, 2004; Wetz et coll., 2004). Des virus pathogènes ont été détectés dans les eaux récréatives alors que les concentrations de bactéries fécales indicatrices étaient inférieures aux limites actuellement fixées pour la qualité des eaux récréatives. L'inverse s'est également produit, à savoir des cas où les concentrations de bactéries indicatrices étaient largement supérieures à ces limites sans que l'on puisse mettre en évidence la présence de virus. L'absence de corrélation entre les indicateurs fécaux et les virus entériques ne doit pas surprendre étant donné que les indicateurs fécaux sont systématiquement présents dans les déchets humains et animaux, à des concentrations relativement constantes, alors que les virus sont spécifiques aux excréments humains, et que leur excrétion peut être intermittente et saisonnière. De plus, les virus sont plus résistants que les bactéries aux stress environnementaux et peuvent subsister pendant de longues périodes. On a proposé d'utiliser d'autres organismes comme indicateurs (des souches d'entérovirus, C. perfringens, des coliphages et des phages de B. fragilis); toutefois, les recherches effectuées à ce jour n'ont pas permis de démontrer un lien entre ces organismes et la détection de virus dans les eaux de surface contaminées (Pina et coll., 1998; Griffin et coll., 1999, Lipp, 2001; Jiang et Chu, 2004).

5.3 Protozoaires pathogènes

Les protozoaires pathogènes importants dans les eaux récréatives comptent à la fois des espèces entériques et des espèces libres. Les protozoaires entériques sont des parasites communs qui infectent l'intestin des humains et d'autres mammifères. Ce sont des parasites stricts, c'est-à-dire qu'ils doivent infecter un hôte pour se reproduire et ils ne peuvent se développer à l'extérieur d'un hôte. Le stade principal de leur cycle biologique est la production de kystes ou oocystes qui sont libérés en grandes quantités dans les excréments. Ces kystes et oocystes sont extrêmement résistants aux stress environnementaux et peuvent survivre pendant de longues périodes dans l'environnement. Leur ingestion par un nouvel hôte entraîne un dékystement dans l'intestin grêle qui donne lieu à l'infection. Ces organismes peuvent s'introduire dans les eaux récréatives suite à un contact direct ou indirect avec des excréments humains ou animaux. Ils se transmettent à l'humain par ingestion accidentelle d'eau contaminée. La maladie se manifeste le plus fréquemment par des symptômes gastrointestinaux, particulièrement des diarrhées. E. coli et les entérocoques sont utilisés comme indicateurs de contamination fécale, et donc, de la présence possible de ces pathogènes entériques fécaux. En revanche, l'absence de bactéries indicatrices ne signifie pas nécessairement que les protozoaires entériques sont aussi absents.

À la différence des protozoaires entériques, les protozoaires libres sont naturellement présents dans les eaux récréatives et n'ont pas besoin d'un hôte pour achever leur cycle biologique. La transmission à l'humain peut intervenir dans des eaux contenant l'organisme en quantités suffisantes par des voies telles que l'inhalation ou le contact direct avec les muqueuses (p. ex. celle de l'oeil). Ces organismes provoquent des maladies de types variés, dont des infections du système nerveux central et des infections de l'oeil. Comme ils ne sont pas d'origine fécale, il ne faut pas s'attendre à une bonne corrélation entre la présence des indicateurs fécaux et la leur. À l'heure actuelle, on ne reconnaît aucun indicateur microbiologique pour ces pathogènes.

5.3.1    Protozoaires entériques (Giardia, Cryptosporidium)

Les protozoaires entériques les plus importants dans les eaux récréatives sont les Giardia et les Cryptosporidium.

Giardia
Les Giardia sont de petits protozoaires flagellés parasites. Ils ont un cycle biologique double composé d'un stade trophozoïte (stade alimentaire) et d'un stade kystique avec résistance environnementale. Le G. duodenalis (syn. lamblia, intestinalis), que l'on trouve chez l'humain et de nombreux autres mammifères, est la seule espèce pouvant infecter les humains. D'autres espèces (G. muris, G. agilis, G. microti, G. psittaci et G. ardea) ont été signalées chez les animaux, en particulier les rongeurs, les oiseaux et les amphibiens. La caractérisation moléculaire du G. duodenalis a montré l'existence de génogroupes distincts (assemblages) correspondant à leur gamme d'hôtes. Certains groupes sont présents à la fois chez les humains et les animaux, tandis que d'autres sont spécifiquement inféodés à certains hôtes.

Les excréments humains et animaux (notamment ceux des bovins) sont d'importantes sources de G. duodenalis. Chez les animaux, les autres hôtes connus sont les castors, les rats musqués, les chiens, les ovins et les chevaux. Ces animaux peuvent souvent être infectés par un G. duodenalis ayant son origine chez l'homme (Davies et Hibler, 1979; Hewlett et coll., 1982; Erlandsen et coll., 1988). D'après les données épidémiologiques et moléculaires, seules les souches d'origine humaine ont pu être corrélées de manière significative avec la maladie chez les humains. La pathogénicité des souches spécifiquement animales de G. duodenalis et de Giardia n'est pas parfaitement connue. En conséquence, il est toujours avisé de considérer tout kyste de Giardia trouvé dans les eaux récréatives comme potentiellement infectieux pour les humains.

Les Giardia sont fréquemment observés dans les eaux usées et les eaux de surface. Dans les eaux usées, les concentrations sont en général de l'ordre de 5 000-50 000 kystes/L, tandis que dans les eaux de surface, elles se situent habituellement entre <1 et 100 kystes/100 L (Medema et coll., 2003; Pond et coll., 2004).

Les mécanismes exacts par lesquels les Giardia provoquent la maladie n'ont pas été totalement explicités. Les dégâts causés à la muqueuse intestinale du fait de la fixation et du détachement des trophozoïtes contribuent à la perturbation des fonctions intestinales. La gravité des infections à Giardia peut aller d'une absence de symptômes observables à des troubles gastrointestinaux graves exigeant une hospitalisation. Les symptômes les plus communs de la maladie sont des débâcles diarrhéiques aqueuses, des nausées, des dérangements intestinaux, de la fatigue, une faible fièvre et des frissons.

En théorie, un seul kyste suffit à provoquer l'infection chez l'humain. Toutefois, des études ont montré que la dose nécessaire pour causer l'affection est généralement plus importante. D'après des expériences alimentaires réalisées sur des sujets volontaires, la dose médiane nécessaire serait de l'ordre de 50 kystes (Hibler et coll., 1987) bien que des sujets aient été infectés à des doses bien inférieures (Rendtorff, 1978). Le temps écoulé entre l'ingestion et l'excrétion de nouveaux kystes (période prépatente) va de 6 à 16 jours. L'infection est autorésolutive et disparaît en moyenne au bout d'une à trois semaines. Certaines personnes peuvent rester des porteurs asymptomatiques, tandis que chez d'autres, la maladie peut récidiver pendant une période pouvant aller de quelques mois à un an. Lorsqu'elle perdure, la maladie peut être traitée par différents médicaments antiparasitaires.

Cryptosporidium
Les Cryptosporidium sont de petits protozoaires parasites non mobiles. Ces organismes présentent un cycle biologique complexe, multi-stades, dont le stade le plus important est la production d'oocystes ronds à paroi épaisse. On reconnaît actuellement 16 espèces dans ce genre. Deux génotypes ont principalement été rattachés à la maladie chez l'humain : le C. hominis (génotype 1) qui n'est signalé que chez l'humain, et le C. parvum (génotype 2) observé chez l'humain, les veaux et d'autres ruminants. D'autres espèces et génotypes ont été rencontrés, mais bien moins fréquemment.

Les humains et les bovins sont les principales sources de Cryptosporidium. Les ovins, les porcins et les chevaux sont aussi considérés comme des réservoirs (Olson et coll., 1997). Les rongeurs ne sont pas une source importante de Cryptosporidium capables d'infecter les humains (Roach et coll., 1993).

On trouve fréquemment des oocystes dans des eaux souillées par des déchets humains ou par les excréments des bovins provenant d'eaux usées, ou contaminées par des baigneurs et des ruissellements d'eaux pluviales. Il a été suggéré que certains oiseaux aquatiques (canards, oies, bernaches) pourrait prélever ces oocystes dans leur habitat pour aller les déposer ailleurs dans leurs déjections. Les concentrations généralement mesurées dans les eaux d'égout sont de l'ordre de 1 000-10 000 oocystes/L, tandis que dans les eaux de surface, elles se situent habituellement entre <1 et 5 000 oocystes/100 L (Guy et coll., 2003).

On ne comprend pas précisément de quelle manière les Cryptosporidium causent la maladie chez l'humain. On sait que les dégâts provoqués par l'infection des globules rouges de la muqueuse de l'intestin grêle contribuent à l'apparition de la maladie. Les infections à Cryptosporidium causent des troubles de gravité variable, allant du transport asymptomatique à une maladie grave mettant en péril le pronostic vital chez les individus immunodéprimés. La maladie se caractérise principalement par une diarrhée abondante, aqueuse, et parfois mucoïde. On constate aussi des nausées, des vomissements, des douleurs abdominales, une perte de poids, une anorexie et une faible fièvre.

Plusieurs doses infectieuses médianes ont été rapportées pour les Cryptosporidium en dépit du fait que, comme dans le cas des autres pathogènes, un seul organisme suffise théoriquement à provoquer l'infection. La plupart des études alimentaires réalisées sur des volontaires portent à croire que la dose infectieuse médiane se situerait entre 80 et 140 oocystes (DuPont et coll., 1995; Chappell et coll., 1999, 2006; Okhuysen et coll., 2002). La période prépatente (temps écoulé entre l'ingestion et l'excrétion de nouveaux kystes) dure de quatre à neuf jours. La plupart des individus en bonne santé se remettent totalement, la maladie évoluant vers la guérison en une à deux semaines. Ils peuvent continuer à excréter des oocystes dans leurs selles pendant une courte période après leur rétablissement. À l'heure actuelle, il n'existe aucun traitement efficace contre la cryptosporidiose chez les adultes. L'administration aux enfants d'un antimicrobien appelé nitazoxamide a été approuvée par la Food and Drug Administration des États-Unis (Santé Canada, 2004).

Épidémiologie
Rares sont les éclosions de giardiase et de cryptosporidiose signalées en rapport avec les eaux récréatives naturelles. Les données de surveillance publiées par les CDC des États-Unis pour la période 1992-2002 montrent que les Giardia étaient en cause dans 9 % (6 sur 64) des éclosions de gastroentérite rapportées pour les eaux naturelles (Moore et coll., 1993; Kramer et coll., 1996; Levy et coll., 1998; Barwick et coll., 2000; Lee et coll., 2002; Yoder et coll., 2004). Les foyers se situaient dans des lacs et une rivière utilisés à des fins récréatives, ainsi que dans un étang. Bien que les Giardia n'aient jamais été mis en cause dans les éclosions infectieuses enregistrées dans les eaux récréatives naturelles du Canada, il est probable que des cas se soient produits sans avoir été détectés ou signalés.

D'après les données de surveillance pour la même période, 6 (9 %) des 64 éclosions de maladies gastrointestinales déclarées en rapport avec des eaux naturelles étaient imputables aux Cryptosporidium (Moore et coll., 1993; Kramer et coll., 1996; Levy et coll., 1998; Barwick et coll., 2000; Lee et coll., 2002; Yoder et coll., 2004). Dans la plupart des cas, les foyers infectieux se situaient dans des lacs à vocation récréative. Une vaste éclosion enregistrée sur un lac du New Jersey en 1994, qui a touché 418 personnes, a été la première éclosion de cryptosporidiose enregistrée aux États-Unis en rapport avec des eaux récréatives (Kramer et coll., 1996). La plupart des foyers de cryptosporidiose concernaient des eaux récréatives traitées telles que les parcs aquatiques, les piscines communautaires et les piscines de motel. Au Canada, la surveillance a été limitée; à ce jour, aucune éclosion de cryptosporidiose n'a été rapportée dans les eaux récréatives naturelles. Comme dans le cas des Giardia, il est probable que des cas se soient produits sans avoir été détectés ni déclarés.

Relations avec les indicateurs
Bien qu'E. coli et les entérocoques soient de bons indicateurs des bactéries entériques pathogènes fréquemment observées dans les eaux récréatives naturelles, ils sont bien moins efficaces en tant qu'indicateurs de la présence des protozoaires. Diverses études ont montré une absence de corrélation entre les concentrations d'E. coli et d'entérocoques et la présence des Giardia et des Cryptosporidium dans les eaux de surface (Hörman et coll., 2004; Dorner et coll., 2007; Sunderland et coll., 2007). E. coli et les entérocoques sont systématiquement présents dans les excréments humains et animaux, tandis que la présence des Cryptosporidium et des Giardia dépend de la source. Par ailleurs, l'émission de ces organismes dans les matières fécales de sources reconnues peut être intermittente et saisonnière. Les kystes de Giardia et les oocystes de Cryptosporidium sont aussi plus résistants aux stress que les bactéries et peuvent survivre pendant de longues périodes dans l'environnement. Le recours à une approche à barrières multiples de la gestion des eaux récréatives est la meilleure stratégie pour minimiser les risques d'exposition humaine aux protozoaires entériques présents dans les eaux récréatives.

Autres protozoaires entériques potentiellement préoccupants
D'autres protozoaires entériques pathogènes tels que les Entamoeba et les Toxoplasma peuvent également être libérés dans les excréments humains et animaux et peuvent donc, en toute logique, contaminer les eaux récréatives. Aucune éclosion associée à ces organismes n'a été rapportée à ce jour dans les eaux récréatives. On ne pense pas que les activités aquatiques récréatives constituent un facteur de risque important pour ce qui est des maladies causées par ces organismes.

5.3.2    Protozoaires libres

Les protozoaires libres reconnus comme les plus importants pour les eaux récréatives naturelles sont les Naegleria et les Acanthamoeba.

Naegleria fowleri
Les Naegleria sont de petites amibes thermophiles libres des milieux dulcicoles. Le genre Naegleria compte six espèces. N. fowleri est le principal pathogène chez l'humain et l'espèce la plus préoccupante dans les eaux récréatives. Il a un cycle biologique multi-stades, dont un stade trophozoïte alimentaire mobile, un stade flagellé sans reproduction et un stade kystique résistant aux stress environnementaux.

N. fowleri peut être observé dans les eaux douces et les sols du monde entier. Il a été isolé dans des eaux naturelles et artificielles, notamment des lacs, des rivières, des sources chaudes, des piscines, des bains d'hydrothérapie et l'eau du robinet. Aucun réservoir humain ou animal n'a été identifié. L'organisme préfère les eaux chaudes, pouvant tolérer des températures de l'ordre de 40-45 °C (Percival et coll., 2004). Les eaux douces tropicales et subtropicales et les sources chaudes se prêtent particulièrement bien à sa survie. Dans les eaux froides, on pense que la forme kystique peut survivre dans les sédiments des lacs et des rivières (Pond, 2005).

N. fowleri cause une maladie du système nerveux central appelée méningo-encéphalite amibienne primaire qui est presque toujours mortelle. Chez l'humain, l'infection survient lorsque les amibes ont été inhalées ou introduites avec force dans les voies nasales (p. ex. pendant un plongeon, un saut, une chute ou la nage sous l'eau). Suite à son inhalation, l'organisme s'introduit par les voies nasales jusqu'au cerveau où il endommage les cellules du système olfactif et le cortex cérébral. La maladie se déclare rapidement. Les symptômes incluent de violentes céphalées, une forte fièvre, une sensation de pression intracrânienne, une raideur du cou, un état mental modifié, puis un coma qui aboutit à la mort. La maladie peut être traitée, mais elle exige un diagnostic rapide et un traitement antimicrobien agressif. Cet organisme serait sensible à l'amphotéricine B.

On a également avancé que les Naegleria pourraient être des hôtes naturels de la bactérie pathogène Legionella. On pense que le fait d'être abritée à l'intérieur des Naegleria offre un milieu propice à la reproduction de cette bactérie, tout en la protégeant des stress environnementaux.

Les cas de méningo-encéphalite amibienne primaire sont extrêmement rares; aux États-Unis, on les estime à environ un cas pour 2,5 millions de baigneurs (Visvesvara et Moura, 2006). Selon les données de surveillance, 29 cas ont été signalés dans ce pays pour la période 1992-2002, avec une incidence moyenne de 0-6 cas par an (Moore et coll., 1993; Kramer et coll., 1996; Levy et coll., 1998; Barwick et coll., 2000; Lee et coll., 2002; Yoder et coll., 2004). Jusqu'à présent, les éclosions rapportées ont été limitées aux États du sud des États-Unis, en particulier la Floride, le Texas, l'Oklahoma, la Californie, la Géorgie et la Caroline du Nord.

Acanthamoeba
Les Acanthamoeba sont de petites amibes libres. Leur cycle biologique se compose de deux stades, un stade trophozoïte alimentaire et un stade kystique avec résistance à l'environnement. Le genre Acanthamoeba compte environ 20 espèces. Les espèces les plus fréquemment associées à des infections chez l'humain sont A. culbertsoni, A. polyphaga et A. castellanii.

On pense que les Acanthamoeba sont omniprésentes dans l'environnement. On les trouve dans les eaux douces, marines et estuariennes, les sources chaudes, les sols, les eaux usées et les installations d'approvisionnement en eau, comme les robinets et les condenseurs de conditionneurs d'air.

Les espèces pathogènes d'Acanthamoeba provoquent deux maladies distinctes au plan clinique : la kératite amibienne, une infection douloureuse de la cornée mettant les fonctions visuelles en péril, causée par A. polyphaga et A. castellanii; et l'encéphalite amibienne granulomateuse, une maladie mortelle du système nerveux central provoquée par A. culbertsoni. Les infections surviennent par inhalation ou par contact direct avec la muqueuse de l'oeil ou les écorchures ou traumatismes cutanés.

Bien que les espèces pathogènes d'Acanthamoeba puissent être transmises par l'eau, le contact avec les eaux récréatives n'est pas considéré comme un facteur de risque important pour l'une ou l'autre de ces maladies. Le manque d'hygiène chez les porteurs de lentilles de contact (utilisation de solutions contaminées, désinfection insuffisante) constitue le principal risque de kératite amibienne. L'infection peut aussi se déclarer chez des personnes portant des lentilles de contact pour nager dans des lacs ou des étangs; le risque est toutefois considéré comme extrêmement faible. À l'heure actuelle, le contact avec les eaux récréatives n'est pas considéré comme un facteur de risque d'encéphalite amibienne granulomateuse.

Il a par ailleurs été suggéré que les Acanthamoebapourraient être des hôtes naturels de certaines bactéries pathogènes libres, notamment les Legionella et les Mycobacterium. On pense que le fait d'être abrités à l'intérieur des Acanthamoeba offre à ces organismes un milieu propice à la reproduction, tout en les protégeant des stress environnementaux.

6.0 Les cyanobactéries et leurs toxines

Valeurs recommandées
Les valeurs recommandées pour les cyanobactéries et leurs toxines dans les eaux récréatives sont les suivantes :

À ces concentrations, l'eau est jugée impropre aux activités récréatives de contact primaire et une alerte interdisant la baignade doit être émise. Il convient d'éviter tout contact avec les eaux dans lesquelles il y a prolifération de cyanobactéries et de ne reprendre les activités récréatives que lorsque les autorités compétentes ont déterminé qu'il n'y a plus de danger pour la santé. Les contrôles de la présence des cyanobactéries et de leurs toxines devraient être effectués chaque semaine dans les zones où des proliférations ont été observées par le passé et dans celles où on s'attend à en observer. En cas de dépassement de l'une ou l'autre des valeurs recommandées, la fréquence de la surveillance devrait être augmentée de manière à bien caractériser l'ampleur du risque posé. La détection d'une prolifération de cyanobactéries dans toute étendue d'eau récréative devrait déclencher la mise en oeuvre d'une stratégie semblable de surveillance et de gestion.

Description
Les cyanobactéries sont des bactéries qui présentent certaines caractéristiques communes avec les algues. Elles ressemblent à celles-ci par leur taille, ont une pigmentation bleu-vert et sont capables de faire la photosynthèse; on leur donne donc souvent le nom d'algues bleues (OMS, 2003a). Chez la plupart des espèces présentes dans les lacs canadiens, les cellules sont groupées en colonies qui peuvent former des filaments, des flocons ou des globules d'une taille pouvant atteindre plusieurs millimètres. En été, dans les conditions habituelles, un échantillon d'eau de lac contient généralement 20 espèces ou plus de cyanobactéries, ainsi que des douzaines d'autres espèces d'algues. Les cyanobactéries peuvent proliférer dans les eaux de surface au point de causer une coloration visible de l'eau appelée fleur d'eau. Les fleurs d'eau peuvent atteindre une grande densité et donnent souvent à l'eau une consistance gélatineuse. Elles peuvent prendre la forme d'une masse de fins débris d'herbe ou d'une purée homogène, un peu comme si on avait déversé dans l'eau de la peinture verte (OMS, 2003a). Les cellules des cyanobactéries contiennent de petites bulles de gaz (vacuoles) qui leur permettent de régler leur flottaison. Les fleurs d'eau présentent habituellement une répartition uniforme lorsque la lumière et la teneur en nutriments sont optimales. Elles peuvent toutefois former de l'écume à la surface lorsque les cellules deviennent trop flottantes et que l'eau est assez calme pour les laisser s'accumuler à la surface. Cette flottaison excessive peut survenir lorsque la turbulence (p. ex. en cas de tempête) les transporte à une trop grande profondeur durant la nuit, lorsque la concentration de gaz carbonique dans l'eau devient limitative, quand les populations d'algues parviennent à la fin de leur cycle de croissance, ou en présence d'une combinaison de ces divers facteurs. Les vents du large peuvent alors pousser l'écume sur les rives, où elle s'accumule. La densité des fleurs d'eau peut ainsi être multipliée par un facteur de 1 000 ou plus en très peu de temps (Chorus et coll., 2000).

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

L'enrichissement des eaux de surface par les nutriments (eutrophisation) peut également influer sensiblement sur la fréquence et la gravité des fleurs d'eau. L'azote et le phosphore pénètrent dans l'environnement à la fois par des voies naturelles et du fait d'activités humaines (Chambers et coll., 2001). Les sources de ces éléments comprennent l'érosion des sols naturellement fertiles, le ruissellement des eaux de surface et les rejets d'égouts pluviaux, ainsi que les effluents d'eaux usées agricoles ou industrielles provenant des zones urbaines ou rurales (Jones et Armstrong, 2001). Dans les régions éloignées, les systèmes d'évacuation des eaux usées des habitations isolées peuvent également devenir des sources importantes de nutriments.

Les fleurs d'eau sont considérées comme un risque pour la santé publique puisque certaines espèces de cyanobactéries produisent des toxines nocives pour les humains. On a dénombré plus de 46 espèces de cyanobactéries capables de produire des toxines (Sivonen et Jones, 1999). Les genres les plus communs de ces cyanobactéries productrices de toxines dans les milieux dulcicoles sont Anabaena, Aphanizomenon, Cylindrospermopsis, Microcystis, Nodularia et Planktothrix (syn. Oscillatoria). En règle générale, les cyanobactéries sont sans danger pour la santé humaine tant que leur densité reste faible. Elles ne posent un danger qu'en cas de proliférations produisant des fleurs d'eau ou de l'écume à la surface de l'eau. Une fleur d'eau dans un lac peut contenir à la fois des variétés toxiques et non toxiques; il en résulte que certaines parties du lac peuvent devenir toxiques, tandis que d'autres resteront sans danger. Les conditions qui conduisent à l'apparition d'une fleur d'eau sont relativement bien connues, mais les facteurs qui déterminent la dominance des souches toxiques le sont moins. En conséquence, la toxicité due aux cyanobactéries est encore moins prévisible que les fleurs d'eau elles-mêmes. Des lacs qui n'ont jamais posé de problèmes peuvent soudainement devenir toxiques. À l'opposé, il peut arriver que des lacs qui se sont révélés toxiques pendant des années cessent de l'être pour de bon. On a avancé qu'à l'échelle mondiale, environ 60 à 75 % des échantillons de fleurs d'eau examinés contiendraient des cyanotoxines (Chorus et coll., 2000; OMS, 2003a). Ainsi, toute fleur d'eau devrait être considérée comme potentiellement toxique. La toxicité d'un plan d'eau est habituellement transitoire, ne durant que le temps que persiste la fleur d'eau ou les signes qui l'accompagnent. Toutefois, les cyanotoxines sont en majeure partie associées aux cellules des cyanobactéries - liées à la membrane cellulaire ou à l'état libre à l'intérieur des cellules. Les toxines sont la plupart du temps libérées dans l'environnement aquatique à la mort des cellules (Santé Canada, 2002). En conséquence, il convient d'éviter tout contact avec les eaux dans lesquelles il y a eu prolifération de cyanobactéries tant qu'il n'est pas possible d'affirmer avec certitude que le risque de contact avec les cyanotoxines n'existe plus.

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

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

Il n'est pas possible par une simple inspection visuelle de confirmer la toxicité d'une fleur d'eau. Il faut pour cela envoyer des échantillons à un laboratoire aux fins d'analyse. Certains indices - par exemple, présence d'oiseaux aquatiques ou d'autres animaux morts au bord de l'eau ou signalement de cas d'empoisonnement d'animaux domestiques (en particulier, bovins et chiens) - trahissent parfois ce risque de toxicité. Toutefois, certaines fleurs d'eau surviennent parfois sans produire d'effets observables au sein des populations animales locales.

Une sensibilisation accrue au phénomène des fleurs d'eau combinée à des hausses occasionnelles des cas détectés a porté les gens à se préoccuper davantage des risques que posent ces fleurs d'eau dans les eaux récréatives et de leurs répercussions possibles sur la santé des usagers des eaux récréatives. La consommation d'eau potable contaminée constitue la source principale d'exposition des humains aux cyanotoxines (Santé Canada, 2002). On considère que l'utilisation des eaux à des fins récréatives constitue une source comparativement mineure d'exposition à ces toxines. Néanmoins, on a déjà signalé au Canada des cas d'empoisonnement par des cyanotoxines attribuables au contact des humains avec des eaux à vocation récréative.

La plupart des informations ayant trait aux effets sur la santé humaine viennent de signalements occasionnels de cas d'empoisonnement d'humains ou d'animaux et d'études toxicologiques réalisées sur des modèles animaux.

Il existe trois voies principales d'exposition des humains aux cyanobactéries et à leurs toxines dans les eaux récréatives : l'ingestion, l'inhalation et le contact direct du corps avec l'eau. Certains cas de morbidité signalés ont fourni des preuves directes de la toxicité des fleurs d'eau dans les cas d'ingestion accidentelle de l'eau par des adeptes de loisirs aquatiques. Des données expérimentales donnent également à penser que l'inhalation pourrait constituer une voie d'exposition possible (Fitzgeorge et coll., 1994; Chorus et Bartram, 1999). Cela se produirait, par exemple, lors d'activités où l'eau est pulvérisée (comme le ski nautique) ou d'activités où la tête peut être immergée soudainement ou à répétition (plongée, planche à voile ou kayaking). On sait également que le contact direct avec les cyanobactéries peut causer des irritations plus ou moins graves, sans toutefois connaître les mécanismes exacts de ce type de réaction. Certaines réactions allergiques ont été signalées chez des personnes sensibles. On a déjà suggéré que ces irritations seraient dues à des composantes des cyanobactéries inconnues mais différentes des toxines (Chorus et Bartram, 1999). Les maillots de bain et les combinaisons de plongée non étanches risquent également d'exacerber l'irritation cutanée en emprisonnant les cellules bactériennes et en libérant leur contenu par effet de friction contre la peau.

Cyanotoxines
Plusieurs cyanotoxines connues peuvent causer des problèmes aux usagers des eaux récréatives : microcystines, nodularines, anatoxines, cylindrospermopsine, dermatotoxines et toxines irritantes (Chorus et Bartram, 1999). Les microcystines et les nodularines sont des peptides cycliques qui attaquent le foie (hépatotoxines). Les anatoxines sont des alcaloïdes qui agissent sur le système nerveux (neurotoxines). Enfin, la cylindrospermopsine est un alcaloïde qui attaque une grande variété d'organes (cytotoxine générale). Les dermatotoxines (alcaloïdes) et les toxines irritantes (lipopolysaccharides) sont des toxines qui provoquent l'irritation des tissus exposés.

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

Les microcystines sont produites par la plupart des espèces de Microcystis et par certaines espèces d'Anabaena - deux importants producteurs de fleurs d'eau (OMS, 2003a). Les autres cyanobactéries capables de produire des toxines appartiennent aux genres Oscillatoria (syn. Planktothrix), Nostoc et Anabaenopsis. On a isolé plus de 70 variantes de microcystines à partir d'échantillons de sang (Sivonen et coll., 1992). Ces variantes sont nommées en fonction des acides aminés variables présents dans leur structure. La microcystine-LR, la variante la plus commune, contient de la leucine (L) et de l'arginine (R) à la position variable.

Les symptômes signalés dans les cas d'exposition d'humains à des eaux récréatives contaminées par des proliférations de Microcystis et d'Anabaena comprennent la céphalée, la nausée, les vomissements, la diarrhée, les douleurs abdominales ou musculaires, la fièvre, les aphtes, les gerçures des lèvres, la pharyngite, les éruptions cutanées et les irritations des oreilles et des yeux (Chorus et Bartram, 1999; Santé Canada, 2002). Les cas d'empoisonnement d'animaux (bovins, moutons et chiens) découlant d'un contact avec les fleurs d'eau à Microcystis ont fourni des preuves d'une toxicité hépatique parfois mortelle, renforçant ainsi les préoccupations relatives aux effets d'une exposition sur la santé humaine. À ce jour, on n'a signalé aucun cas d'exposition humaine à des microcystines présentes dans les eaux récréatives qui aurait conduit à la mort des personnes exposées.

On a utilisé des études toxicologiques portant sur des modèles animaux pour obtenir de plus amples preuves d'effets sur la santé humaine (Chorus et coll., 2000). La microcystine-LR s'est révélée extrêmement toxique en cas d'exposition aiguë chez les rongeurs. Sa DL50 orale (par gavage) s'établit à 5 000 µg/kg p.c. chez la souris; elle est plus élevée chez le rat (Fawell et coll., 1999). Des études d'exposition aiguë et à court terme ont laissé constater des signes de changements enzymatiques et d'endommagement des tissus dans le foie (inflammation, hémorragies, lésions) chez des souris exposées à la microcystine-LR par voie orale (Fawell et coll., 1999). D'autres expériences ont montré que l'exposition chronique à de faibles concentrations de microcystines conduit à un endommagement progressif du foie chez le porc et la souris (Chorus et Bartram, 1999). Les microcystines ne sont pas considérées cancérogènes, mais on pense qu'elles peuvent promouvoir le développement de tumeurs en entravant les mécanismes normaux de division cellulaire. Des études réalisées sur des modèles animaux ont révélé qu'une exposition répétée à de faibles concentrations de microcystines favorisait l'apparition de tumeurs hépatiques. L'exposition chronique aux microcystines par l'utilisation de l'eau à des fins récréatives ne devrait pas poser de risque compte tenu des informations disponibles ayant trait à l'écologie des proliférations de cyanobactéries et du fait que les loisirs aquatiques sont par nature épisodiques et de courte durée.

Tous les genres prédominants de cyanobactéries productrices de microcystines contiennent des espèces toxiques et non toxiques, et une fleur d'eau donnée peut contenir un mélange des deux (Chorus et Bartram, 1999; Carillo et coll., 2003). On pense généralement que les variations de la toxicité observées lors d'une fleur d'eau donnée sont dues à la croissance et au déclin de sous-populations présentant des caractéristiques toxiques différentes. On pense par ailleurs que les facteurs environnementaux (p. ex. le rayonnement solaire et la température) ont une incidence beaucoup moins grande sur ce phénomène. Récemment, les gènes responsables de la production de microcystines (mcy) ont été identifiés et séquencés. De nombreuses études ont par la suite confirmé que la détection de la présence de la famille multigénique mcy est un outil utile pour distinguer les souches toxiques des Microcystis, Anabaena et Planktothrix des souches non toxiques, tant dans les échantillons de laboratoire que dans les isolats prélevés sur le terrain (Dittmann et Borner, 2005).

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

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

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

Anatoxines
Les anatoxines (anatoxine-a, anatoxine-a(S), homoanatoxine-a) sont des neurotoxines que l'on peut trouver dans les fleurs d'eau produites par les Anabaena (anatoxine-a, anatoxin-a(S)), les Oscillatoria (anatoxine-a, homoanatoxine-a) et les Aphanizomenon (anatoxine-a). Elles entravent l'action du neurotransmetteur acétylcholine et perturbent ainsi les communications entre les neurones et les cellules musculaires. La toxicité aiguë se caractérise par la paralysie des muscles squelettiques et respiratoires; elle provoque des tremblements, des convulsions et, ultimement, la mort par insuffisance respiratoire (Rogers et coll., 2005).

Les informations sur les effets des anatoxines sur la santé ont été recueillies dans des comptes rendus épars d'intoxications animales et d'enquêtes toxicologiques. L'anatoxine-a est le membre de ce groupe qui a fait l'objet du plus grand nombre d'études. On possède également des données limitées sur l'homoanatoxine-a et sur l'anatoxine-a(S). On considère en règle générale que malgré des mécanismes d'action quelque peu différents, chacune de ces anatoxines est capable, à des concentrations élevées, de causer la mort. On a fait état d'une DL50 orale supérieure à 5 000 µg/kg p.c. pour l'anatoxine-a (Fitzgeorge et coll., 1994). Cette anatoxine s'est révélée extrêmement toxique pour les souris en concentrations élevées (15 000 µg/kg p.c.), entraînant la mort en quelques minutes. Par contre, plusieurs expériences ont laissé constater un rétablissement complet des sujets expérimentaux après une exposition à des doses sublétales d'anatoxine-a, sans qu'il reste de traces de toxicité clinique. Les données disponibles concernant la présence d'anatoxines dans les eaux de surface donnent à conclure que l'exposition chronique à cette toxine ne risque pas de poser de problèmes (Chorus et Bartram, 1999). On ne signale à ce jour qu'un seul décès découlant d'une exposition à des neurotoxines de cyanobactéries dans un plan d'eau naturel (Falconer, 2005). Les fleurs d'eau formées d'espèces produisant des anatoxines ne sont pas régulièrement signalées en Amérique du Nord; on considère qu'elles sont moins fréquentes que celles formées par des cyanobactéries productrices de microcystines. En conséquence, elles sont jugées moins préoccupantes du point de vue de l'utilisation des eaux récréatives au Canada.

Cylindrospermopsine
La cylindrospermopsine est produite par la cyanobactérie Cylindrospermopsis raciborskii. Cette toxine appartient à la famille des alcaloïdes, mais son mode d'action est très différent de celui des anatoxines. Elle présente un degré d'activité hépatotoxique, mais les mécanismes en jeu sont très différents de ceux observés dans le cas des microcystines.

La cylindrospermopsine est considérée comme une cytotoxine générale qui agit en inhibant la synthèse des protéines. Les dommages cellulaires sont causés par un blocage du fonctionnement de protéines et d'enzymes essentielles. Le foie et les reins sont les principales cibles de la toxine, mais l'administration d'extraits bruts de Cylindrospermopsis à des souris a provoqué des lésions à d'autres organes comme les poumons, la rate, le thymus et le coeur (Chorus et Bartram, 1999). Des données tirées d'études de toxicité animale donnent à penser que la cylindrospermopsine pourrait également présenter des propriétés cancérogènes (Falconer, 2005).

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

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

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

Dermatotoxines et autres toxines irritantes
Certaines cyanobactéries marines comme les Lyngbya, les Oscillatoria et les Schizothrix peuvent produire des toxines appelées aplysiatoxines et lyngbyatoxines capables de causer de graves dermatites chez les nageurs qui entrent en contact avec les filaments bactériens. Les aplysiatoxines sont considérées comme des agents tumorigènes puissants et présenteraient en outre des propriétés laissant deviner un pouvoir cancérogène. Comme ces espèces sont principalement marines, elles ne sont pas jugées préoccupantes dans les milieux dulcicoles.

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

Justification des recommandations
Les valeurs recommandées concernant les cyanobactéries et leurs toxines dans les eaux récréatives canadiennes sont fondées sur l'approche utilisée pour le calcul de la concentration maximale acceptable (CMA) de la microcystine-LR dans les Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada (Santé Canada, 2002). Le groupe de travail a conclu que l'utilisation de valeurs recommandées uniques pour la densité totale de cellules de cyanobactéries et pour la concentration de microcystines totales constituait à l'heure actuelle la meilleure approche pour l'élaboration de recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada. Ces valeurs visent à assurer une protection contre le risque d'exposition aux microcystines par ingestion accidentelle de l'eau et contre d'autres effets néfastes qui pourraient résulter d'une exposition à de fortes densités de cyanobactéries. Dans ce contexte, les valeurs retenues ont été fondées sur l'exposition possible de la sous-population la plus sensible : celle des enfants. Les enfants peuvent être touchés plus gravement parce qu'ils passent plus de temps dans l'eau que les adultes et qu'ils risquent davantage d'avaler accidentellement de l'eau contaminée. En plus, ils peuvent être moins tolérants aux toxines que les adultes.

La valeur recommandée pour la microcystine-LR vise à assurer une protection contre l'exposition à l'ensemble des microcystines (microcystines totales, c'est-à-dire à l'état libre et liées aux cellules) qui peuvent être présentes dans le milieu. Les microcystines constituent le type de cyanotoxine le plus répandu et le plus fréquemment observé dans les fleurs d'eau survenant dans les eaux de surface tempérées d'Amérique du Nord. Ce sont donc celles dont la surveillance est jugée la plus importante dans les eaux récréatives canadiennes.

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

où :

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

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

La valeur recommandée pour les microcystines totales est calculée à partir de la DJT pour la microcystine-LR comme suit :

où:

• 0,4 µg/kg p.c. par jour est la DJT calculée plus haut;
• 13 kg p.c. représente le poids moyen des enfants âgés de 7 mois à 4 ans (Santé Canada, 1994);
• 0,25 L/jour est la quantité d'eau ingérée accidentellement chaque jour par les personnes pratiquant des activités aquatiques récréatives.

Il est admis que la valeur utilisée pour la quantité d'eau accidentellement ingérée chaque jour est une estimation prudente. Les modèles d'évaluation du risque élaborés pour le contrôle des pathogènes entériques dans les eaux récréatives supposent d'ordinaire que la quantité d'eau qui sera vraisemblablement ingérée chaque jour lors d'activités aquatiques récréatives sera de 100 mL (Haas, 1983; Gerba et coll., 1996; Mena et coll., 2003). Toutefois, il semble que cette supposition ait un fondement plus historique qu'empirique. Le rapport de l'OMS (OMS, 2003a) donne à penser qu'un enfant est capable de consommer 250 mL d'eau pendant une période de jeux aquatiques prolongée. Dans une étude empirique du volume d'eau ingéré pendant la natation, Evans et coll. (2006) ont signalé des valeurs moyennes de 24 mL pour les adultes et 47 mL pour les enfants, tout en indiquant que certains nageurs étaient capables d'avaler jusqu'à 280 mL d'eau par heure.

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

La valeur recommandée pour la densité de cellules de cyanobactéries (cyanobactéries totales) fournit une indication générale du risque de prolifération des bactéries et vise à assurer une protection contre une exposition à de fortes densités de cyanobactéries. Elle peut également servir à protéger contre les effets d'une exposition à d'autres cyanobactéries potentiellement toxiques, et non seulement aux espèces productrices de microcystines. Elle est calculée à partir de la valeur de la recommandation relative aux microcystines, en utilisant la valeur de référence reconnue du quota moyen de toxine correspondant aux cellules de Microcystis, et reflète le scénario le plus hautement probable d'une fleur d'eau contenant de fortes concentrations de microcystines (OMS, 2003a; NHMRC, 2005):

où :

• 20 µg/L constitue la concentration maximale de microcystines totales présentes dans les eaux récréatives;
• 2 × 10-7 µg/cellule constitue le quota de toxines par cellule correspondant aux microcystines totales par cellule;
• 10-3 L/mL est le facteur de conversion de litres en millilitres.

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

Une comparaison des valeurs des recommandations canadiennes pour les cyanobactéries et leurs toxines avec celles produites par l'OMS et l'Australie montre que les valeurs canadiennes correspondent à celles recommandées par l'OMS, soit 100 000 cellules/mL pour une probabilité modérée d'effet nocif sur la santé. Dans ses documents justificatifs, l'OMS suggère en outre qu'à cette densité de cyanobactéries, une concentration de microcystines de 20 µg/L est vraisemblable si la fleur d'eau est constituée de Microcystis dont la teneur moyenne en toxines est de 2 × 10-7 µg/cellule (OMS, 2003a).

La démarche canadienne rappelle également, dans son principe, celle utilisée par l'Australie pour ses recommandations de niveau 1. Toutefois, les calculs canadiens sont fondés sur un modèle animal et une méthode de calcul différents. Le National Health and Medical Research Council (NHMRC, 2005) australien a choisi de fonder ses calculs sur des données qu'il jugeait être les plus propices à l'élaboration de recommandations relatives aux cyanobactéries toxiques présentes dans les eaux récréatives australiennes. Il s'est trouvé que les valeurs des recommandations de niveau 1 de l'Australie correspondent à la moitié des valeurs canadiennes actuelles. En conséquence, le groupe de travail a estimé que les instances chargées du contrôle des eaux récréatives dans le cadre d'une évaluation des risques de la qualité de l'eau souhaiteront peut-être considérer que les valeurs équivalentes (nombre total de cellules de cyanobactéries de 50 000/mL; concentration totale de microcystines de 10 µg/L) constituent un signe avant-coureur d'une prolifération de cyanobactéries et devraient justifier un examen plus poussé.

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

Si la valeur recommandée pour les microcystines totales avait été appliquée aux données recueillies au Manitoba entre 1999 et 2005, il n'y aurait eu qu'un seul avis d'interdiction de baignade : celui affiché sur la plage de Sandy Hook, en bordure du lac Winnipeg, en août 2004 (concentration de microcystines totales supérieure à 331 µg/L). Les autres endroits où des fleurs d'eau ont été signalées au Manitoba pendant cette période sont les suivants (concentrations mesurées de microcystines entre parenthèses) : plage Albert, lac Winnipeg (3,85 µg/L); plage de Gimli, lac Winnipeg (5,37 µg/L); rivière Lee (7,2 µg/L); ruisseau Netley, au sud du lac Winnipeg (15 µg/L) (Manitoba Water Stewardship, 2006).

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

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

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

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

Il n'existe que peu de cas signalés de maladies humaines causées par le contact avec des populations de cyanobactéries toxiques dans les eaux à vocation récréative à travers le monde. On a laissé entendre que de telles expositions auraient principalement pour effet de causer des troubles gastrointestinaux ou des symptômes semblables à ceux de la grippe et pourraient donc souvent être ignorés ou attribués à d'autres causes (Falconer, 2005). Par ailleurs, la plupart des cas de morbidité sont examinés rétrospectivement, et les circonstances exactes de l'exposition (nombre et type d'organismes, concentration des toxines) sont rarement connues.

En Saskatchewan, en 1959, malgré des avis et des rapports signalant des cas de mortalité chez les bovins, des personnes ont nagé dans un lac infesté de cyanobactéries. Treize de ces personnes ont par la suite souffert de nausées, de douleurs musculaires, de céphalées et de diarrhées (Dillenberg et Dehnel, 1960). En Angleterre, en 1989, 10 soldats d'un groupe de 20 sont devenus malades après avoir suivi une formation au canotage et avoir nagé dans un lac touché par une prolifération de Microcystis. On a établi un lien entre le degré d'entraînement des nageurs et la quantité d'eau ingérée d'une part, et la gravité des symptômes affichés d'autre part (Turner et coll., 1990). En 1991, en Australie, deux adolescentes ont souffert de gastroentérite et de douleurs musculaires après avoir nagé dans la rivière Darling, près de Wilcannia, pendant une prolifération de cyanobactéries contenant des Anabaena (NHMRC, 2005). La même année, deux cas de conjonctivite et un cas d'irritation cutanée ont été attribués à la nage dans le lac Cargelligo, en Australie, alors qu'il était touché par une prolifération d'Anabaena circinalis (NHMRC, 2005).

Pilotto et coll. (1997) font état des résultats d'une étude épidémiologique prospective conçue pour examiner les effets, sur les nageurs, des cyanobactéries présentes dans les eaux récréatives. On constate que la gravité des symptômes augmente sensiblement avec la durée du contact avec l'eau et la densité des cellules bactériennes, mais qu'il n'y a pas de corrélation entre cette augmentation et les concentrations de cyanotoxines. On ajoute que les sujets de cette étude qui ont été exposés à 5 000 cellules/mL pendant plus d'une heure présentent une plus grande fréquence de manifestation des symptômes que les sujets non exposés. Toutefois, l'ajustement des résultats pour tenir compte des antécédents des sujets en matière de maladie et d'exposition laisse conclure que seul un petit nombre d'entre eux auraient été touchés et qu'ils n'auraient souffert que de légères irritations.

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

La fréquence des fleurs d'eau dans les eaux récréatives est extrêmement difficile à prédire. Ce phénomène dépend d'une gamme de facteurs physiques, chimiques et biologiques. Étant donné les interactions entre ces facteurs, on peut observer d'importantes fluctuations des concentrations de cyanobactéries et de leurs toxines d'une année à l'autre (Santé Canada, 2002). On recommande une surveillance hebdomadaire dans les zones où des proliférations ont été observées par le passé et dans celles où on s'attend à en observer à l'avenir. En cas de dépassement de l'une ou l'autre des valeurs recommandées ou de détection d'une fleur d'eau, la fréquence des numérations devrait être augmentée de manière à bien caractériser l'ampleur du risque posé par la population de cyanobactéries. La toxicité des fleurs d'eau peut varier considérablement, surtout lorsqu'elles sont étendues. Ainsi, il pourrait s'avérer nécessaire de prélever de multiples échantillons afin de mesurer toute différence régionale ou localisée de la densité des cellules bactériennes et de la concentration de toxines. Il est par ailleurs également recommandé de mesurer à la fois les densités de cellules totales et les concentrations totales de microcystines dans le cadre de l'application d'une stratégie de gestion des cyanobactéries et de leurs toxines dans les eaux récréatives canadiennes. Tel que mentionné plus haut, il est nécessaire de contrôler les concentrations de microcystines pour déterminer l'ampleur du risque que posent les populations de cyanobactéries pour la santé, tandis que le dénombrement des cellules bactériennes fournit des indications générales utiles sur le risque de prolifération des cyanobactéries et, par ricochet, sur la présence possible de cyanotoxines.

Dans les eaux où les valeurs recommandées concernant le nombre total de cellules de cyanobactéries ou les concentrations de microcystines totales sont dépassées ou dans lesquelles il y a prolifération de cyanobactéries, il convient d'afficher des avis indiquant que la zone ne se prête pas aux activités aquatiques récréatives. On trouvera de plus amples informations sur l'affichage relatif à l'utilisation des eaux récréatives dans la partie I du présent document (Gestion des eaux récréatives). Un plan d'eau dans lequel il y a eu prolifération de cyanobactéries mais où ces dernières se sont depuis dissipées risque de toujours contenir des toxines. En conséquence, il conviendra d'éviter tout contact avec les eaux touchées par une fleur d'eau tant que les autorités responsables n'auront pas déterminé qu'il n'y a plus de danger pour la santé.

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

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

L'utilisation d'algicides n'est pas une mesure recommandée de lutte contre les populations de cyanobactéries. Le traitement des fleurs d'eau matures avec du sulfate de cuivre ou d'autres algicides peut certes détruire les cellules bactériennes, mais il aura en outre pour effet de libérer dans l'eau des quantités importantes de cyanotoxines. Jones et Orr (1994) signalent qu'on pouvait toujours détecter la présence de microcystine-LR jusqu'à 21 jours après avoir traité à l'algicide un lac récréatif qui avait été touché par une prolifération de M. aeruginosa toxique. Par ailleurs, il convient de mentionner que les algicides risquent également d'avoir des effets pervers sur le fonctionnement des écosystèmes aquatiques.

La détermination des principales sources d'apports d'éléments nutritifs et l'élaboration de stratégies de réduction des apports d'azote et de phosphore fondées sur de meilleures pratiques d'élimination des eaux usées agricoles et municipales et des déchets des zones résidentielles constituent par ailleurs des mesures de gestion à plus long terme pouvant servir de barrières pour réduire l'incidence des cyanobactéries toxiques dans les eaux de surface.

Résumé

1. L'apparition de fleurs d'eau dans les eaux à vocation récréative dépend de nombreux facteurs qui peuvent être difficiles à prédire. Ces fleurs d'eau peuvent se développer très rapidement lorsque les conditions sont propices, et des lacs qui n'ont jamais connu de problèmes peuvent ainsi soudainement devenir toxiques.
2. Des cas de maladies graves ont été rapportés chez des baigneurs ayant été exposés à des proliférations de cyanobactéries (fleurs d'eau) toxiques dans des eaux à vocation récréative. Il convient d'éviter tout contact avec l'eau dans les zones touchées par une prolifération de cyanobactéries.
3. Un plan d'eau touché par une fleur d'eau risque de contenir des toxines même après la disparition des signes de contamination. Il convient de ne reprendre les activités récréatives dans de telles zones que lorsque les autorités compétentes ont déterminé qu'il n'y a plus de danger pour la santé.
4. On n'a signalé à ce jour que peu de cas de maladies liées à la présence de cyanotoxines dans les eaux à vocation récréative du Canada. Une approche à barrières multiples constitue la meilleure façon de protéger les usagers des eaux récréatives contre les risques d'exposition aux cyanobactéries et à leurs toxines. Ces barrières peuvent inclure l'affichage d'avis décrivant clairement les risques encourus par le public, ainsi que la diffusion de documents d'information décrivant les mesures que chacun peut prendre pour réduire le risque d'exposition.

7.0 Autres dangers biologiques

Valeurs recommandées
Aucune valeur recommandée ne peut être prescrite pour les organismes décrits dans la présente section. En règle générale, les zones utilisées aux fins des loisirs aquatiques devraient autant que possible rester exemptes de ces organismes. De plus, il est déconseillé de pratiquer des activités aquatiques récréatives dans les zones où la présence de ces organismes pose un risque pour la santé ou la sécurité des usagers.

La présente section fournit des informations sur les autres organismes qui risquent d'influer sur la valeur des eaux naturelles en nuisant à la santé ou au confort des usagers ou en faisant obstacle à la jouissance des lieux en rendant ces derniers dangereux, désagréables d'un point de vue esthétique ou autrement inutilisables. Ces organismes sont des espèces libres qui peuvent être présentes naturellement dans les eaux récréatives. Les autorités responsables de la gestion des eaux récréatives et le grand public devraient être tenus au courant des risques possibles que posent ces organismes, ainsi que des mesures qui peuvent être prises pour limiter les risques d'exposition. Cette liste ne saurait être exhaustive, et les autorités responsables souhaiteront donc, le cas échéant, fournir au public de plus amples renseignements sur d'autres organismes importants au plan régional ou local.

7.1 Schistosomes des oiseaux et des rongeurs (dermatite du baigneur)

Description
La dermatite du baigneur (dermatite schistosomiale) est une réaction causée chez l'humain par la pénétration cutanée de schistosomes, parasites qui infectent certains oiseaux aquatiques et rongeurs (Manitoba Water Stewardship, 2007). Les parasites en question sont des vers plats appartenant à la famille des Schistosomatidés, et les espèces responsables de la dermatite du baigneur appartiennent aux genres Austrobilharzia et Trichobilharzia (Lévesque et coll., 2002; CDC, 2004a). Il convient d'établir une distinction entre cette dermatite et la schistosomiase humaine, une infection beaucoup plus grave causée par des espèces du genre Schistosoma qui ne s'observe d'ordinaire qu'en régions tropicales (OMS, 2003a).

Les schistosomes des oiseaux et des rongeurs ont un cycle biologique à deux hôtes : un hôte principal (oiseau aquatique ou rongeur) et un hôte secondaire (certaines espèces d'escargots d'eau). Les parasites adultes vivent dans les vaisseaux sanguins de leurs hôtes principaux (oies, bernaches, cygnes, canards, goélands, rats musqués et castors) et leurs oeufs sont évacués dans les excréments de ces animaux. Les oeufs éclosent dans l'eau et les larves nageuses, appelées miracidies, se mettent immédiatement à la recherche d'un escargot qui leur servira d'hôte et leur permettra de poursuivre leur développement. Elles se transforment dans les escargots infectés en un autre type de larve appelé cercaire, qui est libéré dans l'eau quand les conditions sont propices. Les cercaires nageurs se mettent à leur tour à la recherche d'un nouvel hôte - oiseau ou animal - pour compléter le cycle. Les humains sont des hôtes accidentels de ces parasites. Les cercaires qui viennent en contact avec des humains pénètrent dans la couche externe de la peau, mais ils meurent rapidement et le cycle est interrompu. Ils provoquent toutefois une réaction allergique (dermatite) à l'origine des symptômes observés chez les baigneurs infectés.

Effets sur la santé
Les effets de la dermatite du baigneur peuvent se faire sentir peu après la baignade, et même en quelques minutes dans certains cas. Habituellement, les personnes atteintes ressentent d'abord un picotement, des démangeaisons ou une sensation de brûlure. De petits boutons rougeâtres apparaissent d'ordinaire dans les 12 heures qui suivent l'infection; ces boutons peuvent ensuite se transformer en cloques ou en éruptions cutanées accompagnées d'une sensation de démangeaison encore plus forte. L'infection guérit d'ordinaire d'elle-même au bout de deux à cinq jours, mais les symptômes peuvent persister pendant deux semaines. La dermatite du baigneur n'est pas contagieuse. Toutefois, comme elle est causée par une réaction allergique, les personnes atteintes peuvent devenir plus sensibles aux infections subséquentes. Les symptômes deviennent alors plus intenses et se manifestent plus rapidement (British Columbia Ministry of Health, 2005). La sensibilité peut varier considérablement d'une personne à l'autre; certaines réagissent fortement alors que d'autres ne montrent aucun signe de maladie.

On conseille aux personnes atteintes de consulter un professionnel de la santé, mais les traitements jugés efficaces pour combattre les démangeaisons comprennent l'application de compresses froides, l'utilisation de médicaments antiprurigineux comme les crèmes à base de corticostéroïdes ou la lotion calamine, l'utilisation d'antihistaminiques oraux ou les bains de sel d'Epsom, de bicarbonate de soude ou de farine d'avoine colloïdale (British Columbia Ministry of Health, 2005; Manitoba Water Stewardship, 2007). On recommande aux personnes atteintes d'éviter de se gratter pour éviter tout risque de surinfection bactérienne (CDC, 2004b).

Présence dans l'environnement
On peut trouver des schistosomes des oiseaux et des rongeurs dans les eaux douces et sur les plages côtières partout au Canada et dans le nord des États-Unis. On a en fait signalé des cas de dermatite du baigneur dans presque toutes les provinces canadiennes. On indique par ailleurs que l'introduction accidentelle d'espèces d'escargots pouvant servir d'hôtes aux parasites aurait contribué à sa propagation de la côte est de l'Amérique du Nord jusque dans les eaux côtières de la Colombie-Britannique (Leighton et coll., 2004). Les oiseaux (canards et goélands) ont peut-être également participé à l'expansion géographique des parasites (Verbrugge et coll., 2004). La fréquence des rapports d'incidents semble être à la hausse aux États-Unis et au Canada, ce qui reflète peut-être une augmentation de l'utilisation des étendues d'eau à vocation récréative.

La présence des parasites dans les eaux naturelles dépend d'un certain nombre de facteurs biologiques et environnementaux. Il est donc très difficile de prédire où et quand la dermatite du baigneur risque de devenir un problème. La propagation des parasites nécessite la présence en nombres suffisants des hôtes principaux et secondaires. De plus, les dates des diverses étapes du cycle biologique - infection des hôtes principaux et secondaires et libération des oeufs dans le milieu naturel - ne coïncident pas nécessairement d'une espèce de parasite à l'autre. Ainsi, les contacts avec des parasites peuvent survenir à des moments divers au cours de la saison des loisirs aquatiques (Michigan Department of Environmental Quality, 2005).

On trouve des cercaires aux endroits où les populations d'escargots sont les plus denses, c'est-à-dire habituellement en eau peu profonde, et surtout aux endroits où il y a beaucoup de plantes aquatiques. On pense également que la température de l'eau pourrait avoir un effet déterminant sur la libération de cercaires matures par les escargots infectés et que les eaux plus chaudes pourraient stimuler la production et accroître la concentration des cercaires (Verbrugge et coll., 2004), ce qui expliquerait en partie pourquoi les cas d'infection sont plus fréquents en été. Les parasites peuvent être transportés sur de grandes distances par le vent et les vagues (Verbrugge et coll., 2004). Des vents du large persistants peuvent conduire à leur accumulation sur la rive, et les baies abritées risquent de les retenir dans des zones localisées.

Épidémiologie
La plupart des informations disponibles sur la dermatite du baigneur proviennent de rapports de cas signalés de maladies humaines. Dans la plupart des eaux récréatives du Canada, on considère que le risque de dermatite du baigneur lié aux loisirs aquatiques est plutôt faible. Toutefois, ces infections ne sont souvent pas déclarées puisque les symptômes sont habituellement bénins et que les personnes atteintes ne jugent pas opportun de consulter un médecin.

Lévesque et coll. (2002) ont étudié une épidémie de dermatite du baigneur survenue au lac Beauport, lac de loisirs de la région de Québec, en été 1999. Un formulaire de déclaration a été envoyé à 450 familles pratiquant des activités susceptibles de les mettre en contact avec l'eau du lac. Les escargots ont été décrits et la fréquence des infections par des schistosomes au sein de leurs populations a été étudiée. Au total, 63 épisodes infectieux aux caractéristiques compatibles avec celles d'une dermatite schistosomiale ont été signalés, les symptômes touchant principalement les enfants de moins de dix ans. Soixante-neuf pour cent des personnes atteintes s'étaient baignées à la même plage : le seul endroit du lac où on avait relevé la présence d'une population d'escargots. Les personnes les plus touchées étaient celles qui s'étaient baignées en eau peu profonde, au bord de l'eau. On a constaté la présence d'un grand nombre de Canards colverts dans cette région au cours de l'été 1999. Les concentrations de coliformes fécaux, de streptocoques fécaux et d'autres indicateurs de la qualité bactériologique de l'eau étaient faibles sur les plages. Compte tenu des données disponibles, les auteurs ont confirmé que les cas de dermatite recensés étaient bel et bien causés par les schistosomes des oiseaux et des rongeurs. On a conseillé aux riverains de ne pas nourrir les oiseaux aquatiques et on a enlevé les déchets organiques qui se trouvaient dans le principal habitat des escargots pour en réduire les populations. Ces mesures se sont avérées efficaces, aucun nouveau cas de dermatite schistosomiale n'ayant été signalé à cet endroit l'année suivante.

Dans une autre étude, Leighton et coll. (2004) ont examiné des rapports de cas ainsi que les facteurs biologiques qui ont conduit à deux éclosions de dermatite survenues à Crescent Beach, près de Surrey (Colombie-Britannique). Trente-six cas de dermatite ont été signalés au cours de l'été 2001 et 44 autres ont été rapportés en été 2002. Les signes cliniques étaient conformes à une dermatite du baigneur. On a déterminé que l'agent responsable était un cercaire appartenant à l'espèce Austrobilharzia variglandis, transporté par une espèce d'escargot introduite dans la région, l'Ilyanassa obsoleta. Plusieurs des cas de dermatite signalés semblent avoir résulté d'une exposition au parasite dans les cuvettes de marée peu profondes situées dans la portion supérieure des plages, où beaucoup de gens aiment patauger et où se trouvent de grandes quantités d'escargots. Une étude des taux d'infection des escargots par les schistosomes a laissé constater la présence d'escargots infectés à la plupart des endroits sur la plage. Les raisons de cette éclosion soudaine restent obscures. On savait depuis plusieurs années qu'il y avait à cet endroit des schistosomes et des escargots. Au nombre des facteurs qui auraient pu contribuer à cette éclosion, on peut mentionner la fréquentation accrue de la plage par les baigneurs, certains facteurs environnementaux (température, conditions météorologiques), l'âge de la population d'escargots et la taille de la population d'hôtes.

Verbrugge et coll. (2004) ont réalisé une étude épidémiologique prospective afin d'évaluer la fréquence et la gravité des cas de dermatite du baigneur chez les usagers des eaux récréatives du lac Douglas, au Michigan, en juillet 2000. L'étude a porté sur 301 sujets. Les données recueillies représentaient 1 300 jours d'exposition à l'eau pour les 301 baigneurs, et 89 épisodes de dermatite du baigneur ont été recensés (soit une fréquence de 6,8 % par jour d'exposition). Cinquante-deux personnes (17,3 %) ont été atteintes une (58 %), deux (25 %) ou trois fois ou plus (17 %). On a observé un rapport hautement significatif entre la fréquence des cas de dermatite et le degré d'utilisation des eaux peu profondes. Les dermatites étaient plus fréquentes aussi chez les utilisateurs des portions sud et est du lac, et on a supposé que cela était dû au moins en partie à la persistance des vents du large et à la présence de baies abritées dans ces zones.

Gestion des risques sanitaires
On considère que les organismes responsables de la dermatite du baigneur existent à l'état naturel dans les eaux de surface canadiennes. Leur présence n'est pas liée à la pollution fécale et elle n'est donc pas prise en compte par les analyses standard de la qualité de l'eau fondées sur la présence d'indicateurs recommandés de contamination fécale. Les facteurs qui influent sur la gravité du problème dans les eaux récréatives varient constamment. Des cas peuvent survenir dans des régions auparavant intouchées, mais le problème ne persiste pas nécessairement dans les régions où la dermatite du baigneur a déjà été signalée.

L'approche à barrières multiples est la méthode recommandée pour réduire le risque d'exposition humaine aux schistosomes des oiseaux et des rongeurs dans les eaux récréatives. Elle combine des mesures visant à réduire la gravité du risque à d'autres visant à limiter l'exposition des gens pendant les périodes ou dans les zones où on estime que les risques sont plus importants.

Il convient d'afficher des avis dans les zones de loisirs aquatiques où des cas de dermatite du baigneur ont été signalés afin d'avertir le public du risque d'exposition et de recommander d'éviter tout contact avec 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).

Parmi les autres barrières utiles pour la réduction du risque, on peut mentionner la distribution de matériel éducatif décrivant les mesures que chacun peut prendre pour éviter tout risque d'exposition ou, le cas échéant, réduire la gravité des symptômes d'une infection. Ces documents d'information peuvent notamment inclure les recommandations suivantes :

• Les adeptes de loisirs aquatiques devraient éviter les zones où des cas de dermatite du baigneur ont été signalés et celles où des avis sont affichés pour avertir les usagers des risques possibles d'infection.
• Les adeptes de loisirs aquatiques devraient également éviter les endroits qui risquent le plus d'abriter des schistosomes des oiseaux et des rongeurs - par exemple, les étendues d'eau peu profondes contenant beaucoup de plantes aquatiques.
• Les usagers devraient s'essuyer rapidement dès qu'ils sortent de l'eau. On leur recommande également de se doucher le plus rapidement possible après leurs activités aquatiques récréatives afin de réduire le plus possible les risques d'infection.
• Tout usager se sentant indisposé à la suite d'une activité aquatique récréative devrait consulter un professionnel de la santé et, le cas échéant, alerter les autorités appropriées.
• On rappelle également aux usagers d'éviter de nourrir les oiseaux puisque ces derniers peuvent devenir les hôtes des parasites responsables de la dermatite du baigneur.

Au nombre des autres mesures envisageables, on peut mentionner celles visant à réduire les populations d'hôtes principaux et secondaires, à condition bien sûr de ne pas nuire à l'utilisation de l'eau d'un lac ainsi qu'à son écologie. L'élimination physique des escargots constitue un moyen possible de réduire les populations de cet hôte. On a également suggéré d'éliminer les déchets végétaux afin de réduire le nombre d'oiseaux aquatiques dans les zones à problèmes. On recommande enfin que toute mesure correctrice soit précédée d'une enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu afin de déterminer l'approche qui convient le mieux au site visé.

7.2 Plantes vasculaires aquatiques et algues

Description
Les plantes vasculaires aquatiques (macrophytes) et les algues peuvent nuire aux utilisations des eaux récréatives. Il est difficile d'estimer l'ampleur de la nuisance que peuvent présenter ces organismes en termes d'entrave à la pratique de loisirs aquatiques ou de risques pour les usagers des eaux récréatives.

La présence de ces organismes peut poser un risque pour la sécurité des usagers. Les nageurs risquent de s'empêtrer dans les feuilles des plantes aquatiques. Les amas végétaux peuvent empêcher les gens de voir le fond de l'eau et les dangers sous-marins et empêcher les surveillants d'apercevoir les nageurs en difficulté. Les algues qui s'agrippent aux rochers et autres substrats (périphyton) peuvent les rendre glissants et provoquer des chutes dans l'eau ou des blessures.

La croissance excessive de ces plantes peut également entraîner des problèmes esthétiques dans les zones de loisirs aquatiques. Les macrophytes peuvent atteindre de fortes densités et rendre les zones peu profondes, près des rives, impropres à toute activité récréative (Priyadarshi, 2005). Les amas et tapis végétaux qui se délogent peuvent s'échouer sur les rives où leur décomposition peut conduire à une pollution des plages. En plus d'être inesthétiques, ces amas peuvent également nuire à la jouissance des lieux en produisant des odeurs désagréables et en limitant l'accès à la rive. On a par ailleurs avancé qu'elles pourraient poser un risque pour la santé en attirant des animaux indésirables et en fournissant un milieu propice à la reproduction de diverses espèces d'insectes et de bactéries (Whitman et coll., 2003). Les organismes les plus nuisibles de ce point de vue sont les espèces d'algues vertes du genre Cladophora (Priyadarshi, 2005). On a recensé un nombre incalculable de cas de plages ou de rivages souillés par des masses pourrissantes et nauséabondes de ces algues. Des recherches récentes ont laissé conclure que les tapis de Cladophora pourraient servir d'habitat secondaire à des bactéries qui risquent d'altérer la qualité de l'eau dans les zones de baignade touchées (Whitman et coll., 2003; Ishii et coll., 2006b).

L'excès de nutriments peut stimuler la croissance des plantes (macrophytes et algues). Ces nutriments peuvent provenir de sources diverses, y compris les pratiques culturales, les eaux usées domestiques et les effluents industriels qui contribuent tous à augmenter les quantités de phosphore et d'azote présentes dans les écosystèmes aquatiques. On donne à ce phénomène le nom d'eutrophisation due aux cultures. On a déjà démontré que la réduction de la qualité de l'eau découlant de la présence de fortes densités d'algues et de conditions d'eutrophisation peut faire obstacle aux activités récréatives (Chambers et coll., 2001). Des recommandations pour la qualité de l'eau au Canada ont été élaborées au sujet des diverses espèces chimiques de phosphore et d'azote pour protéger le milieu aquatique contre les nutriments et leurs effets sur les organismes aquatiques (CCME, 1999).

Gestion des risques sanitaires
Il convient d'éviter l'accumulation de quantités excessives de plantes aquatiques et d'algues dans les zones de baignade. Il convient en outre d'éviter toute activité récréative dans les eaux où ces organismes sont présents en quantités importantes. On recommande de procéder à une enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu au début de chaque saison de baignade afin de déterminer les dangers pour la sécurité qui pourraient se poser dans toute zone donnée d'eaux récréatives. Une des mesures de sécurité envisageables par la suite pourrait être l'affichage d'avis rappelant au public que ces végétaux peuvent nuire à la visibilité des baigneurs et présenter un risque pour la sécurité des nageurs qui s'y empêtrent. On trouvera de plus amples informations sur l'affichage de tels avis dans la partie I du présent document (Gestion des eaux récréatives).

Il convient par ailleurs de reconnaître que les plantes aquatiques et les algues peuvent également constituer un habitat important pour les poissons et les autres biotes aquatiques. Les mesures de gestion qui consistent à éliminer des organismes du milieu naturel sont déconseillées puisqu'elles nuisent à l'environnement aquatique et qu'elles sont en général peu efficaces tant d'un point de vue pratique (les plantes repoussent rapidement) que d'un point de vue économique. Le recours à des produits antiparasitaires n'est pas non plus recommandé puisque ces produits risquent de devenir un danger pour les usagers des eaux récréatives lorsqu'ils ne sont pas utilisés correctement et qu'ils peuvent par ailleurs avoir des effets pervers sur le fonctionnement des écosystèmes aquatiques.

Le recours à des méthodes plus efficaces de nettoyage des rives pour éliminer les masses de plantes et d'algues échouées constitue une autre façon de réduire les risques pour les usagers des eaux récréatives. La détermination des principales sources d'apports nutritifs dans le bassin versant et l'élaboration de stratégies de réduction de ces apports constituent par ailleurs des mesures de gestion à plus long terme pouvant servir de barrières pour réduire l'incidence de ces organismes.

7.3 Autres organismes

De nombreux autres organismes peuvent nuire à l'utilisation sûre et agréable des eaux récréatives au Canada. Par exemple, sur certaines plages côtières, les méduses peuvent infliger de douloureuses piqûres aux baigneurs. Par ailleurs, les zones infestées de sangsues sont à éviter. Enfin, les baigneurs peuvent se blesser en marchant sur des oursins et sur des coquilles de moules. Comme la présence de ces organismes est souvent limitée à des zones ou à des régions particulières, on recommande que, le cas échéant, les autorités responsables fournissent aux usagers des eaux récréatives les renseignements utiles à leur sujet. Il peut par exemple s'agir d'informer les gens sur les risques que peuvent poser ces organismes, ou de mesures permettant de réduire les risques d'exposition.

Résumé

1. Il est déconseillé de pratiquer des activités aquatiques récréatives aux endroits où les organismes décrits ci-dessus sont présents en grand nombre. Une enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu peut être utile pour déterminer les dangers auxquels les gens risquent d'être exposés dans les zones de loisirs aquatiques.
2. Une approche à barrières multiples constitue la meilleure façon de protéger les usagers des eaux récréatives contre les dangers auxquels ils risquent d'être exposés pendant leurs activités. Ces barrières peuvent inclure l'affichage d'avis ou la diffusion de matériel éducatif informant les usagers des risques qu'ils peuvent courir, la mise en oeuvre de mesures visant à réduire les risques de contact et l'élaboration de mesures d'intervention en cas d'exposition.

8.0 Caractéristiques physiques, esthétiques et chimiques

La présente section décrit les principales caractéristiques physiques, chimiques et esthétiques de l'eau qui ont un impact sur la pratique de loisirs aquatiques, et en particulier sur la sécurité de ces loisirs et sur le plaisir qu'ils procurent.

On trouvera dans l'ouvrage intitulé Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA et coll., 2005) les méthodes recommandées pour déterminer les caractéristiques physiques, chimiques et esthétiques des eaux récréatives.

8.1 Caractéristiques physiques

8.1.1 pH

Valeurs recommandées
Des eaux trop alcalines ou trop acides peuvent irriter les yeux. En conséquence, le pH des eaux utilisées pour les activités récréatives de contact primaire devrait se situer dans la gamme de 6,5 à 8,5. Des valeurs comprises entre 5,0 et 9,0 peuvent par ailleurs être acceptables si l'eau a un très faible pouvoir tampon.

Description
Mood (1968) a conclu qu'il n'est pas normal pour les yeux d'être exposés à l'eau et que dans certaines circonstances, cette exposition peut être très irritante. Il a supposé qu'une solution non irritante idéale devrait présenter les mêmes propriétés physicochimiques que les larmes, dont un pH de 7,4, même si certains éléments de preuve donnent à penser que des solutions ophtalmologiques légèrement plus alcalines seraient en fait préférables (Raber et Breslin, 1978).

Mood (1968) indique que les larmes peuvent neutraliser rapidement des solutions non tamponnées dont le pH se situe entre 3,5 et 10,5, mais que ce potentiel de neutralisation sera insuffisant dans des eaux à haut pouvoir tampon. Cet auteur signale toutefois qu'on ne trouve pas d'eau non tamponnée dans la nature, dans des conditions normales, et il laisse entendre que la gamme normale de pH pour des eaux à faible pouvoir tampon devrait s'établir entre 5,0 et 9,0. Dillon et coll. (1978) indiquent que la plupart des lacs du centre-sud de l'Ontario affichent un potentiel de neutralisation de l'acide (PNA) variant de 10 à 200 meq/L et que nombre de ces lacs ont un pH faible.

Des études réalisées par Basu et coll. (1984) ont porté sur l'eau de deux lacs ontariens de l'intérieur : le lac Clearwater (pH d'environ 4,5; PNA de -40 meq/L) (Yan, 1980) et le lac Red Chalk (pH d'environ 6,5; PNA de 70 meq/L). Les réactions à l'exposition des yeux de lapins expérimentaux et d'humains volontaires à l'eau de ces deux lacs n'ont laissé constater aucune différence significative (Basu et coll., 1984). Basu et coll.(1984) ont ensuite exposé un oeil des sujets expérimentaux à l'eau de pH plus faible, et l'autre à l'eau de pH plus élevé. Les yeux des humains ont été exposés pendant des périodes de 5 minutes, sans qu'aucun effet oculaire ne soit observé. Les yeux des lapins ont été exposés pendant des périodes de 15 minutes, puis soumis à une série de tests de réaction oculaire : hyperémie conjonctivale, coloration de l'épithélium cornéen à la fluorescéine, teneur des larmes en cellules épithéliales et en globules blancs, variation de la molarité des larmes et de la pénétration de la fluorescéine dans la chambre antérieure. Ils ont conclu que l'exposition des yeux sains à de l'eau de lac dont le pH était d'à peine 4,5 était sans danger pour les tissus oculaires externes.

8.1.2 Température

Valeur recommandée
La température des eaux naturelles est un facteur important qui influe sur le type et la durée des activités récréatives, surtout en été. Les caractéristiques thermiques des eaux utilisées pour la baignade et la natation ne devraient pas entraîner une hausse ou une baisse appréciable de la température centrale du corps chez les baigneurs et les nageurs. Il convient de limiter autant que possible le contact avec l'eau dont les caractéristiques thermiques risquent d'influer sur la température centrale du corps.

Description
Exposition à l'eau froide
L'eau est un milieu très propice à la déperdition de chaleur du corps. Lorsque le corps est immergé, contrairement à ce qui se passe dans l'air, la surface disponible pour l'échange de chaleur atteint près de 100 % (Transports Canada, 2003). L'eau présente une conductivité thermique 25 fois supérieure à l'air et refroidit le corps quatre à cinq fois plus rapidement que l'air à la même température (Tipton et Golden, 2006).

La définition de ce qu'on entend par « eau froide » dépend de la température normale du corps, de la durée d'exposition et du degré de protection par isolation (Croix-Rouge canadienne, 2006a). Lorsque la déperdition de chaleur excède sa production, la température du corps passe au-dessous de sa valeur normale de 37 °C (Tipton et Golden, 2006). Même lorsque sa température est confortable, l'eau provoque une déperdition de chaleur. On a fait état de cas de décès dus à une immersion prolongée dans l'eau en régions subtropicales (Croix-Rouge canadienne, 2006a). La neutralité thermique de l'eau par rapport au corps s'établirait à 35 °C (Croix-Rouge canadienne, 2006a). En dessous de ce seuil, on peut s'attendre à ce que le corps perde plus de chaleur qu'il n'est capable d'en produire. Par ailleurs, une immersion soudaine sans protection dans une eau dont la température est égale ou inférieure à 15 °C peut être mortelle (Croix-Rouge canadienne, 2006a).

Figure 2. Rapport entre la température de l'eau et le temps de survie dans l'eau froide (adapté de Royal Life Saving Society of Canada, 1978).

Les experts distinguent quatre phases de la réaction du corps à l'immersion dans l'eau froide : 1) halètement et choc thermique, 2) épuisement à la nage, 3) hypothermie, 4) effondrement (collapsus) post-sauvetage (Transports Canada, 2003; Croix-Rouge canadienne, 2006a). On pense que la plupart des décès survenant dans l'eau froide sont causés par la noyade survenant pendant les deux premières phases de l'immersion (Croix-Rouge canadienne, 2006a).

Les taux de refroidissement du corps et de survie dans l'eau froide peuvent varier considérablement d'une personne à l'autre. Cette variabilité peut être liée à l'âge, au sexe, à la masse corporelle, au ratio de la masse corporelle à la surface exposée, au pourcentage de gras corporel et à la forme physique générale du sujet. Le ratio de la masse corporelle à la surface exposée est plus grand chez les personnes plus corpulentes et plus lourdes, et la température de ces dernières varie plus lentement que celle des petits enfants (Kreider, 1964). Le degré de protection assuré par les vêtements, le comportement physique et la posture dans l'eau peuvent également influer sur la déperdition de chaleur. La consommation de drogues ou d'alcool peut enfin exacerber les effets de l'immersion dans l'eau froide en réduisant la vivacité et les aptitudes motrices et en influant sur les mécanismes de régulation de la température (Croix-Rouge canadienne, 2006a).

L'immersion dans l'eau froide peut être volontaire ou non. Les usagers des eaux récréatives doivent être conscients des risques qu'ils courent et prendre les précautions voulues pour se protéger. La Croix rouge canadienne et Transports Canada ont publié des guides de survie en cas d'immersion dans l'eau froide (Croix-Rouge canadienne, 2006b; Transports Canada, 2006). On recommande aux adeptes de loisirs aquatiques de porter des vêtements protecteurs appropriés - par exemple, combinaison humide ou combinaison de survie - lorsqu'ils prévoient d'être exposés à l'eau froide. Il convient également de prendre des précautions contre le risque d'immersion accidentelle et notamment d'utiliser un filin de sécurité et un vêtement de flottaison individuel.

Exposition à l'eau chaude
Par comparaison, on possède relativement peu d'information sur les effets physiologiques de l'exposition des humains à l'eau chaude. Les études plus anciennes portant sur cette question donnent à penser qu'au plan physiologique, ni les adultes ni les enfants ne risquent de subir un stress thermique dans des conditions modérées de production de chaleur métabolique à condition que la température de l'eau soit inférieure à la température normale de la peau, soit 33 °C (Newburgh, 1949). Des températures de l'eau variant de 20 à 30 °C sont considérées confortables pour la plupart des nageurs (OMS, 2003a, 2006).

Au Canada, il est rare que les températures ambiantes atteignent des niveaux suffisants en été pour porter la température des eaux récréatives au-dessus de la température normale du corps humain. Les sources naturelles d'eau chaude, qui peuvent atteindre des températures supérieures à 37 °C, constituent l'exception. Les personnes qui utilisent ce genre d'installations doivent doser soigneusement leur exposition pour éviter toute élévation anormale de la température de leur corps. Dans la plupart des zones de loisirs aquatiques, les effets dus à la chaleur observés en été sont en grande partie attribuables à l'exposition au soleil. De nombreux services de santé ont formulé des recommandations sur les moyens d'éviter une surexposition à la chaleur pendant les activités de plein air, et ces informations sont à prendre en compte au même titre que celles concernant l'exposition aux eaux récréatives.

Le stress thermique ou l'épuisement par la chaleur peuvent survenir à l'issue d'une période d'exercices vigoureux dans des milieux chauds. Les signes de l'épuisement par la chaleur peuvent inclure la sudation excessive, une température du corps ou un pouls élevés, la céphalée et les étourdissements ou une faiblesse générale. La Croix-Rouge canadienne a publié des guides sur la prévention des maladies ou des blessures liées à la chaleur (Croix-Rouge canadienne, 2006b). Les précautions à prendre pour limiter les effets d'une exposition à la chaleur pendant les activités de loisirs aquatiques sont semblables à celles recommandées pour réduire l'exposition au rayonnement solaire : porter des vêtements légers et des chapeaux à bord large, rechercher les endroits frais et ombragés, éviter les activités de mi-journée, lorsque le rayonnement solaire est le plus intense, boire beaucoup d'eau et remplacer les électrolytes perdus.

8.2 Caractéristiques esthétiques

La qualité esthétique est un critère important à prendre en compte pour assurer l'usage et la jouissance des eaux à vocation récréative. Les usagers d'une zone de loisirs aquatiques doivent juger celle-ci acceptable sur le plan esthétique, c'est-à-dire la trouver exempte de substances (d'origine anthropique ou naturelle) susceptibles de compromettre son appréciation esthétique, notamment :

• des substances produisant une couleur, une odeur, un goût ou une turbidité désagréables;
• des débris, de l'huile, de l'écume ou d'autres déchets flottants;
• des matières en suspension qui forment des dépôts indésirables;
• des substances ou des conditions propices à la reproduction de formes de vie indésirables.

On qualifie d'esthétique ce « qui a rapport au sentiment, à la perception du beau » (Petit Larousse illustré, 2001). Ainsi, il importe non seulement que les zones de loisirs aquatiques soient exemptes de facteurs désagréables, mais qu'elles présentent par ailleurs un ensemble de propriétés esthétiques propres aux écosystèmes aquatiques et aux écosystèmes terrestres qui les entourent. Les eaux récréatives devraient également être jugées exemptes de substances capables de nuire aux diverses formes de vie présentant une valeur esthétique.

La présente section traite des divers paramètres qui risquent d'influer sur la qualité esthétique des zones de loisirs aquatiques. Outre leurs effets sur la perception esthétique des usagers, ces paramètres peuvent également parfois avoir des répercussions sur la santé et la sécurité des humains. Par exemple, des eaux où la visibilité est considérablement réduite peuvent présenter un risque pour la sécurité des usagers.

Des valeurs ont été proposées pour la turbidité, la limpidité et la couleur de l'eau. Toutefois, il est admis que les niveaux naturels de ces paramètres dans les eaux canadiennes peuvent varier considérablement. Il est donc recommandé, lorsque l'évaluation de ces paramètres fait partie intégrante d'une enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu, de prendre en compte les valeurs naturelles de fond dans la formulation de conclusions à cet égard.

8.2.1 Turbidité

Valeur recommandée
On suggère une limite de 50 unités de turbidité néphélémétriques (uTN) pour les eaux à vocation récréative.

Description
Les Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA et coll., 2005) définissent la turbidité comme l'« expression de la propriété optique ayant pour effet de disperser la lumière et de l'absorber plutôt que de la transmettre sans en changer la direction ni le flux à travers l'échantillon ». La méthode retenue au Canada pour la mesure de ce paramètre est la méthode néphélométrique, et l'unité de turbidité utilisée par cette méthode est l'unité de turbidité néphélométrique, ou uTN (Santé Canada, 2003).

La turbidité de l'eau est causée par des matières colloïdales ou en suspension comme l'argile, le limon, les matières organiques ou inorganique en particules fines, le plancton et d'autres organismes microscopiques (APHA et coll., 2005). Ce paramètre est important pour des raisons d'esthétique, de sécurité et, dans une moindre mesure, de santé. Une eau turbide est esthétiquement désagréable et peut devenir une source de danger lorsqu'elle réduit la visibilité. Comme il n'est pas envisageable d'utiliser des dispositifs de filtration ou des procédés modernes de traitement de l'eau dans les zones de baignade naturelles, les risques que pose une eau turbide ou trouble pour la sécurité des baigneurs dépendent de la qualité intrinsèque de l'eau elle-même. Les maîtres nageurs et les autres personnes présentes près de l'eau doivent être en mesure d'apercevoir et de distinguer les baigneurs en difficulté. Par ailleurs, les nageurs devraient être capables de voir raisonnablement bien sous l'eau.

L'incidence de la turbidité sur la santé des usagers dépend principalement de la capacité des particules en suspension d'adsorber les microorganismes et les contaminants chimiques. Cette capacité peut avoir un certain nombre d'effets importants sur la qualité de l'eau :

• Les particules en suspension peuvent dans une certaine mesure protéger les microorganismes (bactéries, virus, protozoaires) adsorbés à leur surface contre les effets de facteurs environnementaux comme le rayonnement UV et la prédation par des microorganismes de rang supérieur.
• La turbidité peut faire obstacle à la quantification des indicateurs de contamination fécale. Lors du dénombrement des bactéries, on suppose que chaque colonie représente une cellule. Cependant, il peut arriver qu'une colonie donnée provienne d'une particule portant plusieurs cellules bactériennes adsorbées à sa surface, ce qui conduira à sous-estimer le nombre de cellules présentes dans le milieu. Ce phénomène conduira également à une sous-estimation du nombre de bactéries obtenu à l'aide de la technique du nombre le plus probable (Santé Canada, 2003).
• Les particules risquent également de contenir des contaminants chimiques comme les métaux lourds et les biocides (Santé Canada, 2003).

La turbidité des eaux de surface peut varier de 1 à plus de 1 000 uTN (Santé Canada, 2003). Des mesures de la qualité des eaux de ruissellement ont donné des valeurs variant de 4,8 à 130 uTN pendant la première heure d'une pluie tombée en milieu urbain (U.S. EPA, 1978). Dans les endroits tranquilles d'une plage de baignade ou de toute autre zone de loisirs aquatiques, des mesures de la turbidité au voisinage de 50 uTN suffiraient pour satisfaire à la plupart des usages récréatifs, y compris la natation.

La turbidité naturelle de certains milieux aquatiques voués à la baignade ou à la natation est souvent si élevée que la visibilité en devient dangereusement limitée. Le Groupe de travail sur la qualité des eaux à usage récréatif recommande que si de telles zones répondent par ailleurs à toutes les autres conditions requises et ont été évaluées et approuvées dans le cadre d'une enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu, on pourra en autoriser l'accès aux baigneurs et aux nageurs à condition que les dangers sous-marins aient été éliminés et que la profondeur de l'eau soit clairement indiquée au moyen d'avis faciles à lire.

8.2.2 Limpidité (pénétration de la lumière)

Valeur recommandée
L'eau devrait être assez limpide pour qu'un disque de Secchi soit visible à une profondeur minimale de 1,2 m.

Description
Le Petit Larousse illustré (2001) définit la limpidité comme suit : « Caractère de ce qui est limpide (clair et transparent) ». La limpidité détermine la profondeur de pénétration de la lumière dans une masse d'eau, c'est-à-dire la profondeur maximale à laquelle il est toujours possible d'apercevoir des objets sous l'eau. On peut l'évaluer simplement à l'aide d'un disque de Secchi, qui sert à obtenir une mesure approximative de la transparence de l'eau. La face supérieure de ce disque métallique de 20 cm de diamètre est divisée en quatre secteurs égaux, dont deux (secteurs opposés) sont peints en noir et les deux autres en blanc. Suspendu au bout d'un fil gradué, il est descendu dans l'eau jusqu'à disparaître à la vue, indiquant ainsi la limite de visibilité. On le remonte ensuite jusqu'à ce qu'il redevienne visible et on établit la moyenne des deux mesures qui donne une valeur de la transparence de l'eau appelée « transparence au disque de Secchi ».

Les principaux facteurs qui influent sur la profondeur de pénétration de la lumière dans les eaux naturelles sont les organismes microscopiques et macroscopiques en suspension, les particules minérales en suspension, les substances colorantes, la mousse de détergent, les tapis de débris flottés ou en suspension, ou une combinaison de ces facteurs.

Il est important que l'eau utilisée pour la baignade ou la natation soit assez limpide pour permettre aux usagers d'estimer la profondeur et d'apercevoir facilement les objets dangereux ou les nageurs ou plongeurs en difficulté. Outre son incidence sur la sécurité, la limpidité de l'eau influe sur la jouissance que procurent les lieux aux adeptes de loisirs aquatiques.

Pour les activités récréatives de contact primaire, on a proposé une valeur minimale de la transparence au disque de Secchi de 1,2 m (Environnement Canada, 1972). Dans les zones utilisées pour l'apprentissage de la natation, il convient qu'un disque de Secchi posé sur le fond soit visible. Dans les zones utilisées pour le plongeon, la transparence doit satisfaire aux normes minimales de sécurité établies en fonction de la hauteur de la plate-forme ou du tremplin (National Technical Advisory Committee, 1968).

8.2.3 Couleur

Valeur recommandée
Aucune valeur recommandée numérique ne peut être établie pour la couleur des eaux récréatives. Il suffit de préciser que la couleur ne doit pas être intense au point de réduire la visibilité dans les zones de natation.

Description
La couleur de l'eau telle qu'on la perçoit résulte de la rétrodiffusion de la lumière par une masse d'eau; elle dépend de la profondeur de la couche d'eau traversée par la lumière et de l'absorption sélective qu'elle y subit (CCME, 1999). Il existe deux mesures de la couleur de l'eau : la vraie et l'apparente. Le terme « couleur » sert d'ordinaire à désigner la couleur vraie, c'est-à-dire la couleur de l'eau dont on a éliminé toute turbidité (APHA et coll., 2005). Pour mesurer la couleur vraie, il faut d'abord filtrer ou centrifuger l'eau pour en supprimer toutes les sources de couleur apparente. La méthode standard de mesure de la couleur de l'eau est fondée sur l'utilisation d'un étalon de platine-cobalt (APHA et coll., 2005) : il s'agit de comparer visuellement la couleur de l'eau aux couleurs d'un ensemble de solutions étalons de concentrations connues. Une unité Pt-Co équivaut dans cette méthode à la couleur produite par 1 mg de platine/L sous forme d'ion chloroplatinate. Le ratio cobalt-platine ainsi obtenu correspond à la couleur vraie de l'eau.

On désigne par l'expression « unité couleur » (UC) l'unité de mesure de la couleur vraie, 1 UC équivalant à 1 unité Pt-Co (APHA et coll., 2005). La couleur vraie de l'eau peut varier d'une valeur inférieure à 5 UC pour les eaux très limpides à 1 200 UC pour les eaux sombres et tourbeuses (Kullberg, 1992). Les minéraux naturels influent sur la couleur vraie de l'eau. Par exemple, le carbonate de calcium des régions à sol calcaire donne à l'eau une couleur verdâtre, tandis que l'hydroxyde ferrique lui donne une couleur rouge. Les substances organiques, les tanins, la lignine et les acides humiques provenant de la décomposition de la végétation influent également sur la couleur vraie de l'eau (Santé Canada, 1995).

La couleur apparente dépend non seulement des substances en solution dans l'eau, mais également de celles en suspension (APHA et coll., 2005). Les mesures de la couleur apparente sont effectuées sur l'échantillon original, sans filtration ni centrifugation préalable (APHA et coll., 2005). Cette couleur résulte habituellement de la présence de particules colorées, de la diffraction causée par les particules en suspension et de facteurs comme la réflexion du fond ou du ciel. Une concentration élevée de cyanobactéries peut donner à l'eau une teinte verdâtre foncée, tandis que les diatomées et les dinoflagellés lui donnent une couleur jaunâtre ou jaune-brun. Certaines algues donnent à l'eau une couleur rouge; il arrive également, mais plus rarement, que des organismes zooplanctoniques - notamment des microcrustacés - donnent également à l'eau une teinte rouge. Les eaux polluées peuvent présenter une couleur apparente intense. Les effluents industriels (notamment ceux des usines de pâtes et papiers et de textiles) peuvent être très colorés et influer sensiblement sur la couleur de l'eau. Les facteurs qui agissent sur la turbidité des eaux naturelles peuvent également avoir un effet sur leur couleur apparente.

La couleur de l'eau des lacs peut parfois varier de la surface au fond; elle peut également changer périodiquement. Une augmentation du ruissellement des eaux de surface apporte dans les lacs de grandes quantités de substances inorganiques et organiques. Les proliférations de phytoplancton en été et en début d'automne peuvent donner aux lacs une couleur vert sale qui disparaîtra plus tard dans la saison. L'exposition à la lumière défraîchit certaines couleurs des eaux naturelles, et cet effet varie en fonction de la transparence de l'eau. La couleur peut également dépendre de certains facteurs - par exemple, la température et le pH - qui influent sur la solubilité et sur la stabilité des fractions dissoutes et particulaires de l'eau.

En règle générale, un lac riche et très productif pourra prendre une coloration jaune, gris-bleu ou brune à cause de la matière organique qu'il contient, et les lacs moins productifs auront tendance à prendre une coloration bleue ou verte causée par l'absorption différentielle de la lumière et la diffusion de diverses longueurs d'ondes (Ruttner, 1963; Reid et Wood, 1976).

Les sources de la couleur dans les eaux marines sont mal connues, mais les substances dissoutes comptent parmi les facteurs en cause. Le bleu de la mer résulte de la diffusion de la lumière par les molécules d'eau, comme dans le cas des étendues d'eau intérieures. Les détritus et les organismes en suspension produisent des couleurs variant du brun au rouge et au vert. Les eaux estuariennes ne sont pas aussi brillamment colorées que l'eau de mer; leur couleur plus foncée découle de la turbidité plus grande qui les caractérise habituellement (Reid et Wood, 1976).

Les effets principaux de la couleur de l'eau sur les activités récréatives sont liés à l'esthétique et à la sécurité. Les eaux très sombres réduisent la visibilité tant pour les nageurs que pour les personnes responsables de leur sécurité. Il est souhaitable que la couleur naturelle des eaux à vocation récréative ne soit pas modifiée du fait d'activités humaines. Environnement Canada (1972) a proposé une valeur maximale de 100 UC, et Alberta Environment (1999) recommande une valeur ne dépassant pas de plus de 30 UC la valeur correspondant à l'eau naturelle. Comme on ne fournit aucune donnée à l'appui de ces seuils, il est recommandé de les utiliser à titre indicatif.

8.2.4 Huiles et graisses

Valeur recommandée
Aucune valeur recommandée numérique ne peut être établie pour la teneur en huiles et en graisses des eaux récréatives. Les huiles, graisses et substances pétrochimiques ne doivent pas être présentes dans les eaux récréatives en concentrations telles :

• qu'elles forment un film visible, des reflets ou une décoloration de la surface;
• qu'elles dégagent une odeur;
• qu'elles forment des dépôts sur les rives ou les sédiments du fond qui sont visibles ou décelables à l'odeur (Commission mixte internationale, 1987).

Description
Les Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA et coll., 2005) définissent « huiles et graisses » comme « toute matière récupérée comme substance soluble dans un solvant ». Cette catégorie comprend diverses substances d'origine minérale, animale, végétale ou synthétique qui présentent une très grande variété de propriétés physiques, chimiques et toxicologiques et au sujet desquelles il est en conséquence très difficile d'établir un critère numérique.

La contamination des eaux récréatives par des substances huileuses peut provenir de sources naturelles ou découler d'activités humaines. Certaines huiles sont naturelles - par exemple, celles qui s'écoulent des gisements d'hydrocarbures sous-marins ou qui sont produites par la décomposition de certaines matières. Les populations biologiques naturelles produisent également des composés lipidiques qui peuvent former des pellicules naturelles à la surface de l'eau.

La contamination anthropique est la plus préoccupante. Elle provient de diverses sources telles que les effluents industriels, les eaux de ruissellement des routes, les résidus d'hydrocarbures provenant des gaz d'échappement des moteurs de bateaux, des rejets accidentels ou délibérés provenant des réservoirs de carburant des navires, et des épaves de navires. Les marinas et les rampes de mise à l'eau peuvent également devenir des sources importantes de contamination des eaux récréatives par les huiles et les graisses.

Même de très petites quantités de substances huileuses suffisent à rendre l'eau peu esthétique. Les huiles peuvent former des films, et certaines composantes volatiles peuvent dégager des odeurs ou conférer un goût à l'eau (OMS, 2003a). Les huiles et les graisses peuvent également souiller les équipements, les rives et le corps des baigneurs. Il est possible, dans les cas de faible contamination, que les adeptes de loisirs aquatiques persistent à utiliser les lieux. Les risques d'intoxication par ingestion, absorption cutanée ou inhalation de vapeurs des substances huileuses pendant les activités récréatives sont jugés faibles. Les huiles et les graisses d'origine animale ou végétale sont en général jugées non toxiques pour les humains. De même, on reconnaît que les composés d'hydrocarbures peuvent devenir désagréables au plan organoleptique à des concentrations très inférieures à celles à partir desquelles ils commencent à présenter une toxicité chronique pour les humains (Train, 1979). Ainsi, la consommation d'eau polluée par les produits pétroliers ne constituera vraisemblablement pas une source importante d'exposition pour les humains (Train, 1979).

8.2.5 Déchets

Valeur recommandée
Aucune valeur recommandée numérique ne peut être établie pour les déchets dans les zones de loisirs aquatiques. Ces dernières doivent être exemptes de débris flottants ou de matières en suspension qui forment des dépôts indésirables.

Description
On peut trouver dans les eaux récréatives et sur les plages divers types de déchets - par exemple, déchets d'aliments et d'emballages, produits en papier ou en carton, contenants en plastique, produits en styromousse ou en caoutchouc, canettes d'aluminium, éclats de verre, vêtements abandonnés, mégots de cigarettes, déchets médicaux et cadavres d'animaux. Techniquement, les plantes aquatiques et les algues ne sont pas considérées comme des déchets, mais leur accumulation risque de poser un problème sur le plan esthétique, ainsi qu'un problème d'odeurs.

En plus d'être désagréables sur le plan esthétique, les déchets peuvent également présenter un risque pour la santé et la sécurité des usagers des eaux récréatives. Certains déchets peuvent être dangereux en cas de contact direct avec eux. Les déchets risquent également d'attirer les animaux sauvages, qui pourraient contribuer à la contamination fécale des eaux récréatives. On a même déjà songé à faire du dénombrement des déchets un indicateur possible du risque de maladies gastrointestinales chez les adeptes de loisirs aquatiques. De même, il existe peut-être un lien entre l'abondance des insectes volants ou piqueurs et les déchets. Ces insectes, considérés à tout le moins comme une nuisance, pourraient également poser une menace pour la santé en transmettant des zoonoses (NHMRC, 2005).

8.3 Caractéristiques chimiques

Valeurs recommandées
On ne possède pas suffisamment de données pour justifier l'établissement de valeurs recommandées concernant des paramètres chimiques spécifiques dans les eaux récréatives. Les risques associés aux dangers chimiques dépendront des conditions propres au secteur considéré et devront être évalués au cas par cas.

En général, les risques chimiques potentiels sont beaucoup plus faibles que les risques microbiologiques dans les eaux récréatives (OMS, 2003a). Les concentrations typiques de substances chimiques mesurées dans l'eau ne seront pas suffisamment élevées, dans la plupart des cas, pour engendrer chez les usagers exposés des maladies aiguës ou chroniques.

Description
Les contaminants chimiques peuvent pénétrer dans les eaux récréatives ou se déposer sur les plages à partir de sources naturelles et anthropiques (OMS, 2003a), notamment les sources ponctuelles comme les rejets industriels ou les sources naturelles, et les sources diffuses comme les eaux de ruissellement provenant des zones urbaines ou agricoles.

Substances chimiques inorganiques
Les études nationales de la qualité de l'eau des lacs et des cours d'eau à vocation récréative donnent à conclure que les concentrations de substances inorganiques sont faibles dans ces milieux (NAQUADAT, 1988; Gouvernement du Canada, 1991). Les dosages de métaux lourds donnent des concentrations de loin inférieures aux seuils recommandés pour la qualité de l'eau potable (Gouvernement du Canada, 1991; Santé Canada, 2006b). L'ingestion serait ici considérée comme la voie primaire d'exposition aux contaminants chimiques inorganiques, mais l'absorption cutanée est aussi considérée comme une voie possible d'exposition dans le cas de certaines formes de métaux lourds. Compte tenu des faibles concentrations mesurées dans la plupart des eaux naturelles et des types et degrés d'exposition qui risquent de découler de la pratique de loisirs aquatiques, l'exposition aux contaminants chimiques inorganiques n'est pas considérée comme un danger important pour la santé des usagers des eaux récréatives dans les zones de baignade reconnues.

Substances chimiques organiques
Il existe de nombreuses sources de contamination par les substances chimiques organiques, notamment les procédés industriels et l'utilisation de produits comme les peintures, les carburants, les teintures, les colles, les pesticides et les produits de nettoyage (NAQUADAT, 1988; Santé Canada, 1997).

Les études nationales ont examiné le degré de contamination des eaux à vocation récréative par les substances organiques. Les concentrations mesurées de ces substances dans les plans d'eau qui pourraient servir à des activités récréatives sont inférieures aux seuils recommandés pour la qualité de l'eau potable (Gouvernement du Canada, 1991; Marvin et coll., 2004; Santé Canada, 2006b) et ne devraient donc pas présenter une menace sérieuse pour la santé des humains.

On a avancé que l'absorption cutanée pourrait jouer un rôle aussi important que l'ingestion dans les cas d'exposition à certaines substances chimiques organiques (Brown et coll., 1984; Moody et Chu, 1995). Toutefois, compte tenu des faibles concentrations de ces substances mesurées dans la plupart des eaux naturelles et des scénarios d'exposition typiques qui caractérisent les activités aquatiques récréatives, l'exposition par voie cutanée ne présente vraisemblablement pas un risque important (Moody et Chu, 1995; Hussain et coll., 1998). Néanmoins, certaines précautions comme la limitation de la baignade aux plages publiques et la douche au savon et à l'eau après les activités récréatives contribueront à réduire encore plus ce risque.

Gestion des risques sanitaires
Le risque d'exposition humaine aux contaminants chimiques dans les eaux à vocation récréative canadiennes est jugé faible. Néanmoins, certaines circonstances peuvent conduire à une exposition des humains à des risques de nature chimique dans certains plans d'eau récréatifs particuliers. Il est donc important que les exploitants de plages et les fournisseurs de services disposent d'un mécanisme pour s'assurer que les dangers chimiques potentiels sont connus. L'enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu est un outil important pour aider les exploitants des zones de loisirs aquatiques à déterminer et à évaluer les sources possibles de contamination chimique qui risquent d'influer sur la qualité des lieux dont ils sont responsables.

Les risques associés aux dangers chimiques dépendront des conditions propres au secteur considéré. Ainsi, les risques d'exposition humaine aux contaminants chimiques dans les eaux récréatives doivent toujours être évalués au cas par cas, en tenant compte des facteurs locaux. Voici quels sont, en règle générale, les éléments importants dont il conviendra de tenir compte dans le cadre de toute approche visant à évaluer les dangers chimiques dans les eaux récréatives :

• connaissance historique de la zone permettant de déterminer les activités passées qui auraient pu conduire à une contamination de l'eau ou des sédiments;
• inspection de la zone de loisirs aquatiques afin de déterminer toute source visible de contamination chimique comme les rejets ou les effluents;
• mise en oeuvre des mesures supplémentaires requises à l'appui d'une évaluation quantitative des risques pour la santé humaine, y compris l'analyse chimique d'échantillons représentatifs (à l'aide de méthodes jugées acceptables par les organismes de réglementation) et l'examen des renseignements toxicologiques disponibles portant sur les contaminants chimiques en question;
• étude des types d'activités récréatives et des tendances qu'elles affichent afin de déceler les voies possibles d'exposition des humains (p. ex. par ingestion, inhalation ou absorption cutanée);
• examen des effets des dimensions de l'étendue d'eau (superficie, profondeur) et des autres caractéristiques hydrodynamiques et météorologiques (marées, courants, vents dominants) sur l'impact du risque chimique en question.

On considère qu'une approche à barrières multiples constitue le moyen le plus efficace de protéger les usagers des eaux récréatives contre les risques d'une exposition à la contamination chimique de ces eaux. Cette approche s'appuie sur une enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu afin de mettre en lumière les dangers chimiques potentiels et de préciser en même temps les barrières à mettre en place pour réduire le risque de contamination chimique et limiter l'exposition des baigneurs pendant les périodes ou dans les zones où on estime que les risques sont plus importants.

9.0 Contamination fécale et sable des plages

La présente section fournit des informations sur le problème de la contamination fécale et de la présence de bactéries fécales indicatrices dans le sable des plages, leurs effets sur la qualité des eaux récréatives et les mesures qui peuvent être prises pour limiter l'exposition des baigneurs à ce type de contamination.

Il n'existe à ce jour aucune preuve concluante de l'existence d'un rapport entre le contact avec le sable de plage et l'incidence de maladies associées aux utilisations récréatives de l'eau, et aucune valeur recommandée ne peut être établie concernant les concentrations d'indicateurs de contamination fécale dans le sable. Il n'est pas jugé pratique de procéder à une analyse régulière d'échantillons de sable visant à détecter la présence d'indicateurs fécaux; ce type de surveillance n'est donc pas recommandé. Certaines circonstances peuvent toutefois justifier l'analyse d'échantillons de sable et de sédiments - par exemple, lors d'enquêtes portant sur des éclosions possibles de maladies d'origine hydrique ou dans le cadre d'une enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu.

Il faudra effectuer d'autres recherches pour caractériser plus précisément les relations entre les bactéries fécales indicatrices et la présence possible de pathogènes fécaux dans le sable des plages et pour déterminer les répercussions potentielles sur la santé humaine. Une approche à barrières multiples combinant des mesures, procédures et outils qui, collectivement, réduisent le risque d'exposition des baigneurs à la contamination fécale du sable des plages et des eaux récréatives constitue le moyen le plus efficace de protéger la santé des usagers de ces eaux.

Description
On sait que le sable des plages contient des microorganismes, et de nombreuses espèces de bactéries, virus, parasites et champignons ont déjà été isolées dans ce milieu (OMS, 2003a). Les résultats d'études récentes démontrant que des bactéries fécales indicatrices peuvent être présentes en grand nombre dans le sable et les sédiments des zones riveraines et intertidales (Whitman et Nevers, 2003; Alm et coll., 2003; Edge et Hill, 2007) ont porté les chercheurs à s'interroger sur la possibilité que ce milieu serve de véhicule pour la transmission d'agents pathogènes aux personnes qui fréquentent les plages. Cette possibilité préoccupe bien sûr de plus en plus les exploitants de plages, les agents de santé publique et les baigneurs. Ces derniers passent souvent plus de temps sur la plage que dans l'eau, et les enfants jouent beaucoup dans le sable, au bord de l'eau.

Présence de bactéries fécales indicatrices dans le sable des plages
On ne s'attend pas à ce que les bactéries entériques expulsées de leur habitat principal (l'intestin des humains et des animaux) survivent longtemps dans un habitat secondaire comme le milieu aquatique (Winfield et Groisman, 2003; Anderson et coll., 2005). Leur survie dépend d'un ensemble complexe de facteurs biologiques et environnementaux. Parmi les facteurs pouvant avoir une incidence défavorable sur la survie des microorganismes dans les eaux récréatives, on peut citer le rayonnement solaire, le stress osmotique, des variations importantes de la température, du pH et de la salinité, la disponibilité réduite de matières nutritives et la concurrence et la prédation par les autres microorganismes (Winfield et Groisman, 2003).

On a reconnu que le sable des plages et d'autres milieux similaires comme les sols et les sédiments des zones riveraines et intertidales peuvent offrir des conditions plus favorables à la survie des microorganismes que le milieu aquatique adjacent. D'après Whitman et Nevers (2003), le sable procurerait un environnement suboptimal, mais tout de même viable et propice à la survie des bactéries entériques en protégeant ces dernières contre le rayonnement solaire, en atténuant les écarts de température, en offrant une certaine protection contre les prédateurs, en procurant une vaste surface propice au développement des biofilms et en assurant un apport constant d'humidité et de matières nutritives grâce au ressac des vagues.

De nombreux chercheurs ont fait état de la présence, dans le sable et les sédiments des plages, de concentrations de bactéries fécales indicatrices plusieurs fois supérieures à celles mesurées dans les eaux de baignade adjacentes. Sur une plage du lac Michigan, Whitman et Nevers (2003) ont obtenu des numérations d'E. coli dans le sable des zones riveraine et submergée (moyenne de 1 000 à 10 000 ufc/100 mL) supérieures à celles mesurées dans l'eau de baignade (moyenne de 100 à 1 000 ufc/100 mL). Williamson et coll. (2004) ont obtenu des résultats semblables dans une étude des densités d'E. coli présentes dans l'eau de baignade et l'eau interstitielle des plages du lac Winnipeg. Alm et coll. (2003) ont mesuré dans le sable de plages du lac Huron et de la rivière Sainte-Claire des concentrations moyennes d'E. coli et d'entérocoques respectivement 3 à 17 fois et 4 à 38 fois supérieures à celles mesurées dans la colonne d'eau. Edge et Hill (2007) ont mesuré des concentrations d'E. coli. atteignant jusqu'à 114 000 ufc/g dans le sable sec d'une plage du lac Ontario.

Des études semblables ont montré qu'il est possible d'isoler des bactéries fécales indicatrices à partir d'autres habitats du bassin versant d'une plage comme le sable de l'arrière-plage (Byappanahalli et coll., 2006), les sédiments de cours d'eau de zones subtropicales ou tempérées (Byappanahalli et coll., 2003; Jamieson et coll., 2003, 2004; Ferguson et coll., 2005; Ishii et coll., 2006a), les sols de forêts tempérées (Byappanahalli et coll., 2006) et les amas d'algues vertes Cladophora (Whitman et coll., 2003; Ishii et coll., 2006b).

La possibilité que des bactéries entériques soient capables de se multiplier dans le sable et dans des milieux semblables des régions tropicales et subtropicales, à condition d'y trouver des conditions propices à leur croissance - notamment la température, l'humidité et les nutriments nécessaires, et une concurrences réduite de la part d'autres espèces de la microflore - retient de plus en plus l'attention des chercheurs (Davies et coll., 1995; Byappanahalli et Fujioka, 1998; Solo-Gabrielle et coll., 2000; Desmarais et coll., 2002; Anderson et coll., 2005). Des températures plus chaudes et des concentrations plus élevées de nutriments comptent parmi les facteurs qui pourraient, selon les chercheurs, favoriser la multiplication des bactéries indicatrices dans les sols tropicaux (Hardina et Fujioka, 1991; Whitman et Nevers, 2003). Whitman et Nevers (2003) ont laissé entendre que certaines des conditions caractéristiques des plages tropicales pourraient se reproduire sur certaines plages tempérées des États-Unis pendant l'été.

Dans le cadre d'une étude de la qualité du sable et de l'eau réalisée sur une plage du lac Michigan, Whitman et Nevers (2003) ont observé que le sable fraîchement remplacé était rapidement colonisé par les E. coli et que les concentrations de cette bactérie se rétablissaient entièrement en deux semaines. Les chercheurs n'ont pas été en mesure de confirmer si cet effet était dû à la multiplication des bactéries dans un environnement vierge, ou à un apport de l'extérieur. Kinzelman et coll. (2004a) ont mesuré des degrés semblables de diversité des souches d'E. coli recueillies dans l'eau et dans le sable des zones riveraine et submergée d'une plage de Racine, au Wisconsin. Ils ont donné à conclure que les concentrations d'E. coli mesurées dans le sable étaient principalement dues à un phénomène d'accumulation, plutôt qu'à la reproduction.

Quelques chercheurs ont laissé entendre que certaines des souches d'E. coli présentes dans le sable ou dans le sol des plages pourraient appartenir à un groupe génétiquement distinct de la majorité des isolats dominants dans les sources hôtes (Winfield et Groisman, 2003; Byappanahalli et coll., 2006; Edge et Hill, 2007). On a par ailleurs suggéré que ces souches pourraient être le résultat d'un processus d'adaptation à la survie et, peut-être, à la croissance dans le sol (Winfield et Groisman, 2003; Byappanahalli et coll., 2006). Byappanahalli et coll. (2006) ont indiqué avoir obtenu des preuves de l'existence d'une population d'E. coli génétiquement diversifiée dans des sols forestiers du bassin versant du lac Michigan. Ishii et coll. (2006a) auraient également recueilli des preuves de l'existence de populations « naturalisées » d'E. coli dans des sols nordiques tempérés du bassin du lac Supérieur. Ces auteurs ont également signalé que ces souches étaient capables de se multiplier dans des sols non amendés et non stériles, à des températures égales ou supérieures à 30 °C.

Effets du sable de plage sur la qualité microbiologique de l'eau
De très nombreuses informations tendent à prouver que le sable des plages peut constituer une importante source diffuse de contamination fécale des eaux récréatives (Alm et coll., 2003; Whitman et Nevers, 2003; Williamson et coll., 2004). Les bactéries fécales indicatrices du sable peuvent provenir d'une gamme de sources de pollution fécale. On pense en particulier que les goélands constitueraient une source importante de contamination fécale sur les plages (Levesque et coll., 1993; Fogarty et coll., 2003; Williamson et coll., 2004). Les bernaches du Canada peuvent également constituer une source de contamination fécale près des étendues d'eau (Alderisio et DeLuca, 1999).

Les mécanismes de transfert de la contamination du sable à l'environnement aquatique comprennent le ressac des vagues, le ruissellement pluvial et le transfert direct à partir des baigneurs. Plusieurs mécanismes comme l'action des vagues (y compris celles générées par la navigation commerciale et de plaisance), les orages et les activités des baigneurs peuvent également contribuer à la remise en suspension des sédiments près des rives. Boehm et coll. (2004) ont suggéré que la remise en circulation de l'eau dans l'aquifère de la plage sous l'effet des vagues et des marées pourrait aussi contribuer au transfert des microorganismes et des nutriments du sable à l'eau de baignade.

Microorganismes pathogènes dans le sable de plage
Les études réalisées à ce jour sur la présence et la survie des agents pathogènes entériques dans le sable de plage et les sédiments restent rares. Bolton et coll. (1999) indiquent avoir détecté des espèces cultivables de Campylobacter et de Salmonella dans 45 et 6 % respectivement des échantillons de sable recueillis sur diverses plages de la côte du Royaume-Uni. Obiri-Danso et Jones (1999) ont détecté des Campylobacter toute l'année, quoiqu'en faible nombre (< 0,5 log ufc/g en poids sec) dans les sédiments fluviaux de deux zones de baignade en eau douce du nord-ouest de l'Angleterre. Aucun Salmonella n'a toutefois été détecté dans ces zones. Dans une étude de suivi réalisée sur des plages côtières du même bassin versant (Obiri-Danso et Jones, 2000), ces chercheurs ont relevé la présence de Campylobacter (C. lari, une campylobactérie thermophile uréase positive) dans des échantillons de sédiments prélevés uniquement en hiver. Ils n'ont toutefois pas réussi à isoler des C. jejuni ni des C. coli, et aucun Salmonella n'a été détecté non plus au cours des analyses. Ils ont conclu que les sédiments ne servaient pas de réservoirs pour ces agents pathogènes dans ce système. Edge (2006) a détecté des espèces de Campylobacter normalement présentes dans l'eau interstitielle du sable sur deux plages contaminées par les excréments d'oiseaux au havre Hamilton, sur le lac Ontario. C. jejuni était plus commun que C. coli ou C. lari, même si toutes ces espèces existaient en petit nombre dans l'eau interstitielle.

D'autres chercheurs ont détecté la présence de S. aureus et de P. aeruginosa dans le sable de plage (Papadakis et coll., 1997; Esiobu et coll., 2004). P. aeruginosa est une espèce de bactérie relativement rustique largement représentée dans le milieu aquatique et reconnue capable de causer des éruptions cutanées et des infections des yeux et des oreilles chez les nageurs. Les humains sont la source principale de S. aureus dans les eaux récréatives, et on considère donc que sa présence dans le sable des plages est directement liée aux activités des baigneurs. D'après ce que l'on en sait, cet organisme peut causer des infections cutanées chez les nageurs (éruptions, coupures et écorchures infectées). Très peu de données sont disponibles sur la présence d'autres agents pathogènes d'origine hydrique (virus et protozoaires parasites) dans le sable des plages (OMS, 2003a).

Épidémiologie
Malgré les rapports faisant état de la présence de bactéries fécales indicatrices et de microorganismes potentiellement pathogènes dans le sable de plage, aucune preuve n'a été apportée permettant de conclure à l'existence d'un lien entre ces organismes et les maladies chez les personnes qui fréquentent les plages. À l'issue d'une étude épidémiologique prospective réalisée sur deux plages de Malaga, en Espagne, Marino et coll. (1995) ont indiqué que rien ne permettait de conclure à l'existence d'un rapport entre la présence de symptômes cutanés et les concentrations dans le sable de l'un ou l'autre des indicateurs contrôlés (E. coli, streptocoques fécaux, Candida albicans, champignons dermatophytes). Heaney et Wade (2006) ont étudié les associations entre l'exposition au sable et les maladies (troubles gastrointestinaux, éruptions cutanées, troubles respiratoires, infections des yeux et des oreilles) sur quatre plages des Grands Lacs. Malgré l'existence d'une nette association entre le fait d'être enterré dans le sable et le risque de maladies gastrointestinales, les rapports entre l'exposition au sable et les maladies particulières étudiées ne se sont pas révélés très étroits. Des études épidémiologiques dans le cadre desquelles des échantillons microbiologiques ont été prélevés dans des eaux très peu profondes n'ont pas permis non plus d'établir une corrélation entre la qualité de l'eau à cette profondeur et les maladies des baigneurs (Calderon et coll., 1991; Fleisher et coll., 1996; McBride et coll., 1998; Haile et coll., 1999). Les numérations microbiologiques en eau peu profonde devraient donner des valeurs plus élevées que celles obtenues en eau plus profonde à cause du brassage que subissent le sable et les sédiments des zones riveraines et intertidales.

Gestion des risques sanitaires
Une approche à barrières multiples constitue la meilleure façon de lutter contre le risque d'exposition des humains aux agents pathogènes provenant de la contamination fécale du sable des zones riveraines et intertidales. Elle combine des mesures de gestion visant à réduire la gravité des effets de la contamination fécale sur les plages, et d'autres visant à limiter l'exposition des baigneurs aux eaux récréatives pendant les périodes ou dans les zones où on estime que les risques sont plus importants.

Appliquée dans le cadre de cette approche à barrières multiples, l'enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu est un outil important pour aider les exploitants des zones de loisirs aquatiques à déterminer les sources terrestres possibles de contamination fécale qui risquent d'influer sur la qualité des lieux dont ils sont responsables. Pour en savoir plus sur le processus d'enquêtes, voir la partie I du présent document (Gestion des eaux récréatives).

Pour les gestionnaires et les exploitants de plages, les méthodes permettant de réduire l'étendue de la contamination fécale peuvent inclure l'élimination physique des déchets qui risquent d'attirer les animaux et l'installation de barrières physiques conçues pour dissuader les animaux sauvages. On peut mentionner par exemple les poubelles à l'épreuve des animaux, les clôtures et les filets anti-goélands, ou encore la réglementation limitant l'accès aux plages des animaux de compagnie.

Certaines manipulations physiques du sable ont également été suggérées en guise de mesures pour limiter la contamination fécale des plages et en réduire le transfert à l'eau de baignade. Kinzelman et coll. (2004b) ont indiqué qu'un raclage mécanique profond sans nivellement avait permis de réduire les concentrations d'E. coli dans le sable - notamment le sable mouillé - d'une plage de Racine, au Wisconsin. On a également mentionné que des travaux d'aménagement effectués sur certaines plages afin d'en accroître la dénivellation auraient permis d'améliorer la qualité de l'eau (Kinzelman, 2006). Une plage à pente plus prononcée limite la superficie de la zone exposée au ressac des vagues et permet au sable de sécher plus rapidement grâce à un meilleur drainage (Clean Beaches Council, 2005; Kinzelman, 2006).

L'affichage d'avis interdisant certaines activités aquatiques récréatives pour de courtes périodes immédiatement après les épisodes de pluie constitue un autre moyen utile de prévention des risques. Il permet en effet de réduire le risque d'exposition des baigneurs aux pathogènes fécaux qui peuvent être entraînés par la pluie du sable dans l'eau de baignade.

Les usagers peuvent également faire leur part en veillant à ce que les déchets soient convenablement éliminés, en évitant de nourrir les animaux sur la plage ou à proximité de celle-ci, et en respectant la réglementation et les codes de conduite prescrits. Ils peuvent en outre se tenir au fait des étapes à suivre pour réduire leur risque d'exposition. On rappelle aux personnes qui fréquentent les plages d'appliquer de bonnes pratiques d'hygiène en évitant de porter à leur bouche des objets qui sont entrés en contact avec le sable, en se lavant les mains avant de manger et en se douchant dès que possible à leur retour de la plage. L'utilisation de serviettes de plage propres peut également contribuer à limiter leur exposition au sable (OMS, 2003a).

L'application d'options de gestion des plages à plus grande échelle exigera une étude complète des sources de contamination et des caractéristiques du bassin versant, ainsi que la détermination des options particulières de réduction ou de surveillance des sources de contamination fécale et de réduction du transfert de la pollution aux zones de baignade.

Résumé

1. Le sable des plages et les milieux connexes risquent d'offrir aux microorganismes d'origine fécale un environnement plus propice à leur survie que le milieu aquatique adjacent. Des facteurs physiques tels que l'action des vagues, les ondes de tempête, les marées et une forte densité de nageurs peuvent favoriser le transfert, dans les eaux de baignade, des microorganismes contenus dans le sable et les sédiments des zones riveraines et intertidales.
2. Il n'existe à l'heure actuelle aucune preuve concluante de l'existence d'un lien entre les microorganismes présents dans le sable des plages et les risques de maladies chez les personnes qui fréquentent les plages. Des recherches supplémentaires sont nécessaires pour établir les relations entre les bactéries fécales indicatrices et la présence possible de pathogènes fécaux dans le sable des plages et déterminer les répercussions potentielles pour la santé humaine.
3. Une approche à barrières multiples constitue la meilleure façon de réduire l'exposition des humains à la contamination fécale dans les milieux aquatiques à vocation récréative. Les barrières qui, collectivement, réduisent le risque d'exposition des personnes qui fréquentent les plages pourraient comprendre des campagnes de sensibilisation, de meilleures pratiques d'hygiène sur les plages, des méthodes de nettoyage appropriées du sable et des mesures conçues pour éloigner les animaux (oiseaux et autres espèces sauvages) des plages.

10.0 Dépistage des sources de pollution fécale

Description
Les eaux récréatives peuvent être exposées à une grande variété de sources de contamination fécale : effluents de stations d'épuration des eaux usées, trop-pleins d'égouts pluviaux et d'égouts unitaires, fosses septiques défectueuses ou mal conçues, pratiques culturales peu appropriées, exploitations d'élevage intensif du bétail ou de la volaille, animaux sauvages (p. ex. bernaches et goélands) et usagers des eaux récréatives eux-mêmes. Une meilleure connaissance des sources particulières de contamination fécale peut faciliter l'évaluation des risques pour la santé publique et la mise en place des mesures appropriées de gestion de ces risques. Ces mesures peuvent permettre de limiter les cas où il devient nécessaire d'afficher des avis d'interdiction et de prévenir les éclosions de maladies d'origine hydrique.

Diverses méthodes chimiques et microbiologiques peuvent servir au dépistage des sources de pollution fécale.

Méthodes chimiques
On a étudié la possibilité de faire de divers composés chimiques des marqueurs des sources anthropiques de pollution fécale. Les méthodes chimiques de dosage sont fondées sur la détection des composés chimiques dont on sait qu'ils aboutissent dans les matières fécales par suite d'activités humaines - p. ex. consommation ou métabolisme et excrétion subséquente dans les selles, ou élimination dans les eaux d'égout. On a proposé d'utiliser la caféine, les détergents, les azurants de lessive, les parfums, les stérols et les stanols fécaux en guise de marqueurs de la pollution fécale provenant des installations de traitement d'eaux usées (Glassmeyer et coll., 2005). Des traceurs chimiques comme les teintures ont aussi servi à confirmer des sources ponctuelles suspectes de contamination comme les effluents d'eaux usées. L'utilisation de marqueurs chimiques présente l'immense avantage de limiter le temps requis pour l'analyse comparativement à plusieurs méthodes microbiologiques. La présence et le devenir dans l'environnement des marqueurs chimiques et la sensibilité des méthodes de détection aux fins desquelles ils sont utilisés soulèvent encore de nombreuses interrogations. De plus amples recherches seront nécessaires pour lever certaines des incertitudes qui entourent l'utilisation de ces marqueurs comme indicateurs de sources de contamination fécale.

Méthodes microbiologiques
Le dépistage microbiologique des sources de pollution est un nouveau champ de recherche fondé sur la comparaison des similitudes qui existent entre les microorganismes présents dans des échantillons d'eau et ceux provenant de sources fécales connues afin de formuler des hypothèses sur la source de pollution fécale. Au cours des dernières années, un nombre croissant de ces méthodes microbiologiques ont été mises au point (Scott et coll., 2002; Simpson et coll., 2002; Meays et coll., 2004; Edge et Schaefer, 2006). On a donc porté une plus grande attention à ces méthodes qu'aux méthodes chimiques.

Les méthodes microbiologiques de dépistage des sources de pollution se divisent en deux catégories selon qu'elles s'appuient ou non sur une banque de matériel microbien de référence. Celles qui utilisent de telles banques ont été jusqu'à maintenant plus largement utilisées, même si les autres retiennent aujourd'hui de plus en plus l'attention. Dans la première catégorie de méthodes, le chercheur choisit une bactérie fécale indicatrice (p. ex. E. coli ou un entérocoque) et dresse une liste des caractéristiques d'isolats particuliers obtenus à partir de sources connues de pollution fécale. Il peut ainsi par exemple constituer une base de données des profils de résistance aux antibiotiques ou d'empreintes génétiques d'isolats d'E. coli provenant d'excréments d'animaux et d'effluents d'eaux usées municipales (Wiggins, 1996; Dombek et coll., 2000; Carson et coll., 2001). Il s'agit ensuite de comparer les profils ou les empreintes génétiques d'isolats d'E. coli issus d'échantillons d'eaux récréatives (« inconnus ») à ceux de la banque de matériel préalablement constituée (« connus ») pour en tirer des conclusions statistiques concernant leurs sources.

Les méthodes qui n'utilisent pas de banques de matériel microbien dépendent plutôt de la détection de marqueurs inféodés à certains hôtes pour indiquer la présence dans l'eau d'une contamination fécale provenant d'un hôte particulier - humain ou animal. La plupart de ces méthodes utilisent la réaction en chaîne de la polymérase (RCP) pour détecter la présence de tels marqueurs dans les échantillons d'eau. Il peut par exemple s'agir de gènes de toxines (Khatib et coll., 2002, 2003), de gènes de facteurs de virulence (Scott et coll., 2005) ou de séquences d'ADN à haut niveau de conservation (Bernhard et Field, 2000a). Les marqueurs d'ADNr 16S du genre Bacteroides comptent actuellement parmi ceux qui donnent les résultats les plus prometteurs pour le dépistage des sources de pollution fécale. Ces bactéries anaérobies sont très largement représentées dans la flore fécale des animaux à sang chaud. Bernhard et Field (2000b) ont mis au point des tests RCP fondés sur l'ADNr 16S de Bacteroides qui sont spécifiques aux ruminants et aux humains et les ont utilisés avec succès dans des études de dépistage microbiologique des sources de pollution des eaux récréatives (Boehm et coll., 2003; Bower et coll., 2005; Noble et coll., 2006).

Un des enjeux importants du dépistage microbiologique des sources de pollution a été de faire une distinction entre la contamination fécale d'origine humaine et celle d'origine animale. La pollution fécale d'origine humaine (p. ex. provenant des eaux usées) pourrait en effet présenter, pour la santé des humains, des risques différents de ceux posés par la pollution fécale d'origine animale. On risque davantage de trouver des virus qui infectent les humains dans les déchets fécaux d'origine humaine. Toutefois, certains animaux sauvages peuvent également transporter des agents pathogènes dangereux pour la santé humaine comme les Campylobacter, les Cryptosporidium et les Giardia.

Les études réalisées à la fin des années 1990 en vue de mettre au point des outils microbiologiques de dépistage des sources de pollution fécale ont engendré de grands espoirs. Certaines publications récentes (Griffith et coll., 2003; Stoeckel et coll., 2004) font toutefois état de limites inhérentes à l'utilisation de ces méthodes. Les banques de matériel microbien sur lesquelles s'appuient certaines méthodes doivent contenir une masse considérable de données et présentent des taux élevés d'erreurs de classification. Les méthodes qui n'utilisent pas de telles banques manquent d'informations sur la spécificité à l'hôte des marqueurs. De plus amples recherches seront nécessaires pour mieux connaître les avantages et les limites des méthodes de dépistage microbiologique des sources de pollution.

État actuel des connaissances
On juge à l'heure actuelle que même s'il existe de nombreuses méthodes de dépistage microbiologique des sources de pollution, aucune ne saurait être qualifiée de meilleure méthode mondialement reconnue. Si certaines d'entre elles ont atteint un degré d'avancement tel qu'on pourrait les envisager pour l'élaboration d'une norme, d'autres ne sont encore que des outils d'expérimentation et de recherche (Edge et Schaefer, 2006). On considère en outre que pour toute étude de dépistage microbiologique des sources de pollution, il vaut mieux pouvoir compter sur des sources de données multiples avant d'effectuer de quelconques déductions concernant les sources de contamination fécale.

Les résultats de certaines études récentes de dépistage microbiologique des sources de pollution ont eu l'effet d'une douche froide sur la communauté des chercheurs en illustrant certains des défis considérables qui restent toujours à relever dans ce domaine. On peut mentionner en particulier les coûts élevés des analyses et les difficultés que pose l'utilisation de ces techniques dans des bassins versants comptant de multiples sources de pollution fécale. Il existe toutefois des exemples d'utilisations réussies de ces méthodes de dépistage sur le terrain. Celles-ci ont notamment permis d'identifier des sources inattendues de pollution fécale, de vérifier des informations fondées sur d'autres sources de données, de résoudre des problèmes locaux de fermeture de plages exposées à des sources limitées de contamination et de fragmenter des dossiers trop complexes en sous-études plus faciles à gérer. Edge et Hill (2007) ont fait la démonstration de l'utilisation de deux méthodes de dépistage microbiologique des sources de pollution fondées sur des banques de matériel microbien afin de prouver que les fientes d'oiseaux, et non les eaux usées municipales, constituaient la source principale d'une pollution fécale qui avait contraint les autorités à limiter l'accès du public à une plage du havre Hamilton.

Le champ de recherche sur le dépistage microbiologique des sources de pollution continue d'évoluer et les méthodes s'améliorent. De nouveaux outils moléculaires comme les microréseaux à base d'ADN (Hamelin et coll., 2006; Soule et coll., 2006) et les méthodes de génotypage des protozoaires (Jiang et coll., 2005; Ruecker et coll. 2007) pourraient conduire à l'identification de nouveaux marqueurs ADN spécifiques à l'hôte. D'autres outils fondés sur les marqueurs ADN des cellules de l'hôte dans les excréments pourraient s'avérer utiles pour le dépistage des sources de pollution fécale à l'avenir (Martellini et coll., 2005).

Application des méthodes de dépistage microbiologique des sources de pollution
Il convient de reconnaître que les travaux de dépistage microbiologique des sources de pollution peuvent être longs et coûteux. De plus, compte tenu de l'état actuel des connaissances, il est possible que nous ne soyons pas en mesure de trouver toutes les sources d'une contamination fécale dans un bassin versant ou une zone de loisirs aquatiques donnés.

Il est donc impératif de bien cerner le problème de contamination fécale avant d'envisager d'entreprendre une étude de dépistage microbiologique des sources de cette pollution. Une enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu peut constituer une première étape utile pour aider les exploitants des zones de loisirs aquatiques, les fournisseurs de services et les autorités locales à déterminer les sources de contamination qui risquent d'influer sur la qualité des lieux dont ils sont responsables.

Dans l'état actuel des choses, il n'est pas possible de recommander une méthode standard d'identification des sources de contamination fécale qui pourrait s'appliquer à toute situation liée à la qualité des eaux récréatives. Le choix de la méthode de dépistage à utiliser dépendra de facteurs tels que la complexité et le nombre possible de sources de pollution fécale, de considérations de nature géographique et temporelle relatives à la zone d'étude, et de la disponibilité des fonds, de l'équipement et des experts requis pour réaliser l'étude. Les personnes qui choisissent d'adopter cette approche trouveront des conseils sur le choix d'une méthode appropriée de dépistage microbiologique des sources de pollution dans des publications de l'U.S. EPA (2005b) et de la U.S. Geological Survey (Stoeckel, 2005).

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Annexe A : Liste des sigles

ADN

Acide désoxyribonucléique

ADNr

Acide désoxyribonucléique ribosomal

ARN

Acide ribonucléique

CDC

Centers for Disease Control and Prevention (États-Unis)

CMA

Concentration maximale acceptable

DAEC

Souches d'E. coli à adhérence diffuse

DJT

Dose journalière tolérable

EAEC

Souches d'E. coli entéroagrégatives

EHEC

Souches d'E. coli entérohémorragiques

EIEC

Souches d'E. coli entéroinvasives

EMPACT

Environmental Monitoring for Public Access and Community Tracking

U.S. EPA

Environmental Protection Agency des États-Unis

EPEC

Souches d'E. coli entéropathogènes

eq

Équivalent

ESHM

Enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu

ETEC

Souches d'E. coli entérotoxigènes

HAV

Virus de l'hépatite A

HCGI

Maladie gastrointestinale hautement crédible

DL50

Dose létale médiane

NEEAR

National Epidemiologic and Environmental Assessment of Recreational Water Study

NOAEL

Dose sans effet nocif observé

NPP

Nombre le plus probable

OMS

Organisation mondiale de la santé

p.c.

Poids corporel

PNA

Potentiel de neutralisation de l'acide

RCP

Réaction en chaîne de la polymérase

RCPQ

RCP quantitatives

S.A.F.E.

Swimming Advisory Forecast Estimate

SIG

Systèmes d'information géographique

STEC

E. coli producteurs de Shiga-toxines

ufc

Unité formant colonies

ufp

Unité formant plages

uTN

Unité de turbidité néphélométrique

UV

ultraviolet

VTEC

E. coli producteurs de vérotoxines

 

Annexe B : Échantillonnage et analyse microbiologique

B.1 Méthodes de prélèvement des échantillons d'eau

Les échantillons d'analyses microbiologiques doivent être prélevés dans des bouteilles propres, stérilisées et inoffensives pour l'environnement, à couvercle dévissable. On recommande les bouteilles en verre borosilicaté ou en plastique autoclavable capables de résister à des traitements de stérilisation répétés à 121 ou à 170 °C. Les bouteilles de 200 à 500 mL devraient suffire dans la plupart des cas, mais il pourrait être nécessaire, dans certaines circonstances, de prélever des volumes d'eau plus grands (p. ex. 1 L, 10 L).

Pour l'échantillonnage à la main, ouvrir la bouteille en la tenant fermement par la base, l'ouverture vers le bas. Prendre soin d'éviter tout contact avec l'ouverture ou le couvercle pendant toute la durée de la prise d'échantillon. Enfoncer la bouteille jusqu'à 15-30 cm sous la surface (pour les eaux profondes ou peu profondes). Tourner la bouteille de sorte que l'ouverture soit face au courant (le cas échéant) et légèrement tournée vers le haut pour laisser l'air s'échapper, et l'éloigner lentement de votre corps, de l'embarcation ou de la plateforme d'échantillonnage. Les échantillons prélevés à partir d'une embarcation ou d'une plateforme flottante doivent l'être en amont de ces objets.

Pour l'échantillonnage à la perche, fixer la bouteille ouverte dans son support conformément aux instructions. Prélever l'échantillon en amont, le plus loin possible, en imitant la méthode utilisée pour l'échantillonnage à la main.

Le volume d'eau recueilli devrait suffire pour permettre la réalisation de tous les tests prévus. Avant de refermer la bouteille, verser une petite quantité d'eau afin de ménager un espace vide qui facilitera le mélange de l'échantillon avant l'analyse. Les bouteilles d'échantillonnage refermées sont étiquetées et placées dans une glacière contenant des sacs réfrigérants congelés ou des glaçons. Consigner au même moment la date et l'heure du prélèvement, la température et les autres renseignements appropriés.

Les autorités compétentes souhaiteront peut-être également inclure dans leur programme de surveillance la collecte de données supplémentaires sur divers paramètres de la qualité de l'eau et les conditions météorologiques propres aux zones contrôlées. Plusieurs chercheurs ont mentionné que ce type d'informations était très utile pour l'élaboration de modèles mathématiques de prévision de la qualité des eaux récréatives (Olyphant et Whitman, 2005; Nevers et Whitman, 2005). Ces informations peuvent notamment inclure :

• les données pluviométriques;
• le degré d'ensoleillement ou de couverture nuageuse;
• la température (de l'air et de l'eau);
• la hauteur des marées ou le niveau d'eau;
• la hauteur des vagues;
• le nombre de baigneurs;
• la direction et la vitesse du vent;
• les populations d'oiseaux (goélands, canards, oies, bernaches);
• la turbidité.

Un exemple de formulaire d'échantillonnage est fourni à l'annexe E.

B.2 Méthodes de prélèvement des échantillons de sable et de sédiments

Lorsque les données épidémiologiques ou autres laissent à penser que les plages de baignade pourraient être à l'origine de certaines maladies d'origine hydrique chez les baigneurs, il peut s'avérer justifié de procéder à l'échantillonnage et à l'analyse du sable et des sédiments aux fins du dépistage de possibles agents pathogènes. Beaucoup d'études ont démontré que les bactéries fécales indicatrices et les pathogènes fécaux pouvaient survivre pendant longtemps dans le sable et les sédiments.

À l'heure actuelle, il n'existe pas de méthode privilégiée pour la collecte et l'analyse des échantillons de sable et de sédiments. Diverses méthodes ont été proposées pour la collecte d'échantillons de sable, y compris l'utilisation de pelles, spatules, carottiers, sondes ou autres instruments stérilisés du genre. On conseille aux autorités de consulter la documentation scientifique pour déterminer les méthodes qui répondent le mieux à leurs besoins. On peut recueillir les échantillons de sédiments dans des bouteilles stériles de 250 à 500 mL à col large en respectant la procédure décrite pour le prélèvement d'échantillons d'eau afin d'éviter toute contamination. Dans les eaux peu profondes, les bouteilles sont poussées contre le fond afin de recueillir un échantillon à l'interface sédiments-eau. Remplir à moitié, verser l'excédent d'eau et fermer les bouteilles hermétiquement. En eaux plus profondes, on peut également utiliser des appareils de collecte d'invertébrés benthiques comme les bennes Ponar, Petersen ou Ekman (APHA et coll., 2005). Quelle que soit la méthode retenue, il est très important d'utiliser des instruments stérilisés et des techniques aseptiques afin de réduire les risques de contamination accidentelle des échantillons. À l'instar des échantillons d'eau, les échantillons de sable et de sédiments doivent être bien étiquetés et placés dans une glacière contenant des sacs réfrigérants congelés ou des glaçons.

B.3      Transport, conservation et entreposage des échantillons

Les échantillons doivent être conservés à une température inférieure à 10 °C et à l'abri de la lumière jusqu'à l'analyse. On peut utiliser des glacières contenant des sacs réfrigérants congelés ou des glaçons pour le transport des échantillons jusqu'au laboratoire. Pour éviter tout risque de contamination, il convient de placer les bouteilles dans les glacières de manière à éviter tout contact des couvercles avec l'eau provenant de la fonte des glaçons ou tout autre produit réfrigérant. De plus, les échantillons ne doivent jamais être congelés; ils devraient donc être protégés de tout contact direct avec les glaçons et les sacs réfrigérants.

La réfrigération des échantillons n'a qu'un effet limité sur la conservation de la distribution des populations de microorganismes dans les échantillons d'eau. L'analyse microbiologique doit donc être effectuée le plus tôt possible pour éviter tout changement imprévisible de la population microbienne (APHA et coll., 2005). Cette analyse devrait être réalisée dans les 24 heures qui suivent le prélèvement des échantillons (Bartram et Rees, 2000); toutefois, il reste préférable de procéder à ces analyses dans les 8 heures qui suivent le prélèvement (Bartram et Rees, 2000; APHA et coll., 2005). Lorsque le temps requis pour le transport des échantillons dépasse 6 heures, on recommande de songer à effectuer les analyses sur le terrain (APHA et coll., 2005). Par ailleurs, si les résultats des analyses sont destinés à servir dans le cadre d'une action en justice, on recommande de recourir à des moyens spéciaux (transport rapide, service de messageries, etc.) pour livrer les échantillons à l'intérieur des délais prescrits et maintenir ainsi l'intégrité de la chaîne de possession (APHA et coll., 2005).

Il convient de consigner des données comme la température des échantillons à la réception ainsi que l'heure et la date du prélèvement, de la réception et de l'analyse des échantillons. Ces données pourraient s'avérer précieuses au moment d'interpréter les résultats des analyses (Bartram et Rees, 2000).

B.4 Méthodes d'analyse microbiologique

B.4.1 Indicateurs recommandés de contamination fécale

Il convient de tenir compte du type d'eau à analyser au moment de choisir la méthode d'analyse la plus appropriée. À l'heure actuelle, deux grandes méthodes sont habituellement utilisées pour la détection et la numération régulières des E. coli et des entérocoques dans les eaux récréatives : la fermentation en tubes multiples (FTM) et la filtration sur membrane (FM).

Fermentation en tubes multiples (FTM)
Cette méthode consiste à préparer des dilutions sériées d'un échantillon de 100 mL dans une série de tubes ou de cupules contenant divers types de milieux. Ces sous-échantillons sont ensuite mis à incuber, puis examinés aux fins de la détermination des réactions positives. Le nombre de tubes positifs par dilution est ensuite comparé à un tableau du nombre le plus probable (NPP) qui fournit une estimation statistique du nombre d'organismes cibles présents dans l'échantillon original de 100 mL.

La FTM présente l'avantage de pouvoir être utilisée pour des échantillons dont l'état rend la FM impraticable - par exemple, des échantillons d'eau turbide, colorée ou très contaminée (Santé Canada, 2006a). Par ailleurs, l'utilisation d'un milieu liquide peut permettre une récupération plus facile des organismes stressés. Cette méthode présente cependant un certain nombre d'inconvénients : elle prend beaucoup de temps, utilise de grandes quantités de milieu et de verrerie, et exige de longs délais d'exécution, en particulier lorsqu'il faut ajouter des étapes de confirmation des résultats. De plus, elle ne donne qu'une estimation statistique de la présence de l'organisme cible, et non le nombre véritable de bactéries présentes.

Filtration sur membrane (FM)
Cette méthode consiste à filtrer l'échantillon d'eau (habituellement 100 mL) sur une membrane qui retient les bactéries. Le filtre est ensuite placé sur un milieu différentiel ou sélectif approprié et mis à incuber. Après l'incubation, les colonies sont dénombrées et les résultats sont notés en nombre d'organismes cibles par 100 mL.

La FM permet d'analyser de plus gros volumes d'eau; elle exige moins de main-d'oeuvre et de matériel et donne des résultats plus fiables et plus reproductibles à cause du dénombrement direct des organismes. On la préfère donc de loin à la FTM pour les contrôles réguliers de la qualité des eaux récréatives. Elle présente toutefois un certain nombre d'inconvénients : la turbidité de certains échantillons peut faire obstacle à la filtration et les échantillons très contaminés risquent de remplir le filtre au point de rendre toute numération précise impossible. De plus, le transfert direct sur un milieu sélectif solide risque de nuire au rétablissement de certains organismes et d'exiger l'ajout d'une étape de ressuscitation.

Techniques à substrat défini
Les deux méthodes décrites ci-haut peuvent être utilisées de concert avec de nouvelles techniques fondées sur l'aptitude à détecter des enzymes particulières jugées caractéristiques des organismes cibles. Les techniques qui utilisent E. coli sont fondées sur la détection de l'enzyme ß-glucuronidase, que l'on pense particulière à cette bactérie et à certaines souches de Salmonella et de Shigella. Les techniques qui utilisent les entérocoques sont fondées sur la détection de l'enzyme ß-glucosidase, qui est particulière à ce groupe bactérien. Il s'agit d'incorporer dans le milieu de croissance des substrats chromogènes ou fluorogènes spéciaux qui, lorsqu'ils seront métabolisés par l'organisme cible, donneront à la colonie en développement ou au milieu environnant une propriété unique qui servira au diagnostic. Les substrats chromogènes produisent un changement de couleur distinctif lorsqu'ils sont hydrolysés, tandis que les substrats fluorogènes produisent une substance fluorescente détectable sous rayonnement ultraviolet (UV) de grande longueur d'onde.

On trouve actuellement sur le marché plusieurs méthodes de détection fondées sur ces principes et qu'on appelle « techniques à substrat défini » puisque les substrats indicateurs sont précisément conçus pour servir à la fois de source principale de carbone et d'énergie pour la bactérie cible. Les autres bactéries concurrentes sont incapables d'utiliser le substrat et donc de faire obstacle à la récupération de la bactérie cible.

Escherichia coli
Les Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA et coll., 2005) recommandent la méthode mTEC - une méthode de FM conçue par l'Environmental Protection Agency (EPA) des États-Unis - pour la détection et la numération des E. coli sur les plages de baignade naturelles. Il s'agit de placer le filtre sur un milieu sélectif (mTEC) pour une étape de ressuscitation de 2 heures à 35 °C visant à réanimer les organismes stressés, d'incuber ensuite à 45 °C pendant 22 heures pour la détection de tous les coliformes thermotolérants, puis de transférer sur un substrat à base d'urée pour distinguer les E. coli uréase négatifs des autres coliformes thermotolérants qui sont pour la plupart uréase positifs.

L'U.S. EPA a publié une liste de méthodes approuvées pour la numération des E. coli dans les eaux récréatives (U.S. EPA, 2006c). La méthode 1103.1 est la méthode mTEC originale. Celle qui porte le numéro 1603 est une méthode mTEC modifiée (à une seule étape) qui utilise un milieu unique contenant un substrat chromogène (5-bromo-6-chloro-3-indolyl-ß-D-glucuronide, ou BCIG). L'hydrolyse du chromogène BCIG par E. coli donne aux colonies produites une couleur rouge ou magenta qui les différencie des autres coliformes thermotolérants. La méthode 1604 est une autre méthode de FM qui utilise un milieu appelé MI contenant à la fois un fluorogène (4-méthylumbelliféryl-ß-D-galactopyranoside, ou MUGal) et un chromogène (indoxyl-ß-D-glucuronide, ou IBDG) pour la détection simultanée des coliformes totaux et d'E. coli, respectivement.

D'autres méthodes appliquant des principes similaires ont été approuvées pour la numération des E. coli dans l'eau potable (APHA et coll., 2005; ISO, 2006; U.S. EPA, 2006b). Divers tests fondés sur ces principes sont également disponibles dans le commerce. Les laboratoires canadiens souhaiteront peut-être évaluer l'applicabilité de méthodes particulières à l'analyse des eaux récréatives de leurs régions respectives.

Entérocoques
Les Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA et coll., 2005) proposent deux méthodes officielles de dépistage des entérocoques sur les plages de baignade : une méthode de FTM et une méthode de FM. La première consiste à inoculer une série de tubes de bouillon azide dextrose, et à incuber à 35 °C pendant 48 heures. La présence d'entérocoques est confirmée par la croissance bactérienne sur une gélose de type bile-esculine trahie par l'apparition de colonies noir brunâtre à halos bruns. La méthode de FM est la méthode mE décrite à l'origine par l'U.S. EPA en 1985. Les filtres sont placés sur une gélose mE, incubés à 41 °C pendant 48 heures, puis transférés sur une gélose esculine-fer pour confirmer l'hydrolyse de l'esculine. On considère que les colonies de couleur rose à rouge et à précipités noirs à brun rougeâtre sont formées d'entérocoques.

L'U.S. EPA a également publié une liste de méthodes approuvées pour la numération des entérocoques dans les eaux récréatives (U.S. EPA, 2006c). La méthode 1106.1 est la méthode mE originale. Celle qui porte le numéro 1600 est une méthode mEI modifiée (à une seule étape) qui permet de réduire de 48 à 24 heures le temps requis pour l'analyse. Cette méthode utilise un milieu unique contenant un substrat chromogène (indoxyl-ß-D-glucoside) dont l'hydrolyse par les entérocoques donne aux colonies un halo bleu qui les distingue des bactéries autres que des entérocoques.

Comme dans le cas des E. coli, d'autres méthodes fondées sur des principes similaires ont été approuvées pour la numération des entérocoques dans l'eau potable (APHA et coll., 2005; ISO, 2006; U.S. EPA, 2006b) et diverses versions de ces tests sont également vendues dans le commerce. Les laboratoires canadiens souhaiteront peut-être évaluer l'applicabilité de méthodes particulières à l'analyse des eaux récréatives de leurs régions respectives.

B.4.2 Microorganismes pathogènes

Le dépistage systématique des microorganismes pathogènes (bactéries, virus, protozoaires) dans les eaux récréatives n'est pas recommandé. Toutefois, certaines circonstances peuvent justifier le recours à des tests de dépistage d'organismes particuliers - par exemple, lors d'études portant sur l'éclosion possible de maladies d'origine hydrique.

Agents pathogènes bactériens
Les Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA et coll., 2005) décrivent des méthodes d'isolation, de détection et d'identification des agents pathogènes bactériens préoccupants pour les eaux récréatives : Campylobacter, E. coli O157:H7, Salmonella, Shigella, Aeromonas, Legionella, Mycobacterium, Pseudomonas, Leptospira et Staphylococcus aureus.

En règle générale, les méthodes d'isolation et de détection des bactéries pathogènes dans les eaux récréatives suivent le même protocole fondamental : concentration de l'organisme cible (par FM, centrifugation ou culture sur milieu enrichi), distinction des autres organismes non ciblés (p. ex. par culture sur milieux sélectifs ou à l'aide de méthodes de détection fondées sur des anticorps), confirmation (à l'aide d'une combinaison d'évaluations morphologiques, de tests biochimiques et de méthodes d'identification sérologique).

D'autres méthodes de dépistage plus rapide des bactéries pathogènes présentes dans les eaux récréatives fondées sur des techniques biochimiques, immunologiques ou génétiques (séquençage de gènes) avancées sont actuellement à l'étude. Les résultats obtenus récemment avec les méthodes fondées sur la réaction en chaîne de la polymérase (RCP) suscitent un certain intérêt à cet égard. On a déjà décrit des méthodes RCP de détection de la présence dans l'eau de toutes les bactéries pathogènes jugées préoccupantes. Par ailleurs, diverses méthodes RCP quantitatives ou de numération en temps réel ont été décrites pour un certain nombre de bactéries entériques pathogènes, y compris les Salmonella, les Campylobacter et E. coli O157:H7. De plus amples recherches seront nécessaires pour mettre au point des méthodes normalisées qui seront à la fois précises, fiables et abordables. Plusieurs chercheurs ont publié des examens décrivant l'état actuel des connaissances concernant l'utilisation des technologies émergentes pour la numération et la détection des pathogènes présents dans les eaux récréatives (Ashbolt, et coll., 2001; Noble et Weisberg, 2006; Savichtcheva et Okabe, 2006). On conseille aux laboratoires canadiens de consulter la documentation scientifique pour en savoir plus sur l'applicabilité de méthodes particulières pour l'analyse des eaux récréatives dans leurs régions respectives.

Agents pathogènes viraux
La plupart des laboratoires de microbiologie de l'eau sont incapables de détecter les virus pathogènes. Ces tests, lorsqu'ils sont nécessaires, doivent être confiés à des virologistes disposant des installations voulues pour manipuler ce type d'organismes.

Les méthodes de détection des virus d'origine hydrique ont été normalisées dans une certaine mesure. Toutefois, même les méthodes les plus reconnues continuent de faire l'objet de recherches, de modifications et d'améliorations. Les Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA et coll., 2005) décrivent des méthodes de concentration des virus et fournissent des informations sur les méthodes de détection et d'identification. Par ailleurs, l'U.S. EPA a publié un document intitulé Manual of Methods for Virology (U.S. EPA, 2001a) qui fournit des renseignements détaillés sur les diverses étapes de la récupération, du dépistage, de la numération et de l'identification des virus présents dans l'eau, les eaux usées et d'autres effluents du genre.

Les méthodes de récupération et de détection des virus pathogènes présents dans les échantillons d'eaux de surface sont en général complexes. Les virus sont présents en petit nombre dans les eaux contaminées par les matières fécales et leur détection nécessite donc la concentration de volumes d'eau considérables (jusqu'à des milliers de litres). Les méthodes d'adsorption-élution ou d'ultrafiltration sont les méthodes principales utilisées pour recueillir et concentrer les particules virales présentes dans les échantillons d'eau. Les échantillons filtrés peuvent être par la suite concentrés davantage au moyen de techniques de floculation ou de précipitation.

Les méthodes de culture cellulaire sont celles auxquelles on a le plus souvent recours pour la détection des virus entériques dans l'eau. Elles fournissent des renseignements très utiles sur l'infectiosité et les concentrations de virus, mais elles risquent toutefois d'être laborieuses et chronophages et elles ne conviennent pas pour tous les types de virus. On a plus récemment eu recours à des méthodes conventionnelles fondées sur la RCP pour détecter les virus dans les échantillons environnementaux. Seule la culture cellulaire permet pour l'instant d'évaluer la viabilité des virus; il n'existe aucune méthode de rechange. On étudie actuellement la possibilité de recourir à des applications particulières de la RCP (transcriptase inverse suivie de RCP, RCP quantitative, RCP à culture cellulaire intégrée) pour surmonter certains des obstacles qui nuisent à l'efficacité des méthodes d'identification conventionnelles par RCP.

Diverses variations de la méthode de RCP se sont montrées utiles pour la détection des virus dans les eaux récréatives. Toutefois, malgré les progrès considérables accomplis dans ce domaine, aucune méthode normalisée n'a encore été mise au point. On conseille donc aux intéressés de consulter la documentation scientifique pour en savoir plus sur diverses méthodes particulières. Plusieurs articles de synthèses ont été publiés sur les méthodes actuelles ainsi que sur les technologies émergentes possibles dans ce domaine (Bosch, 1998; Griffin, et coll., 2003; Fong et Lipp, 2005).

Protozoaires pathogènes
L'analyse des protozoaires pathogènes est hors de la portée de la plupart des laboratoires d'analyse de la qualité de l'eau. Ces analyses doivent être confiées à des spécialistes hautement qualifiés utilisant des équipements très spécialisés.

Les Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA et coll., 2005) présentent un aperçu des méthodes qui peuvent servir à la récupération et à la détection des Giardia et des Cryptosporidium dans les échantillons environnementaux. Toutefois, elles ne décrivent pas de méthodes particulières.

L'U.S. EPA a approuvé deux méthodes de détection des Giardia et des Cryptosporidium dans les échantillons d'eau : la méthode 1622, conçue spécialement pour la détection des Cryptosporidium, et la méthode 1623, qui peut servir à la détection simultanée des deux genres de protozoaires (U.S. EPA, 2006c). Ces méthodes sont considérées comme les plus couramment utilisées pour la détection des Giardia et des Cryptosporidium dans l'eau. La détection des kystes de Giardia et des oocystes de Cryptosporidium est toutefois difficile et complexe. Même les méthodes les plus reconnues et les plus courantes présentent des lacunes à cet égard. Les recherches se poursuivent pour en améliorer l'exactitude et la sensibilité.

La récupération et la détection des kystes de Giardia et des oocystes de Cryptosporidium dans les échantillons d'eau comportent trois grandes étapes : concentration (par floculation, centrifugation ou filtration), séparation des débris gênants (par centrifugation en gradient de densité, séparation immunomagnétique ou tri de cellules marquées par fluorescence) et détection (par coloration par immunofluorescence ou méthodes fondées sur la RCP).

De toutes les méthodes utilisées pour la détection, celle fondée sur la coloration par immunofluorescence est la plus courante à l'heure actuelle. Elle consiste à appliquer des anticorps fluorescents qui reconnaissent spécifiquement les antigènes des kystes et oocystes et de repérer ensuite les kystes et oocystes ainsi marqués par immunofluoromicroscopie.

Plusieurs méthodes conventionnelles d'identification par RCP ont été décrites pour la détection des Giardia et des Cryptosporidium dans les eaux récréatives. D'autres techniques d'analyse, telle celle fondée sur le polymorphisme de restriction (RFLP), ont été décrites pour la caractérisation plus approfondie des espèces et génotypes de Cryptosporidium. Les informations sur le génotype peuvent servir à identifier les hôtes qui risquent d'être à l'origine des éclosions dues à Cryptosporidium.

Les méthodes actuelles de détection ne nous renseignent pas sur la viabilité ni sur l'infectiosité des kystes et oocystes, et c'est là une de leurs lacunes. On a élaboré à cette fin des tests distincts qui s'appuient sur l'observation du degré de dékystement ou de l'inclusion/exclusion de colorants fluorescents particuliers. D'autres méthodes nécessitent l'utilisation de cultures cellulaires ou de sujets animaux. Des variantes particulières de la méthode de RCP (transcriptase inverse suivie de RCP, RCP quantitative) ont également été mises au point pour faciliter la quantification des organismes et fournir des estimations de la viabilité des kystes et oocystes. En règle générale, ces tests sont coûteux et difficiles à réaliser et ils sont habituellement utilisés à des fins de recherches particulières.

Les lecteurs sont invités à consulter la documentation scientifique pour en savoir plus sur des méthodes particulières. Il existe par ailleurs des documents de synthèse sur les techniques moléculaires utilisées aux fins de la détection et de l'identification des Giardia et des Cryptosporidium (Caccio, 2003).

Les cyanobactéries et leurs toxines
Diverses méthodes sont envisageables pour la détection des cyanobactéries et des microcystines dans les échantillons d'eau et de fleurs d'eau. Elles varient sensiblement quant au degré de complexité et au niveau d'information qu'elles peuvent procurer. Le choix de la méthode la plus appropriée dépendra du type et du degré d'informations requises ainsi que de la disponibilité des installations de laboratoire et des analystes qualifiés.

Divers documents traitent des méthodes qui peuvent servir à la détection des cyanobactéries et des microcystines présentes dans les eaux récréatives (Chorus et Bartam, 1999; Falconer, 2005). Des articles de synthèse décrivant les technologies actuelles et émergentes ont également été publiés (p. ex. McElhiney et Lawton, 2005). Les intéressés sont invités à consulter la documentation pour obtenir de plus amples informations sur des méthodes particulières.

Dénombrement cellulaire
Les Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA et coll., 2005) décrivent des méthodes de numération des cyanobactéries (assimilées à du phytoplancton) dans l'eau. Les concentrations sont déterminées par comptage direct au microscope en utilisant une cellule de dénombrement de dimensions connues et en estimant ensuite le volume de l'échantillon original par rétrocalcul. La plupart des cyanobactéries se présentent sous forme de colonies ou de filaments et risquent donc d'être difficiles à distinguer; il est donc recommandé de faire appel à un spécialiste de l'identification des cyanobactéries.

Dosage des microcystines
Le dosage exige l'identification préalable des microcystines à l'état libre et de celles liées aux cellules. Diverses étapes préalables sont donc souvent requises pour extraire et concentrer les toxines présentes dans les échantillons - par exemple, concentration des cellules de cyanobactéries, lyse cellulaire et extraction et purification des toxines.

L'épreuve biologique sur des souris était jusqu'à récemment la méthode de choix pour vérifier la toxicité d'une fleur d'eau. Cette épreuve a été remplacée au cours des dernières années par des méthodes plus fiables et plus sensibles réalisées en laboratoire comme l'épreuve d'inhibition de l'activité de la protéine phosphatase et le dosage immunoenzymatique (ELISA). Ces méthodes présentent toutefois l'inconvénient de ne pas fournir de mesure directe de la toxicité des échantillons. Divers types d'épreuves biologiques utilisant des invertébrés et des cultures cellulaires ont donc été examinés en guise de solution de rechange aux épreuves réalisées sur des souris.

L'épreuve d'inhibition de l'activité de la protéine phosphatase est une épreuve biochimique de détection des microcystines qui s'appuie sur l'aptitude de ces dernières à inhiber l'activité des enzymes. Il s'agit d'une méthode de détection rapide et sensible qui fournit une estimation quantitative des microcystines totales présentes, sans toutefois nous renseigner sur les diverses variantes de microcystines que peuvent contenir les échantillons. Cette méthode est très accessible grâce à la disponibilité des réactifs dans le commerce; toutefois, il n'existe toujours pas de trousse d'analyse standardisée.

Le test ELISA est considéré comme une solution très prometteuse pour la détection des microcystines présentes dans les échantillons de cyanobactéries et d'eau. Il est rapide, sensible et peut être très spécifique, selon l'anticorps utilisé. Diverses trousses de détection des microcystines dans les échantillons d'eau sont actuellement vendues dans le commerce.

La combinaison d'une séparation par chromatographie liquide à haute performance (CLHP) suivie d'une détection sous rayonnement UV est la méthode la plus communément utilisée pour l'identification et la quantification des microcystines en laboratoire et constitue l'aune à laquelle sont évaluées toutes les autres méthodes. Les microcystines présentent un spectre d'absorbance du rayonnement UV caractéristique, dont le pic se situe à 238 nm. Les analyses fondées sur cette méthode sont techniquement exigeantes et coûteuses et demandent des équipements spécialisés. Toutefois, des procédures normalisées ont déjà été décrites et un certain nombre de laboratoires d'analyse possèdent les instruments nécessaires. L'absence de normes a limité l'utilité de cette méthode pour l'identification des variantes de microcystines. D'autres techniques d'analyse sont nécessaires (barrette de photodiodes pour la détection UV, spectrométrie de masse) lorsqu'on souhaite procéder à une confirmation et à une identification plus poussées des microcystines.

Des méthodes fondées sur la RCP ont récemment été décrites pour la détection des cyanobactéries à l'aide d'amorces qui reconnaissent spécifiquement les fragments de gènes appartenant aux Microcystis spp., ou de gènes responsables de la production de microcystines (mcy). Ces méthodes ont permis dans une certaine mesure d'identifier et de dénombrer les cyanobactéries et leurs toxines dans des échantillons de sang; toutefois, elles sont toujours en voie d'élaboration et nécessitent de plus amples recherches.

Annexe C : Échantillonnage composite

C.1 Introduction

Pour vérifier la qualité de l'eau et s'assurer de sa conformité avec les valeurs recommandées pour les indicateurs de contamination fécale, les Recommandations préconisent de prélever cinq échantillons au moins, à une fréquence minimale d'une fois par semaine.

Certains programmes de surveillance s'appuient sur des échantillons uniques pour caractériser de longues étendues d'eaux de baignade sur plusieurs jours de baignade. Or on sait que la qualité de l'eau peut présenter des variations considérables, même sur de courtes distances et de brèves périodes. Il est recommandé de procéder à des prélèvements plus fréquents et plus nombreux, étant donné que la fiabilité des données s'accroît parallèlement à l'augmentation du nombre d'échantillons (Whitman et Nevers, 2004). Toutefois, l'intensification de la surveillance peut occasionner des coûts prohibitifs. Le recours à l'échantillonnage composite est l'une des solutions proposées pour remédier à ce problème (U.S. EPA, 2005a).

L'échantillonnage composite consiste à recueillir des échantillons multiples. On mélange ensuite un volume d'eau égal prélevé sur chaque échantillon afin d'obtenir un composite qui est analysé comme échantillon unique. Cette technique permet d'élargir la couverture d'échantillonnage sans avoir à analyser un grand nombre d'échantillons. Elle permet en outre d'améliorer la fiabilité de l'échantillonnage sans peser sur les coûts de surveillance (Patil, 2002). L'échantillonnage composite a de nombreuses applications dans le domaine de la biosurveillance et de l'échantillonnage environnemental, et a été utilisé pour évaluer la contamination de divers milieux, dont les sols, l'air, l'eau et les tissus biologiques. Récemment, des recherches ont été menées pour déterminer dans quelle mesure on peut y avoir recours pour évaluer la qualité des eaux récréatives (Kinzelman et coll., 2006). D'après les premiers résultats, un échantillonnage composite bien réalisé permet de tirer des conclusions sur la qualité de l'eau qui offrent un degré de justesse comparable à celui obtenu au moyen des techniques conventionnelles d'échantillonnage.

L'échantillonnage composite pose toutefois des difficultés qu'il convient d'examiner avant d'envisager son introduction dans un programme de surveillance des eaux récréatives. Il en est brièvement question ci-après.

Une source potentielle de biais
L'échantillonnage composite ajoute une couche d'incertitude supplémentaire aux résultats sur la qualité de l'eau, car on utilise un sous-échantillon pour estimer la densité indicatrice moyenne de l'ensemble des échantillons et cette estimation sert à son tour à caractériser la qualité de l'eau pour la plage tout entière. Il a été suggéré de compenser cet effet de biais en multipliant les échantillons constituant le composite.

Il y a par ailleurs le risque qu'un échantillon présentant une forte concentration passe inaperçu une fois mélangé avec d'autres échantillons de moindre teneur, compte tenu des effets de la dilution (Kinzelman et coll., 2006). Les échantillons provenant de zones sensibles (où la qualité de l'eau est probablement toujours médiocre) ne doivent pas être mélangés à d'autres. On peut délimiter ces zones en effectuant une enquête relative à la sécurité et à l'hygiène du milieu ou en procédant préalablement à un échantillonnage intensif. Dans les programmes où des enquêtes préalables ont conclu à l'absence probable de zones sensibles, un échantillon unique présentant de fortes concentrations peut être considéré comme résultant de la variabilité naturelle et aléatoire (Kinzelman et coll., 2006).

Comparaison des résultats avec les valeurs recommandées
L'échantillonnage composite permet de calculer approximativement la moyenne arithmétique des indicateurs de contamination présents dans les différents échantillons. Toutefois, lors de l'analyse des données bactériologiques sur la qualité de l'eau, il est recommandé de prendre la moyenne géométrique comme meilleure estimation de la tendance générale des populations microbiennes. Les valeurs des recommandations pour les indicateurs de contamination fécale recommandés sont fondées sur des moyennes géométriques. Pour déterminer la conformité des résultats obtenus avec les Recommandations, les exploitants, les fournisseurs de services ou les autorités compétentes doivent convertir le résultat composite en une moyenne géométrique approximative.

Wymer et coll. (U.S. EPA, 2005a) ont signalé que la différence entre la valeur composite et la moyenne géométrique pouvait être compensée si l'on connaît la variance (v) des densités indicatrices log10. La variance peut être estimée à partir des données historiques log10. Une fois la variance estimée, on obtient une valeur approximativement équivalente à la moyenne géométrique des échantillons individuels en multipliant la numération pour 100 mL de l'échantillon composite par le facteur 10-1.15v (U.S. EPA, 2005a).

C.2 Résultats de recherche

Kinzelman et coll. (2006) ont produit des données sur la qualité des eaux de baignade des plages en comparant la justesse des techniques d'échantillonnage composite à celle des méthodes conventionnelles de surveillance sur deux plages du lac Michigan, à Racine, dans le Wisconsin. En 2003, des échantillons d'eau ont été prélevés sur deux plages publiques pendant 68 jours et analysés pour mettre en évidence la présence d'E. coli au moyen de l'analyse d'un échantillon unique, avec calcul des moyennes arithmétique et géométrique, et au moyen d'un échantillonnage composite.

D'après les résultats, l'échantillonnage composite semble offrir une bonne solution de rechange aux méthodes conventionnelles de surveillance. De manière générale, la valeur de l'échantillon composite était du même ordre que celle obtenue avec un seul échantillon et les données montraient un ratio approximatif de 1:1 entre l'échantillon composite et la moyenne arithmétique des échantillons individuels. En comparant les résultats pour déterminer quelle aurait été la meilleure décision de gestion (à savoir diffuser une alerte quant à la qualité de l'eau ou laisser la plage ouverte) en se fondant sur l'échantillonnage composite ou sur des analyses individuelles (simples ou moyennées), le résultat était constant pour les deux méthodes sur une plage et ne différait qu'à deux reprises sur l'autre plage. Dans les deux cas, l'utilisation d'un échantillonnage composite aboutissait à des alertes plus fréquentes. Il semble donc que l'échantillonnage composite n'introduit pas de biais ou de variabilité supplémentaire (Kinzelman et coll., 2006). Des études de vérification réalisées à plus petite échelle dans les années subséquentes ont produit des résultats analogues et, depuis 2004, la Ville de Racine a adopté l'échantillonnage composite pour son programme de surveillance de la conformité, avec de bons résultats.

C.3 Conclusions

Dans les circonstances appropriées, la constitution d'échantillons composites peut offrir une solution de rechange viable aux plans actuels de surveillance qui s'appuient sur un échantillon unique pour caractériser la qualité de l'eau sur de longues étendues de plage de baignade. L'échantillonnage composite peut en outre favoriser une plus grande fréquence de prélèvements, ce qui contribue à élargir la couverture du programme de surveillance et à améliorer la fiabilité de l'échantillonnage, tout en maintenant, voire en réduisant les coûts associés. Les programmes de surveillance qui exigent l'analyse d'un grand nombre d'échantillons pourraient gagner beaucoup en adoptant cette démarche.

Annexe D : Liste des informations à recueillir dans le cadre des enquêtes relatives à la sécurité et à l'hygiéne du milieu dans les eaux à vocation récréative

Identification

• Nom de la plage:
• Adresse:
• Autorité compétente:

• Tél. :
• Télécopieur :
• Courriel :

• Nom du ou des enquêteurs :

• Date :
• Heure :

Informations générales

• Type de plan d'eau :

• Dimensions de la plage :          
• Longueur (m) :
• Largeur (m) :
• Dimensions de la zone de baignade :
• Longueur (m) :
• Largeur (m) :
• Nombre de sites échantillonnés :

• [Joindre une carte ou une photographie aérienne d'échelle appropriée (indiquant l'emplacement des sites d'échantillonnage)]

• Température de l'eau
• Max/min (°C) :
• Moyenne (°C):
• Vents dominants
• Direction :
• Vitesse moyenne (km/h) :
• Courants dominants:
• Direction :
• Vitesse moyenne (km/h) :
• Pluviométrie saisonnière
• Total (mm) :
• Max/24 heures (mm) :
• Hauteur des vagues :
• Moyenne (m) :
• Amplitude (m) :

• Utilisation des sols avoisinants (cocher toutes les cases applicables) :
• Zone urbaine:
• Zone rurale:
• Agriculture (préciser):
• Zone résidentielle:
• Forêts:
• Commerces (préciser):
• Champs:
• Collines/Hautes terres:
• Industries (préciser):
• Marais/marécages:
• Décharge:
• Rivière/cours d'eau/fossé:
• Port:
• Autres:
• Autres:

Dangers microbiologiques

• Rejets d'eaux usées municipales
• Trop-pleins d'égout unitaire
• Rejets/collecteurs d'eaux pluviales
• Fosses septiques
• Déchets d'unités d'alimentation animale
• Autres rejets contenant des déchets fécaux (énumérer) :
• Autres systèmes de collecte/ d'élimination/de traitement des eaux usées (énumérer)
• Origine du ruissellement pluvial :
• Zones agricoles
• Plages et installations connexes (p. ex. parc de stationnement)
• Zones recevant des boues d'épuration
• Autre :
• Autre :

• Autres sources environnementales :

• Affluents (rivières, cours d'eau, ruisseaux)
• Oiseaux (goélands, canards, oies, bernaches, autres)
• [nombre : Aucun Faible Moyen Élevé (encercler la réponse)] Autres animaux sauvages
• [nombre : Aucun Faible Moyen Élevé (encercler la réponse)] Animaux domestiques
• [nombre : Aucun Faible Moyen Élevé (encercler la réponse)] Baigneurs
• [nombre : Aucun Faible Moyen Élevé (encercler la réponse)] Autre :
• Autre :

Aspects à examiner durant l'évaluation ultérieure des risques

• Proximité de la zone de baignade et de sources potentielles de contamination.
• Risque de contamination de la zone de baignade par ces sources (avec indication du degré de risque : faible, moyen, élevé).
• Évaluation de la qualité de l'eau en fonction des données microbiologiques historiques (p. ex. fréquence des dépassements des valeurs de la recommandation pour les indicateurs de contamination fécale recommandés [p. ex. continu, périodique, sporadique]).
• Rejets : évaluation de facteurs tels que le volume, le débit, le type de traitement, les normes applicables, la périodicité (continue, sporadique) et la prévisibilité.
• Effets des précipitations : niveaux déclenchant des épisodes de contamination et durée habituelle de ces épisodes.
• Évaluation de la circulation dans la zone de baignade : effet des vents du large, des marées, des courants, schémas de transport et de piégeage de la contamination fécale dans les zones de baignade.
• Animaux et oiseaux : évaluation des types d'espèce, des populations et des déjections.
• Impact des baigneurs sur la qualité de l'eau : nombre de baigneurs, âge.
• Évaluation des mesures de protection potentielles : type de mesures et lieux d'implantation pour réduire l'impact des sources de contamination et/ou de l'exposition des baigneurs.

Dangers chimiques

Sources potentielles de contamination chimique

• Rejets commerciaux/industriels
• Marinas
• Embarcations motorisées
• Autre :
• Autre :

• Origine du ruissellement pluvial :

• Zones soumises à des épandages
• Zones urbaines de pesticides
• Autre :
• Zones soumises à des applications d'engrais

Aspects à examiner durant l'évaluation ultérieure des risques

• Proximité de la zone de baignade et de sources potentielles de contamination.
• Risque de contamination de la zone de baignade par ces sources (avec indication du degré de risque : faible, moyen, élevé).
• Rejets : évaluation de facteurs comme le volume, le débit, le type de traitement, la périodicité (continue, sporadique) et la prévisibilité.
• Effets des précipitations : niveaux déclenchant des épisodes de contamination et durée habituelle de ces épisodes.
• Évaluation de la circulation dans la zone de baignade : effet des vents du large, des marées, des courants, schémas de transport et de piégeage possible des contaminants chimiques dans les zones de baignade.
• Embarcations motorisées : évaluation du type et du nombre d'embarcations.
• Évaluation des mesures de protection potentielles : type de mesures et lieux d'implantation pour réduire l'impact des sources de contamination et/ou de l'exposition des baigneurs.

Autres dangers biologiques

• Autres dangers biologiques entraînant la contamination des eaux récréatives (leur présence peut être permanente, saisonnière ou sporadique)

• Proliférations de cyanobactéries
• Schistosomes (dermatite du baigneur)
• Grandes quantités de plantes aquatiques
• Autre (préciser) :
• Autre (préciser) :

Aspects à examiner durant l'évaluation ultérieure des risques

• Caractère saisonnier du risque : continu, annuel, sporadique.
• Présence de facteurs aggravants (le cas échéant) : conditions de l'eau, topographie locale, températures, concentrations de nutriments, présence des espèces hôtes requises.
• Évaluation des mesures de protection potentielles permettant de maîtriser le risque et/ou de réduire l'exposition humaine dans les zones ou durant les périodes de risque accru.

Dangers physiques et considérations esthétiques

Dangers sous l'eau :

• Pentes abruptes ou tombants
• Profondeurs de plus de 4,5 m
• Grosses roches
• Fond glissant ou irrégulier
• Autre :
• Autre :

Conditions d'eau :

• Forts courants ou courants de marée Courant de reflux

Autre :

• [Néant Faible Moyen Élevé (encercler la réponse)] Déchets sur la plage
• [Néant Faible Moyen Élevé (encercler la réponse)] Débris flottants
• [Néant Faible Moyen Élevé (encercler la réponse)] Morceaux de verre ou autres objets tranchants
• [Néant Faible Moyen Élevé (encercler la réponse)] Déchets médicaux
• [Néant Faible Moyen Élevé (encercler la réponse)] Présence de varech ou d'algues sur la plage

• Présence de véhicules autorisée sur la plage ou à proximité de la zone de baignade :
  
• Automobiles                 Oui/Non
• Bateaux/motomarines  Oui/Non
• Préciser :

Aspects à examiner durant l'évaluation ultérieure des risques

• Évaluation des caractéristiques physiques de la plage et de leur impact potentiel sur l'utilisation sans danger de la zone de loisirs. Comprend l'évaluation de la configuration physique (géographie, topographie), la composition des matériaux du rivage et du fond et l'influence des ouvrages existants.
• Évaluation des dangers/facteurs particuliers présentant des risques potentiels de blessure, de maladie ou de perturbation de l'utilisation de la zone de loisirs.
• Le rivage et les eaux de baignade doivent être exempts de tout obstacle de manière à ce qu'on puisse repérer facilement toute personne en détresse.
• Évaluation de la nature et de l'origine des déchets et des débris flottants.
• Conformité des paramètres physiques et esthétiques applicables (pH, température, turbidité, couleur, clarté, présence de débris) avec les Recommandations au sujet de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives au Canada.
• Évaluation des mesures de protection potentielles permettant de maîtriser les dangers et/ou de réduire l'exposition humaine dans les zones ou durant les périodes de risques accrus.
  

Installations et mesures de sécurité

Installations :

• Toilettes N^bre :
• Douches N^bre :
• Fontaines d'eau potable N^bre :
• Poubelles N^bre :
• Autre : N^bre :
• Autre : N^bre :

• Accès pour handicapés

Mesures de sécurité :

• Postes de maître nageur N^bre :
• Matériel de sauvetage N^bre :
• Téléphones d'urgence N^bre :
• Postes de premiers soins N^bre :

Panneaux/moyens de communication :

• Panneaux d'interdiction ou d'autorisation de la baignade
• Informations en cas d'urgence
• Autres dangers (énumérer) :
• Autre :

• Procédures officielles ou systèmes de rapport en vigueur en cas de:
• déversements/rejets urbains ou industriels/eaux usées détournées des installations de traitement
• éclosions de maladies d'origine hydrique
• blessures subies par des baigneurs

Aspects à examiner durant l'évaluation ultérieure des risques

• Évaluation du caractère adéquat des installations et des mesures de sécurité.
• Évaluation des panneaux et autres moyens de communication avec le public : clarté et concision des messages, panneaux installés dans des lieux bien visibles.

Annexe E : Exemple de formulaire d'échantillonnage et de rapport

• Nom de la plage :
• Adresse :

• Autorité compétente :
• Coordonnées :
• Nom de l'échantillonneur :

• Endroit
• Numération bactérienne
• E. coli
• Entérocoques

• Moyenne géométrique :
• Période considérée :

• Température de l'air (°C) :
• Température de l'eau (°C) :
• pH :
• Salinité :

• Turbidité :
• Faible
• Moyenne
• Forte
• Valeur (uTN):

• Action des vagues :
• Faible
• Moyenne
• Forte
• Hauteur (m):

• Précipitations :
• Nulles
• Moyennes    (pendant l'échantillonnage)
• Faibles
• Fortes

• Précipitations :
• Nulles
• Moyennes   
• (pendant les 48 h précédentes) Valeur (mm):
• Faibles
• Fortes

• Direction du vent :
• Nulle
• Vent de terre
• Vent du large
• Parallèle à la côte

• Ensoleillement :
• Beau temps
• Couvert
• Partiellement nuageux
• Pluvieux

• Densité de baigneurs :
• Néant
• Faible
• Moyenne
• Forte
• Nombre approximatif :

• Densité d'oiseaux :
• Néant
• Faible
• Moyenne
• Forte

• Goélands
• Canards
• Nombre approximatif :
• Oies et bernaches

• Densité de déchets :
• Néant
• Faible
• Moyenne
• Forte

• Présence d'algues sur la plage
• Néant
• Faible
• Moyenne
• Forte

• Turbidité:
• Action des vagues :
• Précipitations : (pendant l’échantillonnage)
• Précipitations : (pendant les 48 h précédentes)

• Notes :

Annexe F : Exemples de panneaux d'information sur les plages

F.1 Avis d'interdiction de baignade

F.2 Avis d'autorisation de baignade