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Santé de l'environnement et du milieu de travail

Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : Document technique : Les virus entériques

mars 2011

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Partie I. Vue d'ensemble et application

1.0 Recommandation

La recommandation pour les virus entériques est un objectif de traitement basé sur la santé correspondant à une réduction (c.-à-d. élimination ou inactivation) d'au moins 4 log des virus entériques. Selon la qualité de la source d'eau, une réduction logarithmique plus importante pourrait être nécessaire. Les méthodes actuellement disponibles pour la détection des virus entériques ne sont pas applicables pour une surveillance régulière. Des techniques de traitement et des mesures de protection des bassins versants ou des têtes de puits reconnues pour leur efficacité à réduire le risque de maladies d'origine hydrique doivent être mises en œuvre et maintenues si la source d'eau est susceptible d'être contaminée par des matières fécales ou a déjà causé par le passé des éclosions de maladies d'origine hydrique imputées à des virus entériques.

2.0 Sommaire

Les virus sont des microorganismes extrêmement petits qui sont incapables de se reproduire à l'extérieur d'une cellule hôte. Ils sont généralement spécifiques à l'hôte, ce qui signifie que les virus qui infectent des animaux ou des végétaux n'infectent habituellement pas les humains; quelques virus entériques ont toutefois été décelés chez des hôtes humains et animaux. La plupart des virus infectent également exclusivement certains types de cellules dans un hôte. Par conséquent, les effets sur la santé d'une infection virale varient énormément. Les virus qui peuvent se multiplier dans le tractus gastrointestinal des humains ou des animaux sont appelés « virus entériques ». On en dénombre plus de 140 pouvant infecter les humains.

Bien qu'il existe des méthodes permettant de détecter et de mesurer la présence de virus dans l'eau potable, elles ne sont pas pratiques pour une surveillance régulière de l'eau potable compte tenu de leurs limites sur le plan de la méthodologie et de l'interprétation. On continue donc de vérifier la qualité microbiologique de l'eau potable en se fiant à la surveillance d'indicateurs comme Escherichia coli. La présence d'E. coli indique une contamination fécale et la présence potentielle de virus entériques. Cependant, l'absence d'E. coli ne signifie pas forcément que les virus entériques sont aussi absents. Par conséquent, il faut utiliser la surveillance d'E. coli dans le cadre d'une approche à barrières multiples « de la source au robinet » pour protéger la qualité de l'eau potable.

Santé Canada a récemment terminé son examen des risques pour la santé découlant de la présence de virus entériques dans l'eau potable. Le présent document technique examine et évalue les risques pour la santé qui ont été relevés et qui sont associés à la présence de virus entériques dans l'eau potable. Il comprend une évaluation des nouvelles études et approches compte tenu des limites, sur le plan de la méthodologie et de l'interprétation, des méthodes disponibles pour détecter les virus dans l'eau potable. Partant de cet examen, la recommandation pour les virus entériques dans l'eau potable a été établie, à savoir un objectif de traitement entraînant une réduction d'au moins 4 log des virus entériques.

2.1 Effets sur la santé

Différentes maladies humaines sont associées aux virus entériques. La gastroentérite est le principal effet des virus entériques sur la santé. La durée d'incubation et la gravité des effets sur la santé dépendent du virus responsable de l'infection. En plus de la gastroentérite, les virus entériques peuvent causer des maladies aiguës graves comme la méningite, la poliomyélite et des maladies fébriles non spécifiques. Ils ont également été mis en cause dans des maladies chroniques, comme le diabète sucré et le syndrome de la fatigue chronique.
La gravité des effets d'une infection virale sur la santé dépend du virus en cause de même que des caractéristiques du malade (p. ex. son âge, son état de santé). En théorie, une seule particule virale infectieuse peut causer une infection, mais il en faut habituellement plus d'une seule. Pour bon nombre de virus entériques, on suppose que le nombre de particules virales infectieuses nécessaire pour causer une infection est faible.

2.2 Exposition

Les virus entériques ne peuvent pas se multiplier dans l'environnement mais ils peuvent survivre plus longtemps dans l'eau que la plupart des bactéries intestinales et ils sont plus infectieux que la plupart des autres microorganismes. Ils sont excrétés dans les selles des personnes infectées et certains d'entre eux peuvent aussi être excrétés dans l'urine.
Des virus entériques ont été détectés dans l'eau de surface et dans des sources souterraines. Des données scientifiques récentes ont aussi révélé la présence de virus entériques dans des eaux souterraines qui sont peu vulnérables à une contamination d'origine fécale.

2.3 Traitement

L'approche à barrières multiples est la plus efficace pour réduire les virus entériques et d'autres pathogènes d'origine hydrique dans l'eau potable. Pour ces catégories de contaminants, il faut en priorité caractériser les risques inhérents à la source d'eau et s'assurer que des procédés de traitement efficaces sont mis en œuvre pour obtenir une eau potable de bonne qualité. En général, le traitement des approvisionnements alimentés par des eaux de surface ou des eaux souterraines sous l'influence directe de l'eau de surface doit comprendre, au minimum, une filtration (ou des techniques qui réalisent un crédit équivalent de diminution sur l'échelle log) et une désinfection adéquates. Des données récemment publiées ont révélé la présence de virus entériques dans certaines sources d'eaux souterraines réputées peu vulnérable à une contamination d'origine fécale (c.-à-d. qui ne sont pas sous l'influence directe d'eaux de surface). Ainsi, il est recommandé d'effectuer un traitement adéquat des eaux souterraines qui sont peu vulnérables à une contamination d'origine fécale pour éliminer ou inactiver les virus entériques, à moins d'une exemption de l'autorité responsable.

Une fois que l'on a caractérisé la qualité des sources d'eau, on peut établir des objectifs d'élimination/inactivation des pathogènes et adopter des procédés de traitement efficaces afin d'assurer la salubrité de l'eau potable complètement traitée. La petite taille des virus entériques et la facilité relative avec laquelle ils traversent les barrières de filtration compliquent leur élimination. Cependant, les virus peuvent être inactivés efficacement par l'application de différentes techniques de désinfection, de façon individuelle ou combinée, à des doses relativement faibles. Les installations d'approvisionnements en eau potable qui inclus un sytème d'aqueduc devraient en toute instance maintenir une concentration résiduelle de désinfectant.

2.4 Évaluation quantitative du risque microbien

L'évaluation quantitative du risque microbien (EQRM) peut être utilisée dans le cadre d'une approche à barrières multiples pour aider à mieux saisir le risque inhérent à un système d'approvisionnement en eau. L'EQRM utilise les données disponibles sur la qualité de la source d'eau et les procédés de traitement ainsi que les caractéristiques propres aux pathogènes pour estimer la charge de morbidité associée à l'exposition aux microorganismes pathogènes dans une source d'eau potable. Grâce à cette évaluation, il est possible de déterminer la contribution des variations en matière de qualité de la source d'eau et de rendement du traitement au risque global. Cette analyse peut servir à évaluer si les mesures de contrôle mises en œuvre sont adéquates et si l'on doit recourir à des procédés de traitement additionnels ou optimiser ceux existants, de même qu'elle peut aider à établir des limites applicables aux points de contrôle critiques.

L'EQRM examine différents virus entériques qui constituent, de par leurs caractéristiques, de bons représentants de tous les virus pathogènes similaires; un virus de référence est ensuite sélectionné parmi eux. Idéalement, un virus de référence représentera une combinaison du pire scénario : une grande fréquence, une concentration élevée et une longue période de survie dans la source d'eau, ainsi qu'une faible élimination ou inactivation au cours du traitement et un pouvoir pathogène élevé pour tous les groupes d'âge. On présume que si le traitement est efficace contre le virus de référence, il le sera contre tous les virus préoccupants similaires. De nombreux virus entériques ont été envisagés. Aucun virus entérique possède toutes les caractéristiques idéales d'un virus de référence. Donc, la présente évaluation de risque constitue les caractéristiques clées des rotavirus ainsi que celles attribuées à d'autres viruses entériques pour mieux représenter tous les virus préoccupants.

3.0 Application de la recommandation

Remarque : Des conseils spécifiques concernant l'application des recommandations pour l'eau potable doivent être obtenus auprès de l'autorité compétente en matière d'eau potable dans l'administration concernée.

Il convient de limiter l'exposition aux virus en mettant en œuvre une approche « de la source au robinet » pour protéger la qualité de l'eau potable. Cette approche comporte l'évaluation du système d'approvisionnement en eau potable dans son ensemble, de la source d'eau jusqu'au consommateur, en passant par les techniques de traitement et le réseau de distribution.

Les évaluations des sources d'eau doivent faire partie des évaluations régulières de la vulnérabilité et des enquêtes sanitaires. Elles doivent comprendre le recensement des sources potentielles de contamination fécale dans le bassin hydrologique ou l'aquifère qui peuvent compromettre la qualité de l'eau. Il faut également évaluer la vulnérabilité des sources d'eau souterraine à la contamination. Les facteurs de risque peuvent comprendre le type de sol qui les recouvre, l'exploitation des terres entourant le puits et la condition ou la construction de celui-ci. Les sources de matières fécales humaines, comme les effluents de station d'épuration des eaux usées, les décharges des bassins de stabilisation des eaux usées et des fosses septiques mal entretenues, peuvent être des sources importantes de virus entériques humains. Les matières fécales provenant d'animaux sauvages et d'autres animaux ne sont pas considérées comme constituant une source importante de virus entériques capables de causer des maladies chez les humains puisque les virus sont généralement spécifiques à l'hôte.

Les évaluations de la qualité de l'eau doivent envisager le scénario du « pire cas » pour chaque source d'eau. Par exemple, il peut y avoir une brève période où la qualité de la source d'eau est mauvaise après un orage. Cette dégradation à court terme de la qualité de l'eau peut en fait représenter la plus grande partie du risque dans un système d'approvisionnement en eau potable. Bien que la surveillance régulière de la présence de virus entériques dans l'eau potable ne soit pas pratique, la collecte et l'analyse d'échantillons de la source d'eau pour détecter les virus entériques peuvent fournir des renseignements utiles qui aideront à déterminer le degré de traitement qui devrait être mis en œuvre pour réduire les risques à la santé. L'échantillonnage se fait généralement à un endroit qui représente bien la qualité de l'eau qui approvisionne le système d'eau potable, soit au point de captage d'une usine de traitement ou proche du puits pour une eau souterraine. Souvent l'échantillonnage et l'analyse de la source d'approvisionnement n'est pas faisable, donc on peut procéder à une estimation qualitative des risques. Les estimations qualitatives doivent tenir compte des renseignements issus de l'évaluation de la source d'eau ainsi que d'autres paramètres de la qualité de l'eau, comme les microorganismes indicateurs, qui peuvent nous renseigner sur le risque ou le degré de contamination fécale dans la source d'eau. Comme toute évaluation d'une source d'eau comporte un grand degré d'incertitude, il convient d'appliquer d'autres facteurs de protection au cours de la conception technique de l'usine de traitement, ou une diminution logarithmique plus importante que celle calculée à l'aide de l'EQRM, afin de garantir la production d'une eau potable de qualité microbiologique acceptable.

L'information issue des évaluations de la source d'eau est un élément essentiel des évaluations du risque propres à un site. Cette information devrait être utilisée en conjonction avec l'information sur le traitement et le réseau de distribution pour aider à évaluer les risques de la source au robinet. Dans le présent document, on suggère d'utiliser l'EQRM en guise d'outil pouvant aider à mieux comprendre le système d'approvisionnement en eau en évaluant les effets de la variation de la qualité de la source d'eau et du rendement du procédé de traitement sur le risque global, notamment l'impact potentiel d'événements dangereux, comme des orages, des contaminations ou la déficience d'un procédé de traitement. L'analyse ainsi obtenue peut servir à évaluer si les mesures de contrôle mises en œuvre sont efficaces et si l'on doit recourir à des procédés de traitement additionnels ou optimiser ceux existants, de même qu'elle peut aider à établir des limites pour les points de contrôle critiques.

Une réduction minimum de quatre log des virus entériques est recommandée pour toutes les sources d'eau, y compris les sources souterraines. Des données récemment publiées ont révélé la présence de virus entériques dans certaines sources souterraines qui étaient réputées peu vulnérables à une contamination d'origine fécale. Une administration peut autoriser une réduction inférieure à la recommandation de quatre log pour une source d'eau souterraine qui est peu vulnérable à une contamination d'origine fécale si l'évaluation du système d'approvisionnement en eau potable a confirmé que le risque de la présence de virus entériques est minime. Pour de nombreuses sources d'eau, en particulier les sources d'eau de surface, une réduction supérieure à 4 log s'impose.

Les réductions peuvent être obtenues au moyen de procédés d'élimination physique, comme la filtration et/ou de procédés d'inactivation, comme la désinfection. En général, le traitement des approvisionnements alimentés par des eaux de surface ou des eaux souterraines sous l'influence directe de l'eau de surface doit comprendre, au minimum, une filtration (ou des techniques qui réalisent un crédit équivalent de diminution sur l'échelle log) et une désinfection adéquates. Pour les sources souterraines, il est recommandé d'effectuer un traitement adéquat pour éliminer ou inactiver les virus entériques, à moins d'une exemption de l'autorité responsable. Afin de déterminer la nature et le niveau du traitement indiqué, il faudrait prendre en compte les fluctuations potentielles de la qualité de l'eau, y compris la dégradation de la qualité de l'eau à court terme ainsi que la variabilité du rendement du traitement. Des essais pilotes ou d'autres procédés d'optimisation peuvent être utiles pour déterminer la variabilité du traitement. Dans les systèmes comportant un réseau de distribution, il faudrait maintenir en tout temps un résidu de désinfectant.

Dans le cadre de l'approche à barrières multiples, on doit employer des indicateurs qui peuvent être surveillés régulièrement, dont la turbidité, le chlore résiduel et des microorganismes comme E. coli et les coliformes totaux, pour vérifier que l'eau a été bien traitée et qu'elle est donc d'une qualité microbiologique acceptable (voir les documents techniques sur E. coli, les coliformes totaux, et la turbidité). Ces indicateurs peuvent également servir à évaluer le réseau de distribution et à vérifier que la qualité microbiologique de l'eau est maintenue dans l'ensemble du réseau de distribution jusqu'au robinet du consommateur.

Partie II. Science et considérations techniques

4.0 Description et effets sur la santé

Les virus, dont la taille varie de 20 à 350 nm, sont constitués d'un génome d'acide nucléique (acide ribonucléique, ARN, ou acide désoxyribonucléique, ADN) entouré d'une capsule protéique protectrice, la capside. Certains virus, dits virus enveloppés, ont aussi une enveloppe de lipoprotéines qui entoure la capsule et dont sont dépourvus les virus sans enveloppe. Les virus ne peuvent se reproduire que dans une cellule hôte vivante. Bien que le génome viral code les protéines structurelles virales et d'autres molécules nécessaires à la réplication, les virus doivent compter sur le métabolisme cellulaire de l'hôte pour synthétiser ces molécules.

La réplication virale dans les cellules hôtes entraîne la production de virions infectieux et de nombreuses particules incomplètes non infectieuses (Payment et Morin, 1990). Le rapport entre les particules du virus comme tel et le nombre réel de virions infectieux varie de 10:1 à plus de 1000:1. Dans le contexte des maladies d'origine hydrique, un « virus » est donc défini comme étant une « particule du virus complet » ou un « virion » infectieux avec son génome d'ADN ou d'ARN et son enveloppe protéique tels qu'ils existent hors de la cellule. Il s'agit de la forme la plus simple dans laquelle un virus peut infecter un hôte. Dans l'environnement, les virions infectieux se dégradent et perdent de leur infectiosité. Il est quand même possible de les voir au microscope électronique ou de les détecter par des méthodes moléculaires, mais ils n'auront plus leur potentiel d'infectiosité.

En général, les virus sont propres à l'hôte. Par conséquent, les virus qui peuvent infecter les humains n'infectent habituellement pas des hôtes non humains, comme les animaux ou les végétaux. L'inverse est aussi vrai : les virus qui infectent les animaux et les végétaux n'infectent généralement pas les humains. Cependant, un petit nombre de virus entériques ont été observés à la fois chez les humains et les animaux. La plupart des virus n'infectent également que des types particuliers de cellules dans un hôte. Les types de cellules susceptibles dépendent du virus et par conséquent, les effets sur la santé découlant d'une infection virale varient beaucoup, selon l'endroit où les cellules susceptibles sont situées dans le corps. En outre, l'infection virale peut déclencher des réactions immunitaires qui produisent des symptômes non spécifiques. Les virus qui peuvent se multiplier dans le tractus gastrointestinal des humains ou des animaux sont des « virus entériques ». Ceux-ci sont excrétés dans les selles des personnes infectées et certains d'entre eux peuvent aussi être excrétés dans l'urine. Ces excrétions peuvent contaminer les sources d'eau. Les virus non entériques, dont les virus respiratoires, ne sont pas considérés comme des pathogènes d'origine hydrique puisqu'ils ne se transmettent pas facilement des personnes infectées aux sources d'eau.

Plus de 140 types sérologiques différents de virus entériques pouvant infecter les humains ont été décrits (AWWA, 1999a; Taylor et coll., 2001). Les maladies associées aux virus entériques sont variées. En plus de la gastroentérite, les virus entériques peuvent causer des maladies aiguës graves, comme la méningite, la poliomyélite et des maladies fébriles non spécifiques. Ils ont aussi été mis en cause dans l'étiologie de certaines maladies chroniques, comme le diabète sucré et le syndrome de la fatigue chronique. Les sections ci-dessous renferment plus d'information sur les virus entériques communément associés aux maladies humaines d'origine hydrique, dont les norovirus, le virus de l'hépatite A (VHA), le virus de l'hépatite E (VHE), les rotavirus et les entérovirus ainsi que sur d'autres virus d'intérêt potentiel.

4.1 Norovirus

Les norovirus sont des virus à ARN monocaténaire sans enveloppe d'un diamètre de 27 à 32 nm appartenant à la famille Caliciviridae. Les norovirus sont actuellement subdivisés en cinq génogroupes (GI, GII, GIII, GIV, GV) composés de 22 génotypes distincts. On continue toutefois d'identifier de nouvelles variantes de norovirus (Jiang et coll., 1999). Les génogroupes GI et GII renferment les génotypes de norovirus habituellement associés aux maladies humaines. Par exemple, le virus de Norwalk fait partie du génogroupe GI. Le génogroupe GIV a aussi été associé à des maladies humaines, mais beaucoup moins fréquemment que les génogroupes GI et GII (Bon et coll., 2005). Bien que la plupart des norovirus semblent propres à l'hôte, des études récentes révèlent que des variantes de norovirus GII humains ont été isolées chez des animaux de ferme (Mattison et coll., 2007). D'autres génogroupes, comme GIII et GV, n'ont été détectés que chez des hôtes non humains (Vinje et coll., 2004).

Les infections norovirales surviennent chez les nourrissons, les enfants et les adultes. La période d'incubation est de 24 à 48 heures (Kapikian et coll., 1996; Chin, 2000). Les effets sur la santé des infections norovirales sont résolutifs et durent habituellement de 24 à 48 heures. Les nausées, les vomissements, la diarrhée, les douleurs abdominales et la fièvre sont au nombre des symptômes. Chez les personnes en bonne santé, les symptômes sont généralement très désagréables mais ne posent pas de menace pour la vie. Chez les groupes vulnérables, comme les personnes âgées, la maladie est considérée plus grave. Théoriquement, une seule particule virale infectieuse est suffisante pour causer l'infection, avec ou sans symptômes de maladie. Toutefois, la dose médiane nécessaire pour déclencher l'infection est habituellement supérieure à une seule particule infectieuse. Pour les norovirus, cette dose est inconnue, mais on suppose qu'elle est faible. L'immunité à l'infection norovirale semble de courte durée, de l'ordre de plusieurs mois. Après cette période, les personnes semblent redevenir vulnérables à la même souche du virus (Parrino et coll., 1977). Les études montrent une résistante innée chez certaines personnes à l'infection aux norovirus. On pense que ces personnes ne possèdent peut-être pas un récepteur à la surface des cellules nécessaire pour lier le virus ou qu'elles ont une réponse immunitaire anamnestique qui empêche l'infection (Hutson et coll., 2003; Lindesmith et coll., 2003; Cheetham et coll., 2007).

Les norovirus sont excrétés dans les matières fécales et les vomissures des personnes infectées et peuvent être transmis par l'eau contaminée. Ils se transmettent aussi facilement par contact de personne à personne. Bien des cas de gastroentérite norovirale ont été associés à des groupes de personnes vivant dans un milieu fermé, comme des écoles, des camps de vacances, des établissements et des bateaux de croisière. Les infections à norovirus sont saisonnières et atteignent un pic le plus souvent au cours des mois d'hiver (Mounts et coll., 2000; Haramoto et coll., 2005; Maunula et coll., 2005; Westrell et coll., 2006b).

4.2 Virus de l'hépatite

À ce jour, six types de virus de l'hépatite ont été identifiés (A, B, C, D, E et G), mais deux d'entre eux seulement, ceux de l'hépatite A (VHA) et de l'hépatite E (VHE), semblent transmis par la voie fécale-orale et sont donc associés à la transmission d'origine hydrique. Bien que le VHA et le VHE puissent tous deux provoquer l'apparition de l'hépatite, il s'agit de deux virus distincts.

4.2.1 VHA

Le VHA est un petit virus à ARN monocaténaire de 27 nm à 32 nm de diamètre, sans enveloppe et à symétrie icosaédrique. Il appartient à la famille Picornaviridae et avait été classé à l'origine dans le genre Enterovirus. Cependant, comme il présente certaines propriétés particulières en termes de structure génétique et de réplication, il a été placé dans un nouveau genre, Hepatovirus, dont il est le seul membre (Carter, 2005).

Les infections à VHA, communément appelées hépatites infectieuses, provoquent de nombreux symptômes, dont la fièvre, des malaises (fatigue), de l'anorexie, des nausées et de la gêne abdominale, suivis d'une jaunisse au bout de quelques jours. L'infection à VHA peut aussi causer des dommages au foie qui découlent de la réponse immunitaire de l'hôte à l'infection des hépatocytes par le VHA. Dans certains cas, ces dommages peuvent être mortels. La période d'incubation d'une infection à VHA varie de 10 jours à 50 jours, la moyenne s'établissant à environ 28 à 30 jours. La période d'incubation est inversement proportionnelle à la dose : plus la dose est forte, plus la période d'incubation est brève (Hollinger et Emerson, 2007). Théoriquement, une seule particule virale infectieuse est suffisante pour causer l'infection, avec ou sans symptômes de maladie. Cependant, la dose médiane requise pour déclencher l'infection est généralement supérieure à une seule particule infectieuse. La dose médiane pour le VHA est inconnue, mais on suppose qu'elle est faible.

L'infection à VHA survient chez les enfants et les adultes. La maladie est habituellement résolutive, mais sa gravité augmente avec l'âge. Par exemple, on n'observe que des symptômes minimes ou aucun symptôme chez les jeunes enfants (Yayli et coll., 2002); par contre, dans une étude portant sur des cas de VHA chez des personnes âgées de 50 ans et plus, un taux de mortalité six fois plus élevé que le taux moyen (taux moyen de 0,3 %) a été observé (Fiore, 2004). Le virus est excrété dans les selles des personnes infectées pendant trois à dix jours avant l'apparition des symptômes de l'hépatite, et se transmet donc par la voie fécale-orale (Chin, 2000; Hollinger et Emerson, 2007). Le VHA est aussi excrété dans l'urine des personnes infectées (Giles et coll., 1964; Hollinger et Emerson, 2007). La convalescence peut être longue (huit à dix semaines) et dans certains cas de VHA, les personnes infectées peuvent avoir des rechutes pendant 12 mois ou plus (Carter, 2005).

4.2.2 VHE

Le VHE est un virion sans enveloppe à ARN polyadénylé monocaténaire, de 30 à 34 nm de diamètre. Placé à l'origine dans la famille Caliciviridae, il en a ensuite été retiré compte tenu de son organisation génomique et de ses capacités enzymatiques et n'est actuellement classé dans aucune famille. Toutefois, il appartient au genre Hepevirus (Fauquet et coll., 2005).

L'infection à VEH était désignée auparavant par le nom d'hépatite non-A non-B transmise par voie fécale. Sur le plan clinique, il est impossible de la distinguer de l'infection à VHA. Ses symptômes comprennent des malaises, de l'anorexie, des douleurs abdominales, de l'arthralgie, de la fièvre et de la jaunisse. Théoriquement, une seule particule virale infectieuse est suffisante pour causer l'infection, avec ou sans symptômes de la maladie. Toutefois, la dose médiane nécessaire pour déclencher l'infection est habituellement supérieure à une seule particule infectieuse. La dose médiane pour le VHE est inconnue. La période d'incubation du VHE varie de 14 à 63 jours. L'infection à VHE se résorbe habituellement entre une à six semaines après son apparition. Les virions sont excrétés dans les selles pendant une semaine ou plus après l'apparition des symptômes (Percival et coll., 2004). La maladie touche le plus souvent les jeunes adultes et les adultes d'âge moyen (15 à 40 ans). Le taux de mortalité est de 0,5 % à 3 %, sauf chez les femmes enceintes où il atteint presque 20 à 25 % (Matson, 2004). Les maladies associées au VHE sont rares dans les pays développés, où la plupart des infections sont liées à des voyages internationaux. Bien que la plupart des virus entériques humains n'ont pas de réservoirs non humains, il a été rapporté que le VHE était zoonotique (transmis des animaux aux humains, avec des réservoirs naturels non humains) (AWWA, 1999a; Meng et coll., 1999; Wu et coll., 2000; Halbur et coll., 2001; Smith et coll., 2002).

4.3 Rotavirus

Les rotavirus sont des virus à ARN bicaténaire non enveloppés d'environ 70 nm de diamètre appartenant à la famille Reoviridae. Ces virus ont été divisés en six groupes sérologiques, dont trois (A, B et C) infectent les humains. Les rotavirus du groupe A sont subdivisés en sérotypes selon les caractéristiques de leurs protéines de surface, VP7 et VP4. Il y a 14 types de VP7 (les types G) et environ 20 types de VP4 (les types P) qui produisent une grande diversité antigène (Carter, 2005). Bien que la plupart des rotavirus semblent propres à l'hôte, des études révèlent la possibilité d'une transmission zoonotique des rotavirus (Cook et coll., 2004; Kang et coll., 2005; Gabbay et coll., 2008; Steyer et coll., 2008). Toutefois, cela survient peu fréquemment.

En général, les rotavirus provoquent une gastroentérite, avec vomissements et diarrhée. Le sujet peut vomir pendant une période allant jusqu'à 48 heures avant l'apparition de la diarrhée. La gastroentérite peut être bénigne, durant moins de 24 heures, ou plus grave, et dans certains cas mortelle. Chez les jeunes enfants, les manifestations extra-intestinales, telles que des symptômes respiratoires et des convulsions, peuvent survenir du fait que l'infection est systémique plutôt que localisée à la muqueuse jéjunale (Candy, 2007). La période d'incubation varie de quatre à sept jours (Carter, 2005). La maladie dure généralement de cinq à huit jours. Théoriquement, une seule particule virale infectieuse peut causer l'infection, mais il en faut généralement plus d'une. La dose infectieuse médiane pour le rotavirus est de 5,597 (Haas et coll., 1999). Le virus est excrété en nombre exceptionnellement élevé par les personnes infectées, jusqu'à 109/g de selles. Certains rotavirus peuvent aussi produire une protéine toxique qui peut provoquer une diarrhée lors du contact avec les cellules virales (Ball et coll., 1996; Zhang et coll., 2000). Ce phénomène est inhabituel puisque la plupart des virus n'ont pas d'effet toxique.

Le rotavirus du groupe A est endémique dans le monde entier et constitue le groupe le plus courant et le plus répandu. On qualifie les infections qu'il cause de diarrhée infantile, diarrhée hivernale, gastroentérite infectieuse non bactérienne aiguë et gastroentérite virale aiguë. Les enfants de six mois à deux ans, les nouveau-nés prématurés, les personnes âgées et les sujets immunodéficients sont plus susceptibles de présenter des symptômes plus graves causés par l'infection à rotavirus du groupe A. Ce dernier est la principale cause de diarrhée grave chez les nourrissons et les enfants et il cause environ la moitié des cas qui nécessitent une hospitalisation, habituellement à cause de la déshydratation. Aux États-Unis, on enregistre près de 3,5 millions de cas par année (Glass et coll., 1996). Des infections asymptomatiques peuvent survenir chez des adultes, ce qui procure au virus un autre moyen de se répandre dans la collectivité. Dans les régions tempérées, la maladie se manifeste principalement au cours de l'hiver tandis que dans les tropiques, elle est présente pendant toute l'année (Moe et Shirley, 1982; Nakajima et coll., 2001; Estes et Kapikian, 2007). Les maladies causées par le rotavirus du groupe B, aussi désigné comme le rotavirus de la diarrhée chez l'adulte, ont été surtout limitées à la Chine, où des éclosions de diarrhée grave touchant des milliers de personnes ont été rapportées (Ramachandran et coll., 1998). Un lien a été établi entre le rotavirus du groupe C et des cas rares et sporadiques de diarrhée chez les enfants dans de nombreux pays et régions, dont l'Amérique du Nord (Jiang et coll., 1995). Les premières éclosions ont été signalées au Japon et en Angleterre (Caul et coll., 1990; Hamano et coll., 1999).

4.4 Entérovirus

Les entérovirus constituent un grand groupe de virus appartenant au genre Enterovirus et à la famille des Picornaviridae. Il s'agit de virus à ARN monocaténaire sans enveloppe, de 20 à 30 nm de diamètre et à symétrie icosaédrique. Les membres de ce groupe associés à des maladies chez les êtres humains comprennent les poliovirus (trois sérotypes), les virus Coxsakie A (23 sérotypes) et B (6 sérotypes), les échovirus (31 sérotypes) et de nombreux entérovirus non groupés (types 68 à 91) (Nwachuku et Gerba, 2006). On continue d'identifier d'autres sérotypes d'entérovirus.

La période d'incubation et les effets sur la santé des infections à entérovirus sont variés. La période d'incubation des entérovirus varie de deux à 35 jours, avec une médiane de sept à 14 jours. De nombreuses infections à entérovirus sont asymptomatiques, mais lorsque des symptômes sont présents, leur gravité peut varier de bénigne à mortelle. La virémie (c.-à-d. le passage du virus dans le sang) est fréquente, offrant un moyen de transport aux entérovirus jusqu'à différents organes cibles et provoquant un éventail de symptômes. Les symptômes bénins comprennent de la fièvre, des malaises, une irritation de la gorge, des vomissements, des éruptions et des maladies des voies respiratoires supérieures. La gastroentérite aiguë est peu courante. Les complications les plus graves comprennent la méningite, l'encéphalite, la poliomyélite, la myocardite et des maladies fébriles non spécifiques chez les nouveau-nés et les jeunes enfants (Rotbart, 1995; Roivainen et coll., 1998). D'autres complications comprennent la myalgie, le syndrome de Guillain-Barré, l'hépatite et la conjonctivite. Les entérovirus ont aussi été mis en cause dans l'étiologie de maladies chroniques, comme la myosite inflammatoire, la myocardiopathie dilatée, la sclérose latérale amyotrophique, le syndrome de la fatigue chronique et l'atrophie musculaire post-poliomyélite (Pallansch et Roos, 2007; Chia et Chia, 2008). De plus, certains travaux confirment l'existence d'un lien entre l'infection à entérovirus et l'apparition du diabète insulino-dépendant (Nairn et coll., 1999; Lönnrot et coll., 2000). Bien que de nombreuses infections à entérovirus soient asymptomatiques, on estime qu'environ 50 % des infections au virus Coxsakie A et 80 % des infections au virus Coxsakie B provoquent la maladie (Cherry, 1992). On a aussi rapporté que le virus Coxsackie B est l'entérovirus non poliomyélitique qui a le plus souvent été associé à des maladies graves (Mena et coll., 2003). Les infections à entérovirus atteindraient leur pic au cours de l'été et au début de l'automne (Nwachuku et Gerba, 2006; Pallansch et Roos, 2007).

Les entérovirus sont endémiques dans le monde entier mais peu d'éclosions d'origine hydrique ont été signalées. Le nombre élevé de sérotypes, la nature habituellement bénigne des infections et le fait que les entérovirus soient hautement transmissibles dans une collectivité par contact personnel expliquent probablement pourquoi nous en savons si peu sur leur transmission par voie hydrique (Field et coll., 1968; Lenaway et coll., 1989; Ikeda et coll., 1993; Kee et coll., 1994; Melnick, 1996; Jaykus, 2000; Lees, 2000; Amvrosieva et coll., 2001; Mena et coll., 2003).

4.5 Adénovirus

Les adénovirus sont membres de la famille des Adenoviridae, qui comprend des virus icosaédriques sans enveloppe de 70 à 100 nm de diamètre, à ADN bicaténaire. À l'heure actuelle, on dénombre 51 sérotypes d'adénovirus dont environ 30 % sont pathogènes chez les humains, la plupart d'entre eux causant des infections des voies respiratoires supérieures (Carter, 2005; Wold et Horwitz, 2007). Les sérotypes 40 et 41 sont la cause de la plupart des gastroentérites liées à des adénovirus. La plupart des isolats d'origine hydrique sont de type 40 et 41, mais d'autres sérotypes ont aussi été isolés (Van Heerden et coll., 2005). Les symptômes de la gastroentérite à adénovirus comprennent la diarrhée et les vomissements. La période d'incubation dure de trois à dix jours et la maladie peut durer une semaine (Carter, 2005).

Les adénovirus sont une cause courante de gastroentérite virale aiguë chez les enfants (Nwachuku et Gerba, 2006). Les infections sont généralement limitées aux enfants de moins de cinq ans (FSA, 2000; Lennon et coll., 2007) et sont rares chez les adultes. La charge virale des selles des personnes infectées est élevée (~106 particules/g de matières fécales) (Jiang, 2006), ce qui contribue à la transmission par la voie fécale-orale, que ce soit par contact direct avec des objets contaminés ou par les eaux utilisées à des fins récréatives et, potentiellement, par l'eau potable. Dans le passé, des adénovirus ont été impliqués dans des éclosions dues à l'eau potable, même s'ils n'en étaient pas la cause principale (Kukkula et coll., 1997; Divizia et coll., 2004). L'eau potable n'est pas la principale voie d'exposition aux adénovirus.

4.6 Astrovirus

Les astrovirus font partie de la famille des Astroviridae, qui comprend des virus sans enveloppe de 28 à 30 nm de diamètre, à ARN monocaténaire. Ils sont divisés en huit sérotypes (HAst1-8) comportant deux génogroupes (A et B) capables d'infecter les êtres humains (Carter, 2005). L'infection à astrovirus provoque habituellement de la diarrhée durant deux à trois jours avec une période d'incubation initiale variant d'un à quatre jours. L'infection provoque généralement une diarrhée moins forte que celle causée par les rotavirus et ne provoque pas de déshydratation importante. Les autres symptômes observés par suite d'une infection à astrovirus comprennent les maux de tête, les malaises, les nausées, les vomissements et une légère fièvre (Percival et coll., 2004; Méndez et Arias, 2007). Les sérotypes 1 et 2 sont courants dans l'enfance (Palombo et Bishop, 1996). Les autres sérotypes (4 et plus) surviennent plûtot qu'à l'âge adulte (Carter, 2005). Les éclosions d'astrovirus chez les adultes sont rares, mais possibles (Gray et coll., 1987; Oishi et coll., 1994; Caul, 1996). En général, les personnes en santé acquièrent une bonne immunité contre la maladie et, par conséquent, la réinfection est rare. Les infections à astrovirus sont généralement à leur pic au cours de l'hiver et du printemps (Gofti-Laroche et coll., 2003).

4.7 Virus émergents potentiels dans l'eau potable

Les coronavirus sont des virus à ARN monocaténaire enveloppés, membres de la famille des Coronaviridae. Il s'agit principalement de pathogènes respiratoires, qui constituent une cause fréquente du rhume chez les enfants et les adultes (McIntosh, 1970; Mäkelã, 1998). Dans le passé, les coronavirus ne constituaient pas une source de préoccupation en matière de transmission hydrique. Toutefois, un nouveau coronavirus, l'agent causal du syndrome respiratoire aigu sévère (SRAS), a été détecté dans les selles des patients infectés. Lors de l'épidémie du SRAS, on a soupçonné dans un endroit que les eaux usées constituaient le moyen de transmission (OMS, 2003). Bien que le coronavirus responsable du SRAS soit potentiellement transmis par la voie fécale-orale, son mode de transmission principal est le contact de personne à personne par les sécrétions respiratoires. Cependant, d'autres recherches demeurent nécessaires pour comprendre la persistance de ce virus dans l'environnement et, par conséquent, sa transmission potentielle par voie hydrique.

Parmi les virus susceptibles d'être transmis par la voie fécale-orale, on compte des parvovirus, le virus TT et le virus JC. Ces virus ont tous été détectés dans les eaux usées (Vaidya et coll., 2002; Bofill-Mass et Girones, 2003; AWWA, 2006). Le virus JC est aussi excrété dans l'urine. Il est important de souligner qu'on continue de détecter et de reconnaître de nouveaux virus entériques. Ces virus ont été associés à des maladies chez des personnes immunodéficientes, par exemple la gastroentérite, des maladies respiratoires et d'autres maladies plus graves, dont la leucoencéphalopathie multifocale progressive et le cancer du côlon (AWWA, 2006). Bien que ces virus aient été détectés dans les eaux usées, leur transmission par l'eau n'a pas été examinée dans la documentation scientifique.

5.0 Sources et exposition

5.1 Sources

Les matières fécales humaines constituent la principale source de virus entériques humains dans l'eau. Les virus entériques sont excrétés en grande quantité dans les matières fécales des personnes infectées (symptomatiques et asymptomatiques). Ils se diffusent facilement dans l'environnement par les matières fécales et sont transmissibles à d'autres sujets par la voie fécale-orale. Les personnes infectées peuvent excréter plus d'un milliard (109) de virus par gramme de matières fécales. Certains virus entériques peuvent aussi être excrétés dans l'urine. La présence de ces virus dans une population humaine est variable et reflète la conjoncture épidémique et endémique (Fields et coll., 1996). Les effluents de stations d'épuration d'eaux usées, les décharges de bassins de stabilisation des eaux usées, les débordements des réseaux d'égout et les fuites de fosses septiques peuvent être responsables de la contamination des sources d'eau. Il a été rapporté que les concentrations de virus entériques sont à leur pic dans les échantillons d'eaux usées au cours de l'automne et de l'hiver, ce qui donne à penser que le taux endémique de la maladie est plus élevé pendant cette période de l'année ou que les virus entériques survivent mieux à des températures froides. Les animaux peuvent être une source de virus entériques, mais les virus entériques qu'on détecte chez eux ne causent généralement pas de maladies chez les êtres humains (Cox et coll., 2005), à quelques exceptions près. Comme nous l'avons vu plus haut, le VHE en est une puisque ce virus peut avoir un réservoir non humain. À ce jour, c'est dans les pays en voie de développement que le VHE a posé problème. Par conséquent, la plupart des renseignements sur sa présence dans des sources d'eau proviennent d'études menées dans ces pays. Nous disposons de peu d'information sur sa présence dans l'eau et les eaux usées des pays développés (Clemente-Casares et coll., 2003; Kasorndorkbua et coll., 2005). Il est important de ne pas oublier que la transmission de personne à personne et la transmission d'origine alimentaire sont aussi des mécanismes importants de transmission des virus entériques.

La plupart des virus entériques décrits ci-dessus, dont les norovirus, les rotavirus, le VHA, le VHE, les entérovirus, les adénovirus et les astrovirus ont été détectés dans les eaux usées, les sources d'eau de surface, les sources d'eau souterraine et les sources d'eau potable dans le monde entier, y compris au Canada (Subrahmanyan, 1977; Sattar, 1978; Sekla et coll., 1980; Payment et coll., 1984, 2000, 2001; Gerba et coll., 1985; Raphael et coll., 1985a,b; Payment, 1989, 1991, 1993; Bloch et coll., 1990; Payment et Franco, 1993; Pina et coll., 1998, 2001; AWWA, 1999a; Jothikumar et coll., 2000; Scipioni et coll., 2000; Van Heerden et coll., 2005; Locas et coll., 2007). Ces études rapportent des taux de prévalence et de concentration variables des virus entériques, mais il est impossible de les comparer facilement compte tenu de l'éventail des méthodes de détection employées (Payment et Pintar, 2006). En général, la concentration des virions entériques infectieux dans les eaux usées varie de 100 à 10 000 unités infectieuses/L (Sano et coll., 2004; Sedmak et coll., 2005; Geldreich et coll., 1990). Dans les eaux de surface contaminées, des taux de 1 à 100 virions entériques infectieux/L sont courants. Dans les eaux de surface moins polluées, leur nombre est plus près de 1 à 10/100 L (Gerba et coll., 1985; Bloch et coll., 1990; AWWA, 1999a; Jothikumar et coll., 2000; Scipioni et coll., 2000; Pina et coll., 2001; Dorner et coll., 2007). Des concentrations variant entre 0 et 200 virions entériques infectieux/100 L ont été rapportées pour des sources d'eau souterraine, selon l'ampleur de la contamination, mais on croit que les taux sont très faibles (<2/100 L) dans la plupart des réseaux d'eau souterraine contaminés (U.S. EPA, 2006a). Ces taux ont généralement été obtenus dans le cadre d'études ciblées, puisque la présence de virus entériques dans les sources d'eau et dans les eaux usées ne fait pas l'objet d'une surveillance régulière. Il convient également de souligner que la concentration des virus entériques dans une source d'eau peut présenter une variabilité temporelle et spatiale importante selon que la source de pollution est continue ou le résultat d'un afflux soudain de matières fécales.

La contamination des sources d'eau peut survenir de différentes façons, y compris par les effluents de station de traitement des eaux usées, l'épandage d'eaux usées domestiques ou de boues de station d'épuration sur des terres, les effluents de fosses septiques et l'infiltration d'eau de surface dans des aquifères souterrains (Bitton, 1999; Hurst et coll., 2001). La migration des virus entériques dans les sources d'eau souterraine dépend du degré de rétention du virus dans les sols environnants et de son taux de survie. Par exemple, la recherche sur la rétention de particules en fonction de la composition du sous-sol a révélé que les virus ont tendance à être adsorbés davantage dans l'argile que dans un substrat de limon et de sable (Goyal et Gerba, 1979). Il est important de souligner que l'adsorption des virus dans le sous-sol n'a pas pour effet de les inactiver et que l'adsorption est un processus réversible qui dépend des caractéristiques ioniques de l'eau qui filtre (Bales et coll., 1993). Par conséquent, s'ils sont désorbés du sol, les virus infectieux retenus pourraient encore contaminer les sources d'eau. De nombreux facteurs, dont les précipitations, la température, les stress hydrauliques et les caractéristiques du sol, comme le pH et la teneur en eau, ainsi que les attributs propres aux virus, tels que le point isoélectrique, la taille du virus et sa charge, peuvent avoir une incidence sur le mouvement des virus sous la surface (Schijven et Hassanizadeh, 2000; U.S. EPA, 2003). Dans certaines conditions, les virus peuvent migrer sur des distances considérables. Des études rapportent que des virus ont été détectés dans des échantillons d'eau souterraine à plus de 100 mètres des sources septiques connues et dans des eaux souterraines provenant d'aquifères confinés (Gerba et Bitton, 1984; Bales et coll., 1993; Borchardt et coll., 2007; Locas et coll., 2007).

5.2 Survie

Tel que mentionné plus tôt, les virus ne peuvent pas se répliquer hors des tissus de leur hôte. Par conséquent, ils ne peuvent pas se multiplier dans l'environnement, mais ils peuvent y survivre pendant des périodes prolongées. Les premières études portant sur la survie des virus entériques ont rapporté des périodes variant de 23 à 188 jours (Rhodes et coll., 1950; Wellings et coll., 1975; Stramer et Cliver, 1984).

La survie dépend de nombreux facteurs, entre autres des caractéristiques propres aux virus, de la présence d'autres microorganismes et des caractéristiques de l'eau, telles que son pH, sa température, sa turbidité et les niveaux de rayonnement ultraviolet (UV). Certains de ces facteurs ont été caractérisés. Les effets de la température sur les taux de survie ont été définis pour de nombreux virus entériques (Yates et coll., 1985; U.S. EPA, 2003). En général, plus la température augmente, plus la période de survie diminue. L'exposition aux rayons UV abrège également la survie des virus. D'autres paramètres, comme l'activité microbienne, sont moins bien connus. Il a été suggéré que les bactéries et les protozoaires peuvent inactiver les virus d'origine hydrique, en particulier dans les eaux de surface. L'inactivation peut découler de l'activité enzymatique qui détruit les protéines de la capside du virus ou de la prédation (Herrman et Cliver, 1973; Pinheiro et coll., 2007). Dans un cas comme dans l'autre, le degré d'inactivation dépend de l'écologie microbienne et il est actuellement mal compris. À l'inverse, des facteurs peuvent prolonger la survie des virus, comme la présence de sédiments auxquels les virus peuvent facilement s'adsorber.

Le taux de survie varie selon le type de virus. Les virus entériques d'intérêt pour la transmission d'origine hydrique sont généralement des virus sans enveloppe, plus résistants à la dégradation environnementale que les virus enveloppés. Les comparaisons entre les virus entériques révèlent aussi un degré de variabilité, les adénovirus survivant potentiellement plus longtemps dans l'eau que d'autres virus entériques comme le VHA et les poliovirus (Enriquez et coll., 1995).

Les taux de survie des virus entériques diffèrent aussi des taux de survie des protozoaires et des bactéries. Dans l'environnement, il a été rapporté que les virus entériques sont plus résistants à la dégradation environnementale que les bactéries et certains protozoaires (p. ex. Giardia) (Johnson et coll., 1997). La survie des virus aux procédés de traitement de l'eau potable diffère également de la survie des bactéries et des protozoaires. Par exemple, des virus entériques ont été détectés à de faibles niveaux (c.-à-d. 1-20/1000 L) dans l'eau potable traitée ne comportant aucune bactérie coliforme dans des échantillons de 100 mL (Payment, 1989; Gerba et Rose, 1990; Bitton, 1999; Payment et coll., 2000; Ehlers et coll., 2005). La survie des virus entériques, et par conséquent leur présence dans l'eau potable, peut découler de l'absence de traitement (pour de nombreuses sources d'eau souterraine) ou d'un traitement insuffisant pour la charge de virus présente dans la source d'eau (Payment, 1989; Payment et Armon, 1989; Gerba et Rose, 1990; Payment et coll., 1997; Bitton, 1999).

5.3 Exposition

Les virus entériques sont transmis par la voie fécale-orale. Les moyens de transmission peuvent comprendre l'eau, les aliments (en particulier les crustacés et les salades), les aérosols, les vecteurs passifs (objets inanimés, comme les poignées de porte qui, une fois contaminés par un virion infectieux, facilitent le transfert du pathogène à un hôte) et le contact de personne à personne. Une mauvaise hygiène est également un facteur qui contribue à la propagation des virus entériques. De plus, l'incidence élevée d'infections à rotavirus, surtout chez les jeunes enfants, laisse croire à certains chercheurs que les rotavirus peuvent aussi se propager par la voie respiratoire (Kapikian et Chanock, 1996; Chin, 2000). Il y a également des indications que les norovirus peuvent se propager par contact avec des vomissures (Marks et coll., 2003). Pour bon nombre des virus entériques susmentionnés, des éclosions sont survenues à la fois par suite d'une transmission de personne à personne et par des sources communes telles que des eaux employées à des fins récréatives, des aliments ou des approvisionnements d'eau potable contaminés.

5.4 Maladies d'origine hydrique

L'exposition aux virus entériques par l'eau peut produire à la fois un taux endémique de maladies dans la population et des éclosions d'origine hydrique. Les taux endémiques de maladies entériques sont difficiles à mesurer ou à estimer. Au Canada, il y a environ 1,3 épisode de maladies entériques par habitant par an (Majowicz et coll., 2004; ASPC, 2007). Cette estimation englobe les maladies gastro-intestinales causées par tous les types de pathogènes entériques et non exclusivement les virus entériques, ainsi que toutes les sources de transmission. Les nombreuses voies de transmission et la nature hautement infectieuse des virus entériques compliquent la tâche de déterminer la proportion des maladies entériques endémiques directement liées aux sources d'eau potable.

Des éclosions d'origine hydrique causées par les virus entériques ont été rapportées au Canada, ces virus étant une cause courante d'éclosions dans le monde entier. Ce n'est que récemment qu'on a identifié une partie des agents viraux responsables de ces éclosions (Craun, 1986, 1992; Fields et coll., 1996; Payment et Hunter, 2001). La véritable prévalence des éclosions virales d'origine hydrique au Canada et dans le monde entier est inconnue. Au Canada, entre 1974 et 2001, on a rapporté 24 éclosions et 1 382 cas confirmés de maladies d'origine hydrique causées par des virus entériques (Schuster et coll., 2005). Dix de ces éclosions ont été imputées au VHA, 12 à des norovirus et deux à des rotavirus (O'Neil et coll., 1985; Santé et Bien-être social Canada, 1990; Santé Canada, 1994; INSPQ, 1994, 1998, 2001; Boettger, 1995; Santé Canada, 1996; Beller et coll., 1997; Todd et Chatman, 1997; Todd et Chatman, 1998; De Serres et coll., 1999; BC Provincial Health Officer, 2001; Todd et coll., 2001). Il y a aussi eu 138 éclosions d'étiologie inconnue, dont une partie pourrait être imputable à des virus entériques, ainsi qu'une seule éclosion impliquant plusieurs pathogènes viraux. Sur les dix éclosions imputées au VHA d'origine hydrique, quatre étaient dues à la contamination de sources publiques d'approvisionnement en eau potable, deux à la contamination de sources d'approvisionnement semi-publiquesNote de bas de page 1 et les quatre autres étaient dues à la contamination d'approvisionnements en eau privés. Seulement quatre des 12 éclosions d'origine hydrique d'infections à norovirus au Canada sont survenues dans des approvisionnements en eau publics et les autres ont été imputées à des approvisionnements semi-publics. Les deux éclosions à rotavirus ont découlé de la contamination d'approvisionnements en eau potable semi-publics.

Aux États-Unis, entre 1991 et 2002, 15 éclosions et 3 487 cas confirmés de maladies virales d'origine hydrique ont été rapportés. De ce nombre, 12 éclosions et 3 361 cas ont été imputés à des norovirus, une éclosion et 70 cas à un « petit virus rond » et deux éclosions et 56 cas au VHA (Craun et coll., 2006). Pendant cette période, 77 éclosions représentant 16 036 cas d'étiologie inconnue ont aussi été signalées. Il est probable que des virus entériques étaient responsables d'une proportion considérable de ces éclosions (Craun et coll., 2006). Avant 1991, des éclosions associées à une contamination à rotavirus avaient aussi été signalées (Hopkins et coll., 1984).

Des éclosions d'origine hydrique imputables à des norovirus et au VHA surviennent dans le monde entier (Brugha et coll., 1999; De Serres et coll., 1999; Brown et coll., 2001; Boccia et coll., 2002; Anderson et coll., 2003; Carrique-Mas et coll., 2003). Une étude des éclosions d'origine hydrique en Finlande (1998-2003) a révélé que dans les échantillons analysés afin de déceler la présence de virus, le virus le plus fréquent était un norovirus (Maunula et coll., 2005). Il arrive fréquemment aussi que des sources d'eau souterraine soient associées à des éclosions imputables à des norovirus et au VHA (Häfliger et coll., 2000; Maurer et Stürchler, 2000; Parchionikar et coll., 2003).

De grandes épidémies de VHE d'origine hydrique sont survenues dans des pays en voie de développement (Guthmann et coll., 2006), mais aucune n'a été rapportée au Canada ni aux États-Unis (Purcell, 1996; Chin, 2000). Des astrovirus et des adénovirus ont aussi été impliqués dans des éclosions dues à l'eau potable, même s'ils n'en étaient pas la cause principale (Kukkula et coll., 1997; Divizia et coll., 2004). Cependant, la présence de l'ARN d'astrovirus dans l'eau du robinet a été corrélée avec un risque accru de maladies intestinales dans une étude réalisée en France (Gofti-Laroche et coll., 2003). La mise au point de nouvelles méthodes de détection pour déterminer l'agent responsable des nombreuses éclosions d'étiologie inconnue pourrait potentiellement établir un lien entre ces virus et les éclosions (Martone et coll., 1980; Turner et coll., 1987; Hedberg et Osterholm, 1993; Gray et coll., 1997; Kukkula et coll., 1997, 1999; Lees, 2000).

5.5 Liens avec les microorganismes indicateurs

La surveillance des virus entériques souffre encore de limites inhérentes à la détection des pathogènes sur le plan de la méthodologie et de l'interprétation (Medema et coll., 2003; Payment et Pintar, 2006). Ces limites comprennent la nécessité de concentrer des volumes d'eau importants, le besoin d'équipement de laboratoire spécialisé et de personnel très bien formé, le coût des analyses, ainsi que la détermination des pathogènes à cibler compte tenu de la multitude de pathogènes qui peuvent être présents et qui peuvent varier au fil du temps et d'un lieu à un autre. Par conséquent, la surveillance régulière des virus entériques n'est actuellement pas praticable. On utilise plutôt des microorganismes indicateurs pouvant faire l'objet d'une surveillance régulière pour révéler la contamination par des matières fécales et la présence potentielle de virus entériques. Les indicateurs couramment utilisés comprennent des bactéries, comme E. coli, des entérocoques et des spores de Clostridium perfringens ainsi que des virus de bactéries (c.-à-d. des bactériophages). On peut aussi utiliser les coliformes totaux, non pas en guise d'indicateur de la pollution fécale, mais pour fournir des renseignements généraux sur la qualité de l'eau, en particulier pour les sources d'eau souterraine (Locas et coll., 2007). Des indicateurs non microbiens, tels que les stérols fécaux, la caféine ou le chlorure, ont également été utilisés dans des études de recherche pour indiquer la contamination fécale (Borchardt et coll., 2003; Peeler et coll., 2006; Shah et coll., 2007; Hussain et coll., 2010); cependant, des recherches plus approfondies sur l'utilisation systématique de ces indicateurs sont toujours nécessaires.

De nombreuses études publiées portent sur la relation entre les différents microorganismes indicateurs et la présence de virus entériques dans l'eau potable traitée, dans les eaux de surface et dans les eaux souterraines. La détermination d'une relation entre les pathogènes et les indicateurs fécaux comporte des difficultés inhérentes, en premier lieu à cause des différences méthodologiques liées aux volumes d'eau analysés. Pour les microorganismes indicateurs, on analyse habituellement des échantillons de 100 mL, tandis que pour des pathogènes, on concentre des dizaines à des centaines de litres d'eau, puis on analyse une portion du volume obtenu. Malgré ces limites, les indicateurs fécaux se sont avérés utiles pour révéler la présence potentielle de virus entériques dans différentes sources d'eau. Le choix de l'indicateur (ou des indicateurs) dépend de l'objectif visé : fournir de l'information sur la présence de virus dans des sources d'eau souterraine ou de surface, ou servir d'indicateur de l'élimination ou de l'inactivation des virus par les procédés de traitement ou de la qualité de l'eau potable traitée.

5.5.1 Eau potable traitée

Les microorganismes indicateurs régulièrement surveillés au Canada dans le cadre de l'approche à barrières multiples « de la source au robinet » pour vérifier la qualité de l'eau potable sont E. coli et les coliformes totaux. La présence d'E. coli dans l'eau potable indique une contamination fécale récente et la présence potentielle de pathogènes entériques, y compris des virus entériques. Cependant, les coliformes totaux ne sont pas propres aux matières fécales et ne peuvent donc pas être utilisés pour révéler une contamination par des matières fécales (ni la présence potentielle de pathogènes entériques). On utilise plutôt les coliformes totaux pour révéler des problèmes généraux liés à la qualité de l'eau. Les documents techniques des recommandations sur E. coli et les coliformes totaux (Santé Canada, 2006a,b) renferment plus de détails sur le rôle d'E. coli et des coliformes totaux dans la gestion de la qualité de l'eau potable. Comme nous l'avons vu plus haut, la survie des bactéries et des virus diffère dans l'environnement et selon les procédés de traitement. Par conséquent, bien que la présence d'E. coli révèle la présence potentielle de virus entériques, l'absence d'E. coli n'indique pas forcément l'absence de tout virus entérique. Cependant, si une approche à barrières multiples de la source au robinet est mise en œuvre et que chaque barrière du réseau d'approvisionnement en eau potable est contrôlée pour garantir son bon fonctionnement, suivant la qualité de la source d'eau, il est alors possible d'utiliser E. coli et les coliformes totaux dans le cadre du processus de vérification pour montrer que l'eau a été convenablement traitée et qu'elle est d'une qualité microbiologique acceptable.

Les entérocoques, les spores de Clostridium perfringens et différents bactériophages (coliphages somatiques, coliphages à ARN spécifique-F et phages de Bacteroides) sont d'autres indicateurs fécaux pouvant servir à vérifier l'efficacité du traitement. Comme les entérocoques et les spores de Clostridium perfringens sont tous deux des indicateurs bactériens, ils souffrent des mêmes limites que E. coli en ce sens que leur survie et leur réaction aux procédés de traitement diffèrent de celles des virus entériques. La concentration de ces indicateurs dans les sources d'eau peut aussi être beaucoup plus faible que les concentrations d'E. coli et de coliformes totaux, ce qui les rend moins utiles que E. coli et les coliformes totaux pour vérifier régulièrement les procédés de traitement. Étant des virus (de bactéries), les bactériophages ont des taux de survie plus proches de ceux des virus entériques et sont souvent employés en guise de substitut aux virus entériques pour déterminer l'efficacité du traitement. Cependant, leur concentration dans les sources d'eau est généralement insuffisante pour qu'ils soient utiles pour vérifier l'efficacité du traitement de façon régulière.

5.5.2 Sources d'eau de surface

Plusieurs études ont examiné les relations entre des microorganismes indicateurs et la présence ou l'absence de virus entériques humains dans des sources d'eau de surface. Elles ont révélé que Escherichia coli et Clostridium perfringens étaient associés à la présence de virus entériques dans les eaux de surface polluées par des matières fécales humaines (Payment et Franco, 1993; Payment et coll., 2000; Ashbolt et coll., 2001; Hörman et coll., 2004). On a aussi trouvé que des bactériophages étaient associés à la présence de virus entériques dans certaines études (Skraber et coll., 2004; Ballester et coll., 2005; Haramoto et coll., 2005) mais pas dans d'autres (Hörman et coll., 2004; Choi et Jiang, 2005). On a également observé aussi bien l'existence d'une corrélation avec des bactéries coliformes (Haramoto et coll., 2005) que l'absence de corrélation avec des bactéries coliformes (Skraber et coll., 2004; Ballester et coll., 2005; Choi et Jiang, 2005). D'après ces études, il est évident qu'aucun indicateur fécal ne peut être utilisé isolément pour révéler la présence de virus entériques dans toutes les sources d'eau de surface. L'indicateur ou les indicateurs les plus adaptés dépendront de la source d'eau de surface et des apports en pollution fécale propres au site. Des études ciblées peuvent aussi être menées pour déterminer directement les concentrations de virus entériques, au lieu d'utiliser des microorganismes indicateurs, bien que cette méthode ne soit pas utilisée à des fins de surveillance régulière.

5.5.3 Sources d'eau souterraine

Les indicateurs microbiens employés d'habitude pour révéler la contamination d'une source d'eau par des matières fécales, comme E. coli, ne migrent pas forcément à travers le substrat ou n'ont pas un taux de survie dans l'environnement comparable à celui des virus entériques. Plusieurs études récentes ont examiné l'utilité d'E. coli et des coliformes totaux en tant qu'indicateurs de la contamination de sources d'eau souterraine par des virus entériques.

La présence de l'un de ces microorganismes indicateurs dans une source d'eau souterraine est un bon indice que la source est susceptible d'être contaminée par des matières fécales et de compromettre la santé humaine. Dans une étude sur la consommation d'eau souterraine, Craun et coll. (1997) ont trouvé que la présence de coliformes était très étroitement liée à la présence de gastroentérites virales. Cependant, l'absence d'indicateurs ne confirme pas nécessairement l'absence de virus entériques. Une étude portant sur des puits privés aux
États-Unis faisant appel à la PCR a révélé la présence de un ou plusieurs virus entériques dans 8 % des puits analysés, mais aucun des puits contaminés ne contenait d'indicateurs de contamination fécale (c'est-à-dire E. coli, entérocoques ou coliphages), et la présence de coliformes totaux a été détectée dans seulement 25 % des puits touchés par les virus (Borchardt et coll., 2003). Dans plusieurs autres études menées aux États-Unis, aucun lien n'a été établi entre la détection d'un organisme indicateur et la détection de virus entériques dans un échantillon d'eau souterraine (Abbaszadegan et coll., 1998, 2003; Borchardt et coll., 2004), et près de 15 % des échantillons renfermaient des virus entériques en l'absence d'indicateurs (Abbaszadegan et coll., 2003). Cependant, certaines études ont révélé qu'avec un échantillonnage répété, lorsqu'on obtenait des résultats positifs dans un site pour la présence d'agents pathogènes, on obtenait généralement des résultats positifs, à un certain moment, pour l'un des indicateurs microbiens (Lieberman et coll., 2002; Abbaszadegan et coll., 2003). Dans une étude sur la qualité de l'eau souterraine au Canada visant 23 puits municipaux dont la qualité bactériologique avait toujours été acceptable dans le passé, les chercheurs ont constaté qu'un faible nombre d'échantillons (7 échantillons sur 122) provenant de puits qui avaient fait l'objet d'une surveillance répétée (122 échantillons provenant de 16 puits) ont donné un résultat positif. Des organismes indicateurs ont été détectés dans 4 des 16 puits, tandis que des virus entériques ont été détectés dans seulement 1 des 16 puits. Cependant, le site qui a produit un résultat positif pour les virus entériques n'était pas l'un des sites positifs pour les organismes indicateurs (Locas et coll., 2008). Une autre étude portant sur plusieurs aquifères dans différents pays a révélé que l'emploi d'une combinaison d'un indicateur bactérien et d'un bactériophage était plus utile pour évaluer la contamination des eaux souterraines que l'emploi exclusif d'indicateurs bactériens (Lucena et coll., 2006). D'après ces études, on peut conclure que la surveillance régulière au moyen d'indicateurs bactériens et de bactériophages (dans certains cas), couplée aux données recueillies dans les enquêtes sanitaires et les évaluations de la vulnérabilité, peuvent permettre d'obtenir une évaluation utile de la présence de virus entériques dans des sources d'eau souterraine.

6.0 Méthodes d'analyse

6.1 Détection des virus entériques

Des limites sur le plan de la méthodologie et de l'interprétation compliquent encore actuellement la détection des pathogènes (Payment et Pintar, 2006). Ces limites comprennent la nécessité de concentrer des volumes d'eau importants, le besoin d'équipement de laboratoire spécialisé et de personnel très bien formé, le coût des analyses, ainsi que la détermination des pathogènes à cibler compte tenu de la multitude de pathogènes qui peuvent être présents et qui peuvent varier au fil du temps et d'un lieu à un autre. Par conséquent, la surveillance régulière de la présence de virus entériques dans l'eau potable n'est actuellement pas praticable.

Bien qu'elle ne soit pas utilisée à des fins de surveillance régulière, la détection des virus entériques dans des échantillons de la source d'eau peut servir d'outil pour évaluer les risques pouvant être associés à l'utilisation d'une source d'eau brute donnée et pour vérifier qu'un traitement convenable est mis en œuvre. De plus, au cours d'enquêtes sur les éclosions dans lesquelles des données épidémiologiques indiquent que l'eau potable pourrait être la source de l'infection, une analyse visant à détecter la présence de virus entériques peut fournir des données précieuses aux chercheurs et aux autorités de la santé publique.

Des méthodes normalisées de récupération et de détection des virus entériques ont été publiées (U.S. EPA, 1996, 2001c; APHA et coll., 1998; ASTM, 2004). Ces méthodes ont été validées et peuvent être utilisées par les laboratoires qui sont en mesure d'assurer la surveillance des virus entériques. Dans les sections suivantes, nous donnons un aperçu de ces méthodologies ainsi que des informations sur les techniques récentes qui sont utilisées dans un contexte de recherche pour détecter les virus entériques.

6.1.1 Concentration de l'échantillon

Les virus entériques sont généralement présents en petit nombre dans l'eau contaminée par des matières fécales. Par conséquent, il peut être nécessaire de filtrer de 10 à 1 000 litres d'eau pour concentrer les pathogènes à un niveau où ils deviennent détectables.

Deux méthodes de filtration ont été employées dans le passé pour la concentration initiale des virus : la filtration par adsorption et la filtration par exclusion (ultrafiltration). Pour la filtration par adsorption, on peut employer des filtres électropositifs comme ceux prescrits par la règle de collecte d'information de l'Environmental Protection Agency des États-Unis (U.S. EPA) pour la récupération de virus dans l'eau (U.S. EPA, 1996), des filtres chargés négativement (Beuret, 2003; Fuhrman et coll., 2005; Villar et coll., 2006) ou des membranes de nitrocellulose (Hsu et coll., 2006). Au pH ambiant, la plupart des virus entériques sont chargés négativement et par conséquent, ils sont capturés par un support filtrant électropositif. Pour adsorber des virus au moyen d'un support filtrant chargé négativement, il faut ajouter à l'échantillon un ion positif, comme du chlorure de magnésium, et il peut être nécessaire de rajuster le pH de l'échantillon pour obtenir un pH acide. Comme les virus s'adsorbent sur le support filtrant, il faut les éluer par la suite du filtre à l'aide d'une solution alcaline qui modifie la charge superficielle des particules virales de façon à ce qu'elles soient éluées dans la solution. Les éluents incorporent couramment de l'extrait de boeuf, de la glycine, un tampon tryptose-phosphate ou de l'hydroxyde de sodium dans les solutions (Katayama et coll., 2002; Hörman et coll., 2004; Brassard et coll., 2005; Villar et coll., 2006). Les méthodes d'exclusion, comme l'ultrafiltration, sont indépendantes du pH et ont l'avantage de ne pas nécessiter une étape d'élution (Olszewski et coll., 2005). L'ultrafiltration a toutefois certains inconvénients. Étant donné la petite taille des virus, les pores du filtre doivent être extrêmement petits et peuvent se boucher. D'habitude, on ne peut filtrer qu'environ 20 litres d'eau à la fois (Griffin et coll., 2003), bien qu'on utilise jusqu'à 100 litres dans certains laboratoires (Linquist et coll., 2007). L'ultrafiltration est aussi plus coûteuse et moins rapide que la filtration par adsorption (Fong et Lipp, 2005). Des études en cours examinent l'utilisation de l'ultrafiltration pour récupérer simultanément des protozoaires, des bactéries et des virus, ce qui pourrait être avantageux d'un point de vue économique et en termes de gain de temps (Morales-Morales et coll., 2003; Hill et coll., 2005).

La concentration initiale de l'échantillon d'eau est habituellement suivie d'une concentration secondaire pour réduire le volume de l'échantillon à 1 à 2 mL de manière à produire un concentré suffisant pour la détection des virus. Les méthodes de concentration secondaires comprennent la floculation organique, la précipitation par polyéthylèneglycol et l'ultracentrifugation.

6.1.2 Méthodes de détection

Après la concentration de l'échantillon, on emploie des méthodes de détection des virus entériques. En général, ces méthodes obtiennent des taux de récupération d'environ 50 % (Payment et coll., 2000). Les méthodes de détection courantes comprennent les méthodes de culture cellulaire et les méthodes de réaction de polymérisation en chaîne (PCR), ou une combinaison des deux.

Dans le passé, la culture cellulaire était la technique la plus répandue pour détecter les virus et elle demeure la meilleure méthode pour déterminer la présence de virus infectieux dans l'eau. La capacité de détecter des virus infectieux dans des échantillons prélevés dans l'environnement est importante pour prédire les risques pour la santé du public. Cependant, la culture cellulaire ne permet pas de détecter facilement tous les virus entériques. Certains d'entre eux ne produisent pas un effet cytopathogénique clair, nécessaire à la détection visuelle. Ainsi, cette méthode peut sous-estimer la concentration virale dans un échantillon. Pour d'autres virus entériques, comme certains norovirus, on n'a que récemment réussi à utiliser la culture cellulaire à l'aide de nouvelles techniques de culture cellulaire tridimensionnelle (Straub et coll., 2007). Si certains virus se développent rapidement en quelques jours, la plupart des analyses par culture cellulaire nécessitent plusieurs semaines pour confirmer des résultats négatifs et pour détecter les virus à croissance lente. De plus, la méthode des plages de lyse peut sous-estimer la concentration virale puisque les virus ne produisent pas tous un effet cytopathogénique clair, comme mentionné plus tôt. Il y a d'autres facteurs de sous-estimation : l'agrégation des virus dans un échantillon, faisant en sorte qu'une plage donnée soit infectée par plus d'un virus (Teunis et coll., 2005); l'incapacité de préserver les cellules en monocouche suffisamment longtemps pour que certains virus à croissance lente produisent une plage visible; et la présence de virus entériques à croissance rapide, qui peuvent provoquer une sous-estimation de la concentration des virus à croissance lente (Irving et Smith, 1981; Fong et Lipp, 2005).

Les méthodes de détection par PCR ont été mises au point pour la plupart des principaux virus entériques d'intérêt pour la transmission d'origine hydrique. De récentes améliorations de la technologie ont aussi fait de ce qu'on désigne désormais du nom de PCR en temps réel ou PCR quantitative (PCRq) la méthode par PCR la plus courante pour détecter et quantifier les virus entériques. Il faut souligner toutefois que la quantification à l'aide de la PCRq n'est pas encore très précise et nécessite des matériaux qui ne sont pas encore couramment disponibles. De plus, il est impossible de comparer directement les résultats de la PCRq avec ceux de la culture cellulaire. Les méthodes de détection par PCR offrent certains avantages par rapport aux méthodes de culture cellulaire : elles sont rapides (résultats en moins de 24 heures), hautement sensibles et si elles sont bien conçues, elles sont très spécifiques comparativement à la culture cellulaire. Les principaux inconvénients des méthodes basées sur la PCR sont dus au fait qu'elles ne permettent pas de déterminer si les virus sont infectieux et qu'elles sont susceptibles d'être inhibés par des composés environnementaux courants, par exemple des acides humiques et fulviques, des métaux lourds et des composés phénoliques (Fong et Lipp, 2005). Il est possible d'extraire les inhibiteurs des échantillons, mais cela nécessite un traitement additionnel et entraîne une perte de sensibilité. D'un point de vue de la santé publique, il est important de savoir si un virus est infectieux afin de déterminer s'il constitue une source de préoccupation pour la santé publique. Par exemple, une étude récente portant sur la présence d'adénovirus dans une source d'eau n'a pas réussi à révéler la présence de virus infectieux par culture cellulaire, mais environ 16 % des échantillons ont donné des résultats positifs pour la présence d'adénovirus au moyen de la PCRq (Choi et Jiang, 2005). Il faut prendre en compte ces limites en interprétant les résultats de la PRC.

Les méthodes intégrant la culture cellulaire et la PCR permettent de raccourcir le délai de traitement (comparé à la culture cellulaire seule) et de détecter des virus infectieux. Les méthodes de culture cellulaires peuvent aussi être combinées à des méthodes immunologiques pour améliorer la détection des virus. Des auteurs ont mentionné que les méthodes intégrées sont à la fois sensibles et spécifiques, notamment pour les virus difficiles à analyser au moyen d'une culture cellulaire conventionnelle, tels que les adénovirus et les rotavirus (Payment et Trudel, 1993; Jothikumar et coll., 2000; Hurst et coll., 2001; Payment, 2001, 2007; Reynolds et coll., 2001; Greening et coll., 2002; Ko et coll., 2003). Le fait de combiner la culture cellulaire à des méthodes immunologiques ou moléculaires présente aussi l'avantage d'améliorer la sensibilité de l'analyse, puisque les cellules infectées amplifient la quantité de virus et procurent ainsi davantage de matière cible à détecter.

6.2 Détection des indicateurs viraux

Les méthodes de détection des virus dans l'eau ne sont pas pratiques à des fins de surveillance régulière. Par conséquent, différents paramètres substituts (indicateurs) ont été proposés pour évaluer l'efficacité du traitement de l'eau ou pour révéler la présence de virus entériques dans l'eau (Deere et coll., 2001; OMS, 2004). Les indicateurs proposés à ce jour comprennent E. coli, les coliformes totaux, les entérocoques, les spores de Clostridium perfringens et les bactériophages.

6.2.1 E. coli

Escherichia coli est l'indicateur microbien le plus souvent utilisé pour révéler la contamination fécale de sources d'eau. Le document technique de la recommandation sur E. coli (Santé Canada, 2006a) fournit plus de détails sur les méthodes de détection de E. coli.

6.2.2 Coliformes totaux

Bien qu'il ne s'agisse pas d'un indicateur de la contamination fécale, les coliformes totaux sont utiles en guise d'indicateur de la qualité globale de l'eau. Le document technique de la recommandation sur les coliformes totaux (Santé Canada, 2006b) fournit plus de détails sur les méthodes de détection des coliformes totaux.

6.2.3 Entérocoques

Les entérocoques peuvent servir d'indicateur de la contamination fécale et, indirectement, de la présence de virus (U.S. EPA, 2000; Ashbolt et coll., 2001). Des méthodes normalisées de détection des entérocoques dans l'eau ont été publiées (APHA et coll., 1998; U.S. EPA, 2002a,b). Des trousses commerciales pour la détection de ces indicateurs sont aussi disponibles.

6.2.4 Clostridium perfringens

Les spores de Clostridium perfringens sont des indicateurs de la contamination fécale récente et passée, mais elles ne sont pas aussi nombreuses que les coliformes dans les matières fécales ou dans l'eau contaminée. Ces spores servent aussi d'indicateurs de l'efficacité du traitement. Des méthodes de détection normalisées pour C. perfringens ont été publiées (ASTM, 2002; HPA, 2004).

6.2.5 Bactériophages

On utilise généralement trois types de bactériophages en guise d'indicateurs : les coliphages somatiques, les bactériophages à ARN-F spécifiques au mâle (ou coliphages F-spécifiques) et les phages Bacteroides (c.-à-d. les phages qui infectent Bacteroides fragilis, B. thetaiotaomicron et la souche GB-124 de Bacteroides). Aux États-Unis, des méthodes normalisées de détection des coliphages somatiques et spécifiques au mâle ont été mises au point (U.S. EPA, 2001a,b). L'Organisation internationale de normalisation (ISO) a aussi publié des méthodes normalisées (série ISO 10705) pour la détection des bactériophages (Mooijman et coll., 2001, 2005).

7.0 Techniques de traitement

L'approche à barrières multiples constitue la meilleure façon de réduire les virus entériques et les autres pathogènes d'origine hydrique dans l'eau potable. Puisque les méthodes d'analyse dont on dispose rendent difficile la surveillance régulière des pathogènes microbiens dans l'eau potable traitée, on doit se concentrer sur la caractérisation des risques associés aux sources d'approvisionnement en eau et veiller à ce que des procédés de traitement efficaces soient en place afin d'assurer la salubrité de l'eau potable. Si possible, on doit aussi mettre en place des mesures de protection des sources d'eau, notamment pour empêcher une pollution par les eaux usées domestiques, afin de réduire au minimum la contamination fécale.

La qualité des sources d'eau doit être caractérisée en fonction des concentrations et de la variabilité des pathogènes d'origine hydrique, de même qu'à l'aide d'indicateurs fécaux. On peut y parvenir en effectuant des analyses régulières pour détecter la présence éventuelle de pathogènes microbiens ou des indicateurs fécaux dans les sources d'eau ou en effectuant des enquêtes sanitaires ou des suivis pour recenser les sources potentielles de contamination fécale (humains et animaux). Pour bien caractériser la qualité des sources d'eau, on doit recueillir des données dans des conditions normales, de même que dans des conditions météorologiques extrêmes ou pendant des déversements ou des événements perturbateurs (p. ex. ruissellement printanier, tempêtes). Ainsi, la surcharge des systèmes de collecte et de traitement des eaux usées pendant une pluie abondante peut entraîner une augmentation soudaine de la concentration des virus entériques ou d'autres pathogènes microbiens dans les sources d'eau.

En général, le traitement des approvisionnements alimentés par des eaux de surface ou des eaux souterraines sous l'influence directe de l'eau de surface doit comprendre, au minimum, une filtration (ou un traitement permettant d'obtenir une réduction logarithmique équivalente) et une désinfection adéquates. Des données récemment publiées ont révélé la présence de virus entériques dans certaines sources d'eaux souterraines peu vulnérables à une contamination d'origine fécale (c'est-à-dire celles qui ne sont pas sous l'influence directe des eaux de surface) (Abbaszadegan et coll., 1998, 1999; Borchardt et coll., 2003, 2004; Locas et coll., 2007). Ainsi, il est recommandé d'effectuer un traitement adéquat de toutes les eaux souterraines pour éliminer ou inactiver les virus entériques, à moins d'une exemption de l'autorité responsable. En ce qui concerne les petits réseaux d'alimentation en eau, des techniques considérées comme résidentielles peuvent être utilisées pour obtenir une réduction de 4 log des virus entériques, selon les exigences relatives à la capacité du réseau. Bien que classées comme résidentielles, bon nombre de ces techniques ont une capacité nominale permettant de traiter des volumes supérieurs à ceux d'une seule résidence. Des conseils spécifiques sur les techniques applicables aux petits réseaux doivent être obtenus auprès de l'autorité compétente en matière d'eau potable dans l'administration concernée.

Une fois que l'on a caractérisé la qualité des sources d'eau, on peut établir des objectifs d'élimination/inactivation des pathogènes et adopter des procédés de traitement efficaces afin de garantir la salubrité de l'eau complètement traitée. Pour assurer l'élimination optimale des pathogènes, il faut bien comprendre l'importance relative de chacun de ces procédés de traitement. Certains réseaux de distribution sont dotés de procédés redondants, ce qui assure un traitement adéquat même si l'un des procédés ne remplit pas pleinement sa fonction. Dans les autres réseaux, tous les procédés en place doivent bien fonctionner pour permettre d'obtenir le degré de traitement requis. En effet, la défaillance d'un seul d'entre eux pourrait entraîner l'éclosion d'une maladie d'origine hydrique.

Compte tenu de leur petite taille et de la facilité relative avec laquelle ils traversent les barrières de filtration, il est difficile de retirer les virus entériques de l'eau brute. Cependant, on peut les inactiver efficacement au moyen de diverses techniques de désinfection, que l'on applique individuellement ou en combinaison en utilisant des doses relativement faibles. Dans la majorité des cas, une usine de traitement conventionnelle bien exploitée devrait fournir de l'eau qui présente un risque négligeable de transmission de maladies. Le présent document examine brièvement les options de traitement et de réduction des virus; des renseignements plus détaillés sont fournis dans d'autres documents (U.S. EPA, 1991; Santé et Bien-être social Canada, 1993; AWWA, 1999b; Deere et coll., 2001; Hijnen et coll., 2004, 2006; LeChevallier et Au, 2004; Medema et coll., 2006).

7.1 Échelle municipale

En général, il faut désinfecter toutes les sources d'eau potable et maintenir en tout temps une concentration résiduelle de désinfectant dans l'ensemble du réseau de distribution. En plus de la désinfection primaire, le traitement des eaux de surface ou des eaux souterraines sous l'influence directe de l'eau de surface doit comprendre des méthodes d'élimination physique telles que la filtration chimique (coagulation, floculation, clarification et filtration) ou un traitement permettant d'obtenir une réduction logarithmique équivalente. Il est essentiel d'atteindre les objectifs d'élimination physique et de désinfection avant que l'eau ne parvienne au premier consommateur dans le réseau de distribution. Des mesures adéquates de contrôle des procédés et la formation des opérateurs sont aussi nécessaires pour assurer en tout temps l'efficacité du traitement (U.S. EPA, 1991; Santé et Bien-être social Canada, 1993; AWWA, 1999b).

Des techniques de traitement doivent être mises en place pour obtenir une élimination ou une inactivation minimale des virus entériques de 4 log (99,99 %). Avec un tel traitement, une concentration de 1 virus/100 L d'eau d'une source d'eau peut être réduite à 1 × 10−4 virus/100 L, ce qui satisfait à l'objectif sanitaire de 10−6 années de vie corrigées du facteur invalidité (AVCI)/personne par année (voir la section 8.0 pour plus de renseignements sur les AVCI). Toutefois, l'eau brute peut renfermer une concentration plus élevée de virus et nécessiter un traitement supplémentaire pour éliminer ou inactiver ces virus et assurer ainsi la salubrité de l'eau potable.

7.1.1 Degré de traitement requis

Le degré de traitement requis varie selon la concentration connue ou estimée de pathogènes dans la source d'eau. Une concentration de 1 virus/100 L, par exemple, serait réduite à 1 × 10−4 virus/100 L avec une élimination ou une inactivation de 4 log (99,99 %). Si la concentration est plus élevée, il faut effectuer une élimination ou une inactivation plus importante pour que le risque associé à l'eau potable traitée soit acceptable. Le tableau 1 fournit le degré de traitement requis pour obtenir un risque acceptable de 1 × 10−6 AVCI/personne par année pour diverses concentrations de virus dans les sources d'eau.

Tableau 1 : Exigences globales en matière de traitement pour les réductions logarithmiques des virus exprimées en fonction de la concentration approximative dans les sources d'eau correspondant à un risque de 1 × 10-6 ACVI/personne par année
Concentration de virus dans la source d'eau
(nombre de virus/100 L)
Réduction globale des virus requise
(log10)
1 4
10 5
100 6
1000 7

Dans la mesure du possible, il faut caractériser les concentrations de virus dans les sources d'eau en s'appuyant sur un échantillonnage et une analyse à l'échelle réelle. Il faut tenir compte des conditions normales et de la surveillance guidée par les événements, notamment le ruissellement printanier, les tempêtes et les déversements. Les résultats des essais doivent également tenir compte de l'efficacité de récupération pour la méthode d'analyse et de la viabilité des pathogènes afin d'obtenir l'évaluation la plus précise de la présence de pathogènes infectieux dans les sources d'eau. À de nombreux endroits, il n'est pas possible d'effectuer l'échantillonnage de la source d'approvisionnement pour la recherche de virus entériques et il faut procéder à une estimation du risque de maladies entériques au moyen d'une combinaison d'enquêtes sanitaires, de comparaisons avec d'autres sources d'approvisionnement, de microorganismes indicateurs ou de recherches afférentes. Puisqu'il est difficile d'analyser les sources d'eau afin de mesurer les concentrations de virus, la surveillance régulière de microorganismes indicateurs et des caractéristiques des sources d'eau peut s'avérer efficace pour évaluer la nécessité d'apporter des changements aux traitements. Par contre, étant donné l'incertitude reliée à ces estimations, il faut appliquer des facteurs de sécurité technique ou effectuer des traitements additionnels afin d'assurer la salubrité microbiologique de l'eau potable.

On peut satisfaire aux exigences globales en matière de traitement en procédant à une étape de traitement ou plus comprenant l'élimination physique ou une désinfection primaire. Les réductions logarithmiques des virus propres à chacun des procédés peuvent être combinées pour définir la réduction globale.

7.1.2 Élimination physique

L'élimination physique des virus peut s'effectuer par clarification et par filtration. La clarification est toujours suivie d'une filtration. Cependant, certains systèmes de filtration sont utilisés sans clarification (filtration directe). Les virus présents dans l'eau peuvent circuler librement ou être liés à des particules. Leur adsorption dépend de plusieurs facteurs, comme le point isoélectrique et l'hydrophobie du virus et de la particule (Templeton et coll., 2008). Le point isoélectrique correspond au pH auquel le virus n'a aucune charge électrique nette et il varie selon l'espèce virale. L'association entre le virus et les particules joue un rôle dans l'élimination physique, de même que dans la désinfection et l'inactivation des virus.

L'ajout d'un coagulant chimique à l'eau brute produit des flocs qui s'adsorbent aux virus liés à des particules. On retire ensuite ces flocs de l'eau au moyen de la sédimentation par gravité, d'un lit de boues ou de la flottation à l'air dissous. Des études indiquent une élimination des virus variant de 1,1 à 3,4 log pour la clarification seulement (coagulation, floculation et sédimentation) (LeChevallier, 1999; Hijnen et coll., 2004).

La filtration granulaire est le type de filtration le plus courant. Les systèmes de traitement faisant appel à la coagulation, à la floculation, à la clarification et à la filtration rapide sur sable sont souvent considérés comme des systèmes de traitement conventionnels. Des études indiquent une élimination des virus variant de 0,1 à 3,8 log pour la filtration seulement. En combinant ces étapes, on attribue à la filtration conventionnelle un taux de réduction équivalent à une élimination physique des virus entériques de 2,0 log (tableau 2). Il est possible d'obtenir une élimination plus poussée en adaptant le traitement en fonction de la turbidité et de l'élimination des particules (Xagoraraki et coll., 2004).

Tableau 2 : Taux d'élimination physique des virus pour diverses techniques de traitement répondant aux limites de turbidité établies dans les Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada
Traitement Taux d'élimination des virusTableau 1 note de bas de page a (log10)

Notes de bas de page du Tableau 1

Tableau 1 note de bas de page 1

Valeurs tirées du Disinfection Profiling and Benchmarking Guidance Manual (U.S. EPA, 1999), p. 6-3.

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Tableau 1 note de bas de page 2

L'utilisation d'une membrane de microfiltration pourrait permettre une réduction logarithmique lorsqu'elle est précédée d'une étape de coagulation.

Retour à la référence b de la note de bas de page du tableau 1

Filtration classique 2
Filtration directe 1
Filtration lente sur sable 2
Filtration sur diatomées 1
Microfiltration Aucun facteur de réductionTableau 1 note de bas de page b
Ultrafiltration Démonstration et tests de provocation; vérifiés par des tests d'intégrité directs
Nanofiltration et osmose inverse Démonstration et tests de provocation; vérifiés par des tests d'intégrité

Les membranes de microfiltration ne constituent pas une barrière physique définitive pour les virus en raison du diamètre de leurs pores, lequel varie de 0,1 à 10 µm. Cependant, plusieurs études révèlent que l'on peut obtenir une réduction de 4 log des virus lorsque la microfiltration est précédée d'une coagulation (Zhu et coll., 2005a,b; Fiksdal et Leiknes, 2006). Les membranes d'ultrafiltration ont des pores d'un diamètre de 0,01 à 0,1 µm et peuvent donc intercepter les virus. Selon diverses études, elles permettent généralement une réduction des virus de plus de 3 log (AWWA, 2005). Les membranes de nanofiltration et d'osmose inverse sont généralement considérées comme non poreuses et constituent une barrière physique pour les virus. Comme les virus peuvent traverser le filtre en cas de rupture des membranes, les membranes d'ultrafiltration doivent faire l'objet de tests d'intégrité directs pendant la filtration. À l'heure actuelle, il est impossible de vérifier directement l'intégrité des membranes de nanofiltration et d'osmose inverse sans perturber la production pendant une période prolongée. Toutefois, il faut procéder à des tests d'intégrité indirects de façon continue et à des tests directs de façon régulière.

Soulignons que les procédés de traitement sont souvent interdépendants et nécessitent des conditions optimales en amont pour que les étapes subséquentes du traitement puissent être exécutées avec efficacité. Il faut, par exemple, optimiser la coagulation et la floculation pour que les particules soient enlevées de façon efficace par filtration. Les filtres doivent être soigneusement vérifiés, surveillés et lavés à contre-courant afin d'empêcher la pénétration de particules (Huck et coll., 2001), et l'eau de lavage à contre-courant des filtres ne doit pas être redistribuée dans l'usine de traitement sans traitement additionnel après la coagulation, la floculation et la clarification (Medema et coll., 2006).

La filtration lente sur sable peut également être efficace, l'élimination physique des virus variant de 0,9 à 3,5 log (Hijnen et coll., 2004). Plusieurs facteurs, comme l'utilisation d'eau froide, des charges hydrauliques élevées et du sable de faible profondeur, peuvent nuire à l'élimination des virus. Une étude de surveillance sur un an de trois installations pleine grandeur de filtration en rive révèle une réduction de 2,1 log pour les bactériophages spécifiques au mâle et de 3,2 log pour les coliphages somatiques (Weiss et coll., 2005).

7.1.2.1 Taux d'élimination physique logarithmique

Pour ce qui est des usines de production de l'eau potable qui respectent les limites de turbidité établies dans les Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada (Santé Canada, 2003b), on peut appliquer les taux d'élimination physique estimés pour les virus entériques figurant au tableau 2. Ces taux d'élimination logarithmique s'appuient sur les éliminations moyennes ou médianes établies par l'U.S. EPA (1999) dans les documents intitulés Disinfection Profiling and Benchmarking Guidance Manual et Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule (LT2ESWTR) (U.S. EPA, 2006b). On peut aussi établir les taux d'élimination logarithmique en fonction de l'efficacité observée ou d'études pilotes. Les taux d'élimination physique logarithmique peuvent être combinés aux taux de désinfection afin de répondre aux objectifs de traitement globaux. À titre d'exemple, si une élimination de 4 log (99,99 %) des virus est nécessaire dans un approvisionnement en eau donné et que la filtration conventionnelle assure une élimination de 2 log, on doit obtenir la réduction de 2 log restante à l'aide d'un autre procédé, comme la désinfection.

7.1.3 Désinfection chimique

Parmi les désinfectants chimiques couramment utilisés pour le traitement de l'eau potable, mentionnons le chlore, la chloramine, le dioxyde de chlore et l'ozone. On procède habituellement à la désinfection après les traitements qui retirent les particules et la matière organique. Cette stratégie aide à assurer l'inactivation efficace des pathogènes et réduit au minimum la formation de sous-produits de désinfection (SPD). Soulignons que dans la description de la désinfection microbienne de l'eau potable, le terme « inactivation » est employé pour indiquer que le pathogène ne peut plus se reproduire dans l'organisme hôte et n'est donc plus infectieux, quoiqu'il puisse toujours être présent.

7.1.3.1 Caractéristiques de la qualité de l'eau

Les caractéristiques physiques de l'eau, comme la température, le pH et la turbidité, peuvent influer considérablement sur l'inactivation et l'élimination des pathogènes. Les taux d'inactivation, par exemple, doublent ou triplent par tranche de 10 °C d'élévation de la température. Lorsque les températures se rapprochent de 0 °C, comme c'est souvent le cas en hiver au Canada, l'efficacité de la désinfection est réduite et il faut augmenter la concentration de désinfectant ou le temps de contact (CT) avec celui-ci, ou les deux, pour atteindre le même degré d'inactivation.

L'efficacité de certains désinfectants varie également selon le pH. Lorsque l'on emploie du chlore libre, une augmentation du pH de 6 à 10 réduit de 8 à 10 fois le taux d'inactivation (voir les tableaux des valeurs « CT » à l'annexe B). Toutefois, une étude récente menée par Thurston-Enriquez et coll. (2005a) révèle que le dioxyde de chlore est 1,9 et 19,3 fois plus efficace à un pH de 8 qu'à un pH de 6 pour l'adénovirus 40 et le calicivirus félin (utilisé en remplacement du norovirus), respectivement. On a obtenu des résultats semblables pour d'autres virus entériques avec le dioxyde de chlore (Alvarez et O'Brien, 1982; Moss et Olivieri, 1985). On a constaté que le pH avait peu d'effet sur l'efficacité d'inactivation des virus par l'ozone, quoiqu'un pH élevé influe sur la stabilité de l'ozone et, par conséquent, augmente la demande en ozone.

La réduction de la turbidité constitue une étape importante dans l'inactivation des virus et d'autres microorganismes. La désinfection chimique peut être touchée, car les virus et d'autres microorganismes peuvent bénéficier d'une protection dans les particules auxquelles ils sont liés. On a observé des effets négatifs des virus liés à des particules sur les procédés de désinfection dans plusieurs études (Templeton et coll., 2008). L'effet de la turbidité sur l'efficacité du traitement est étudié plus en détail dans le document technique de la recommandation sur la turbidité (Santé Canada, 2003b).

7.1.3.2 Concept CT pour la désinfection

Il est possible de prédire l'efficacité des désinfectants chimiques d'après la concentration résiduelle de désinfectant, la température, le pH et le temps de contact (AWWA 1999b). Cette relation est communément appelée le concept CT, où CT représente le produit de « C » (concentration résiduelle de désinfectant, en mg/L) par « T » (temps de contact avec le désinfectant, en minutes). Généralement, les objectifs liés au concept CT sont déterminés dans des études de laboratoire contrôlées. Dans les usines de traitement, on utilise normalement la concentration résiduelle, que l'on mesure à la sortie du bassin de contact, plutôt que la dose appliquée ou la concentration initiale afin de tenir compte de la dégradation des désinfectants. Pour tenir compte du mélange hydraulique dans le bassin de contact, le temps de contact « T » est habituellement calculé en employant une valeur T10, de sorte que le temps de contact requis est respecté pour 90 % de l'eau. On peut effectuer une estimation des valeurs T10 en fonction de la géométrie et des conditions d'écoulement de la chambre (ou du bassin) de désinfection. Les essais de traçage hydraulique constituent toutefois la méthode la plus précise pour déterminer le temps de contact dans les conditions d'écoulement réelles de l'usine.

L'annexe B comprend des tableaux complets des valeurs CT pour une inactivation de 2 log, 3 log et 4 log des virus. Certaines valeurs CT sont présentées au tableau 3 pour l'inactivation de 4 log (99,99 %) des virus entériques avec le chlore, la chloramine, le dioxyde de chlore et l'ozone. Ces valeurs indiquent que la chloramine est un désinfectant beaucoup moins puissant que le chlore libre, le dioxyde de chlore et l'ozone, puisqu'il faut des concentrations ou des temps de contact beaucoup plus élevés pour atteindre le même taux d'inactivation. La chloramine n'est donc pas recommandée comme désinfectant primaire. Le chlore libre est le produit chimique le plus souvent utilisé pour la désinfection primaire, car on peut s'en procurer facilement, il est relativement peu coûteux et il fournit un résidu dont on peut se servir pour maintenir la qualité de l'eau dans le réseau de distribution. À titre d'exemple, avec une concentration moyenne de chlore de 0,5 mg/L et un temps de contact de 15 minutes, on peut obtenir une inactivation des virus supérieure à 4 log à 20 °C (tableau 3). L'ozone constitue un autre désinfectant puissant pour l'inactivation des virus, comme l'indiquent les faibles valeurs CT requises pour une inactivation de 4 log. Toutefois, l'ozone se dégrade facilement après application pendant le traitement et ne peut fournir de résidu pour la désinfection secondaire. Bien qu'ils représentent des désinfectants efficaces, l'ozone et le dioxyde de chlore sont habituellement plus coûteux et leur utilisation est plus complexe, surtout dans les petits systèmes de traitement.

Tableau 3 : Valeurs CT pour une inactivation de 4 log (99,99 %) des virus entériques avec divers désinfectants à 5 °C et à 20 °C (pH de 6 à 9)Tableau 1 note de bas de page a
Température (°C) Valeurs CT pour une inactivation de 4 log (99,99 %)
Chlore libre
(Cl2)
Chloramine
(NH2Cl)
Dioxyde de chlore
(ClO2)
Ozone
(O3)

Notes de bas de page du Tableau 1

Tableau 1 note de bas de page 1

Fondées sur des études utilisant le VHA combinées à un facteur de sûreté, à l'exception des valeurs CT pour l'ozone, qui sont fondées sur le poliovirus de type 1 (U.S. EPA, 1991).

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5 8 1988 33,4 1,2
20 3 746 12,5 0,5

a Fondées sur des études utilisant le VHA combinées à un facteur de sûreté, à l'exception des valeurs CT pour l'ozone, qui sont fondées sur le poliovirus de type 1 (U.S. EPA, 1991).

7.1.3.3 Résistance de divers virus aux produits chimiques

Des études portant sur divers virus entériques révèlent des degrés différents de résistance aux désinfectants chimiques (Engelbrecht et coll., 1980; Payment et coll., 1985; Hoff, 1986; Sobsey et coll., 1988; Payment et Armon, 1989; U.S. EPA, 1989; AWWA, 1999a,b; Thurston-Enriquez et coll., 2003a, 2005a,b). Le tableau 4 indique les valeurs CT tirées de diverses études de recherche pour une inactivation de 2 log (99 %) de plusieurs virus avec divers désinfectants chimiques. Dans ces études, le VHA résistait davantage à l'inactivation au dioxyde de chlore et à l'ozone que d'autres types de virus. Dans le cas du chlore libre, le VHA affichait continuellement une résistance plus importante que les rotavirus et l'adénovirus 40; cependant, la vulnérabilité du virus Coxsackie B5 et du poliovirus de type 1 variait considérablement d'une étude à l'autre. Des recherches supplémentaires sur l'inactivation de ces virus sont nécessaires. Par conséquent, les objectifs de désinfection et les tableaux des valeurs CT sont fondés sur des valeurs s'appliquant au VHA (U.S. EPA, 1991).

Tableau 4 : Comparaison des valeurs CT tirées d'études de recherche pour une inactivation de 2 log (99 %) de virus sélectionnés avec divers désinfectants à une température de 5 à 15 °C
Virus Valeurs CT pour une inactivation de 2 log (99 %)
Chlore libre
(Cl2)
pH de 6 à 7
Chloramine
(NH2Cl)
pH de 8 à 9
Dioxyde de chlore
(ClO2)
pH de 6 à 7
Ozone
(O3)
pH de 6 à 7

Notes de bas de page du Tableau 1

Tableau 1 note de bas de page 1

Engelbrecht et coll. (1980);

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Tableau 1 note de bas de page 2

Payment et coll. (1985);

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Tableau 1 note de bas de page 3

Hoff (1986);

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Tableau 1 note de bas de page 4

Sobsey et coll. (1988);

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Tableau 1 note de bas de page 4

Thurston-Enriquez et coll. (2003, 2005a,b);

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Tableau 1 note de bas de page 4

Cromeans et coll. (2010).

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Poliovirus de type 1Tableau 1 note de bas de page a 1,1 à 6 768 à 3 740 0,2 à 6,7 0,1 à 0,2
RotavirusTableau 1 note de bas de page c 0,01 à 0,05 3 806 à 6 476 0,2 à 2,1 0,006 à 0,06
Virus de l'hépatite ATableau 1 note de bas de page d 0,7 à 1,18 428 à 857 < 0,17 à 2,8 0,5
Virus Coxsackie B5Tableau 1 note de bas de page a,Tableau 1 note de bas de page bTableau 1 note de bas de page d 1,7 à 12 550 N/D N/D
Adénovirus 40Tableau 1 note de bas de page eTableau 1 note de bas de page f 0,02 à 2,4 360 0,25 0,027
7.1.3.4 Sous-produits de désinfection

Outre l'inactivation microbienne, la désinfection chimique peut entraîner la formation de sous-produits de désinfection (SPD), dont certains peuvent présenter un risque pour la santé humaine. Le chlore, le désinfectant le plus couramment utilisé, réagit avec la matière organique naturelle et forme des trihalométhanes et des acides haloacétiques, ainsi que plusieurs autres composés organiques halogénés (Krasner et coll., 2006). L'utilisation d'ozone et de dioxyde de chlore peut aussi entraîner la formation de SPD inorganiques, comme le bromate (dans le cas de l'ozone) et le chlorite/chlorate (dans le cas du dioxyde de chlore). Lorsqu'on choisit un désinfectant chimique, il faut tenir compte de l'effet potentiel des SPD. Dans la mesure du possible, on doit tenter de réduire au minimum la formation de ces SPD sans pour autant diminuer l'efficacité de la désinfection. On traite davantage des SPD dans les documents techniques sur les trihalométhanes (Santé Canada, 2006c), les acides haloacétiques (Santé Canada, 2008), le bromate (Santé Canada, 1998) et le chlorite/chlorate (Santé Canada, 2008).

7.1.4 Désinfection aux rayons ultraviolets

La désinfection aux rayons ultraviolets constitue une autre méthode de désinfection. La dose de rayons UV, que l'on appelle habituellement la fluence, s'exprime en millijoules par centimètre carré (mJ/cm2). Un mJ/cm2 équivaut à un milliwatt seconde par centimètre carré (mW·s/cm2). La lumière UV est habituellement appliquée après les procédés d'élimination des particules, comme les membranes de filtration, pour empêcher la protection des pathogènes par les particules en suspension et favoriser la pénétration de la lumière jusqu'aux pathogènes cibles. Plusieurs études récentes ont porté sur l'effet des particules sur l'efficacité de la désinfection aux rayons UV; dans la majorité des cas, on a conclu que la réaction des microorganismes à la dose de rayons UV n'était pas influencée par les variations de turbidité de 10 unités de turbidité néphélométriques et moins (Christensen et Linden, 2002; Oppenheimer et coll., 2002; Mamane-Gravetz et Linden, 2004; Passantino et coll., 2004). Cependant, on a constaté que la présence de particules d'acides humiques et de coagulants influe considérablement sur l'efficacité de la désinfection aux rayons UV, l'inactivation obtenue étant plus faible en présence de ces substances (Templeton et coll., 2005). Des études plus poussées sont nécessaires pour mieux comprendre l'effet des particules et des coagulants sur l'inactivation microbienne par la lumière UV.

7.1.4.1 Résistance des virus aux rayons UV

Plusieurs études ont porté sur l'inactivation des virus entériques par les UV (Chang et coll., 1985; Arnold et Rainbow, 1996; Meng et Gerba, 1996; AWWA, 1999b; U.S. EPA, 2000; Cotton et coll., 2001). Elles révèlent que les adénovirus sont beaucoup plus résistants à la désinfection aux UV que d'autres virus entériques (Cotton et coll., 2001; Thurston-Enriquez et coll., 2003b; Nwachuku et coll., 2005). Une dose relativement élevée de rayons UV de 152 mJ/cm2 était requise pour assurer une inactivation de 4 log (99,99 %) de l'adénovirus 40 dans une eau tamponnée sans demande de chlore. Par comparaison, dans une étude récente (Linden et coll., 2007), on a obtenu une inactivation de 3 log de l'adénovirus 40 en utilisant une source polychromatique à une fluence d'environ 30 mJ/cm2 et à des longueurs d'onde de 220 nm et de 228 nm. On a obtenu une inactivation de 4 log des rotavirus à une dose moyenne de rayons UV de 40 mJ/cm2. Le tableau 5 indique les doses typiques de rayons UV requises pour obtenir une inactivation de 4 log (99,99 %) de divers types de virus entériques. Un tableau plus détaillé des doses de rayons UV est présenté dans une étude de Chevrefils et coll. (2006) pour un certain nombre de réductions logarithmiques.

Tableau 5 : Comparaison des doses habituelles de rayons UV requises (mJ/cm2) pour une inactivation de 1 log (90 %), de 2 log ((99 %), de 3 log (99,9 %) et de 4 log (99,99 %) de divers virus entériquesTableau 1 note de bas de page a
Virus 1 log 2 log 3 log 4 log

Notes de bas de page du Tableau 1

Tableau 1 note de bas de page 1

Adapté de Malley et coll. (2004); Chevrefils et coll. (2006); Hijnen et coll. (2006); U.S. EPA (2006c).

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Tableau 1 note de bas de page 2

Une étude (Malley et coll., 2004) a révélé qu'une inactivation de l'ordre de 3 log et de 4 log des rotavirus nécessitait une dose de rayons UV supérieure à 40 mJ/cm2.

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Virus de l'hépatite A 4,1 à 5,5 8,2 à 13,7 12,3 à 22 16,4 à 29,6
Virus Coxsackie B5 6,9 à 9,5 13,7 à 18 20,6 à 27 36
Poliovirus de type 1 4,0 à 8 8,7 à 15,5 14,2 à 23 20,6 à 31
Rotavirus SA-11Tableau 1 note de bas de page b 7,1 à 10 14,8 à 26 23 à 44 36 à 61
Adénovirus 58 100 143 186

Il semble que les virus à ADN bicaténaire, comme les adénovirus, résistent davantage aux rayons UV que les virus à ARN monocaténaire (comme le VHA) (Meng et Gerba, 1996). Les mécanismes associés à cette résistance ne sont pas bien compris à l'heure actuelle. La résistance peut découler des propriétés physiques ou chimiques des virus ou de la réparation des dommages provoqués par les rayons UV par le virus ou avec l'aide des enzymes des cellules de l'hôte (Shin et coll., 2005). En raison de leur forte résistance au traitement UV et du fait qu'ils provoquent des maladies chez les enfants et les adultes immunodéficients, les adénovirus ont été utilisés par l'EPA des États-Unis pour établir les exigences relatives à l'inactivation par les rayons UV des virus entériques dans le cadre du LT2ESWTR. Le LT2ESWTR exige une dose de rayons UV de 186 mJ/cm2 pour obtenir un taux d'inactivation des virus de 4 log (U.S. EPA, 2006b).

En ce qui concerne les réseaux d'approvisionnement en eau au Canada, on emploie habituellement une dose de rayons UV de 40 mJ/cm2, souvent en combinaison avec une désinfection au chlore ou d'autres procédés d'élimination physique (MEO, 2006). On estime que cette dose permet de protéger la santé humaine étant donné que la plupart des virus entériques sont inactivés par une dose de rayons UV de 40 mJ/cm2. Cependant, une dose de rayons UV de 40 mJ/cm2 ne produit qu'une inactivation de 0,5 log des adénovirus, mais l'ajout de chlore libre peut entraîner une réduction logarithmique additionnelle. Dans une étude en laboratoire, Baxter et coll. (2007) ont observé qu'une concentration de 0,22 mg/L de chlore et un temps de contact de 1 minute dans une eau tamponnée sans demande de chlore produisait une inactivation de l'ordre de 4 log des adénovirus.

Pour les sources d'eau potable considérées comme peu vulnérables à une contamination par des matières fécales humaines, l'autorité responsable peut choisir comme organisme cible un virus entérique tel que le rotavirus (comme celui du tableau 5) pour déterminer la dose de rayons UV nécessaire. Dans les cas où l'on a recours uniquement à la désinfection aux rayons UV pour éliminer les pathogènes et où l'on sait ou soupçonne que les sources d'eau sont contaminées par des eaux usées domestiques, on peut soit utiliser une dose plus forte de rayons UV, comme celle que l'on propose dans le LT2ESWTR, soit adopter une stratégie axée sur l'utilisation de désinfectants multiples.

7.1.5 Utilisation de désinfectants multiples

Les stratégies axées sur l'utilisation de désinfectants multiples comprennent au moins deux étapes de désinfection primaire pour répondre aux objectifs de traitement. La lumière UV et le chlore libre, par exemple, peuvent être utilisés de façon complémentaire au cours de la désinfection afin d'inactiver les protozoaires, les virus et les bactéries. La lumière UV est très efficace pour inactiver les protozoaires et les bactéries (mais moins pour inactiver certains virus), alors que le chlore est très efficace pour inactiver les bactéries et de nombreux virus (mais moins pour inactiver les protozoaires). Dans certaines usines de traitement, on peut utiliser de l'ozone pour régler les problèmes de goût et d'odeur, puis procéder à une désinfection au chlore. Si tel est le cas, on pourrait considérer que l'ozone et le chlore remplissent l'exigence de réduction minimale de 4 log des virus entériques tout en répondant aux objectifs d'élimination du goût et de l'odeur.

On devrait procéder à des évaluations individuelles des approvisionnements en eau potable afin d'établir la stratégie de traitement la plus appropriée en fonction de la qualité de l'eau de la source, ce qui comprend les microorganismes préoccupants. À titre d'exemple, les services publics qui utilisent des eaux de surface ou des eaux souterraines sous l'influence directe de l'eau de surface devront traiter les sources d'eau de manière à éliminer trois types de microorganismes (protozoaires, virus et bactéries), c'est pourquoi une stratégie axée sur l'utilisation de désinfectants multiples peut être appropriée. Les eaux souterraines provenant de sources considérées comme peu vulnérables à une contamination d'origine fécale, quant à elles, ne nécessiteront peut-être qu'un traitement contre les virus entériques. Dans ce cas, une stratégie axée sur l'utilisation de désinfectants multiples ne sera pas nécessaire. Lorsque l'on détermine si une telle stratégie est requise pour répondre aux objectifs de traitement globaux, la contribution de tout traitement visant l'élimination physique doit aussi être prise en considération. Il faut communiquer avec l'autorité compétente en matière d'eau potable pour d'obtenir de l'information précise sur les exigences relatives à la désinfection.

7.2 Ééchelle résidentielle

Plusieurs options permettent de traiter les sources d'eau afin de fournir de l'eau potable d'excellente qualité exempte de pathogènes. Mentionnons la filtration et la désinfection au moyen de composés chlorés, de même que d'autres techniques, comme le traitement aux rayons UV. Ces techniques s'apparentent aux procédés de traitement municipaux, mais elles sont appliquées à plus petite échelle. On peut recourir à d'autres procédés, comme la distillation, mais ils ne conviennent qu'aux systèmes d'approvisionnement en eau individuels ou de petite taille. La majorité de ces techniques ont été intégrées à un dispositif au point d'entrée qui traite toute l'eau qui arrive dans le système, ou à des dispositifs au point d'utilisation qui traitent l'eau en un seul endroit, comme au robinet de la cuisine, par exemple.

Le traitement de l'eau par rayonnement UV a augmenté en raison de sa grande disponibilité et de sa facilité d'utilisation. Cependant, le colmatage et l'encrassement de la surface de la lampe UV constituent un problème courant lorsque l'on applique la lumière UV à l'eau brute de dureté moyenne ou élevée (p. ex. eaux souterraines). On installe habituellement un filtre de prétraitement en amont des systèmes UV afin de réduire le colmatage et l'encrassement. Un filtre de prétraitement peut également être nécessaire pour obtenir le niveau de qualité de l'eau exigé afin que le système de traitement de l'eau aux rayons UV fonctionne conformément aux directives du fabricant. De plus, il est essentiel de nettoyer et de remplacer régulièrement la lampe conformément aux instructions du fabricant afin d'assurer le bon fonctionnement de l'appareil. On peut également utiliser des mécanismes spéciaux de nettoyage de lampes UV ou des adoucisseurs pour prévenir le problème de colmatage.

Santé Canada ne recommande pas de marques particulières de dispositifs de traitement de l'eau potable, mais conseille vivement aux consommateurs de n'utiliser que les dispositifs certifiés par un organisme de certification accrédité comme étant conformes aux normes appropriées de NSF International (NSF) et de l'American National Standards Institute (ANSI). Ces normes visent à protéger l'eau potable en aidant à garantir l'innocuité des matériaux et l'efficacité des produits qui entrent en contact avec elle.

La norme 55 NSF/ANSI (systèmes de désinfection aux rayons UV), par exemple, établit les critères d'efficacité pour deux catégories de systèmes certifiés : les systèmes de classe A et les systèmes de classe B. Les systèmes de classe A sont conçus pour fournir une dose de rayons UV d'au moins 40 mJ/cm2 afin d'inactiver les microorganismes, y compris les bactéries, les virus, les oocystes de Cryptosporidium et les kystes de Giardia, et de les éliminer de l'eau contaminée. Ils permettent une réduction de 4 log de la majorité des virus (tableau 5) et conviennent à cette utilisation. Soulignons toutefois qu'ils ne sont pas conçus pour traiter les eaux usées, ni les eaux contaminées par les eaux usèes brutes et qu'ils doivent être installés dans une eau claire. Les systèmes de classe B sont conçus pour fournir une dose de rayons UV d'au moins 16 mJ/cm2 et ne permettent pas d'atteindre une réduction de 4 log pour la majorité des virus (tableau 5). Ils conviennent aux approvisionnements en eau potable qui ont été désinfectés, analysés et jugés acceptables pour la consommation humaine.

Les membranes d'osmose inverse ont des pores plus petits que les virus et, par conséquent, peuvent agir comme barrières physiques. À l'heure actuelle, la norme NSF/ANSI concernant les systèmes d'osmose inverse ne comporte aucune allégation de réduction des virus; les dispositifs d'osmose inverse ne peuvent donc être homologués à cette fin.

Les organismes de certification garantissent qu'un produit ou service est conforme aux normes en vigueur. Au Canada, le Le lien suivant vous amène à un autre site Web Conseil canadien des normes a accrédité un certain nombre d'organismes qu'il autorise à homologuer les dispositifs de traitement de l'eau potable qui satisfont aux normes susmentionnées de NSF et de l'ANSI :

8.0 Évaluation des risques

L'adoption d'une approche fondée sur les risques, comme l'approche à barrières multiples, est essentielle à la gestion efficace des réseaux de distribution d'eau potable (CCME, 2004). Une telle approche doit comprendre l'évaluation de l'ensemble du réseau, depuis le bassin versant ou l'aquifère et la prise d'eau jusqu'au consommateur, en passant par la chaîne de traitement et de distribution, afin d'évaluer les effets potentiels sur la qualité de l'eau potable et la santé publique.

Les recommandations actuelles concernant l'eau potable incitent à adopter une approche à barrières multiples pour assurer la salubrité de l'eau. Dans une telle approche, on utilise de nombreux indicateurs, comme des microorganismes indicateurs, la turbidité et les résidus de désinfection, pour déterminer la qualité de l'eau potable traitée. E. coli et les coliformes totaux sont des exemples d'indicateurs bactériologiques souvent employés pour évaluer la qualité microbiologique de l'eau potable. Bien qu'ils représentent un élément important des approches à barrières multiples, les indicateurs ne fournissent aucune information quantitative sur les pathogènes ou sur la charge de morbidité potentielle liée à l'eau potable d'une qualité donnée. Il est important de préciser que même une eau de qualité acceptable présente un risque de maladie, quoique ce risque soit extrêmement faible.

Les évaluations quantitatives du risque microbien (EQRM) deviennent de plus en plus acceptées comme éléments des approches à barrières multiples. Elles consistent à utiliser des données sur la qualité des sources d'eau, des renseignements se rapportant aux procédés de traitement et les caractéristiques propres au pathogène pour estimer la charge de morbidité liée à l'exposition aux microorganismes pathogènes dans une source d'eau potable. Les EQRM sont utiles, car elles permettent d'évaluer chaque réseau d'approvisionnement en eau et d'obtenir de l'information propre au site afin de :

  • comprendre la façon dont les changements de la qualité des sources d'eau peuvent influer sur la qualité microbiologique de l'eau potable produite;
  • déterminer si les mesures de contrôle actuelles sont adéquates, compte tenu des variations propres à chaque site;
  • examiner la possibilité d'améliorer la qualité microbiologique de l'eau potable par la mise en place de procédés de traitement additionnels ou par l'optimisation de ceux existants;
  • aider à établir des limites pour des points critiques dans le système de traitement.

Les variations propres au site doivent comprendre l'effet potentiel d'événements dangereux, comme les tempêtes, les épisodes de contamination et la défaillance d'un procédé de traitement. Il faut tenir compte des points suivants lorsque l'on interprète les résultats d'une EQRM :

  • la qualité des données d'une EQRM dépend de la qualité des données d'entrée;
  • certaines données peuvent comporter un haut degré d'incertitude (p. ex. données sur la qualité des sources d'eau et du taux d'élimination/inactivation des pathogènes par les systèmes de traitement);
  • les EQRM s'appuient sur des hypothèses qui ne reflètent pas nécessairement avec justesse l'état du réseau de distribution d'eau ou l'exposition aux pathogènes à tout moment (voir la section 8.3.4).

En raison de ces limites, on ne devrait pas utiliser les EQRM pour tenter d'estimer le taux de morbidité au sein d'une population attribuable à un réseau de distribution en particulier. Par contre, les estimations de la charge de morbidité obtenues grâce aux EQRM sont utiles pour les évaluations propres à un site donné, dans le cadre d'une approche à barrières multiples visant à assurer la salubrité de l'eau potable.

8.1 Objectifs en matière de santé

Les objectifs en matière de santé sont les buts que l'on doit atteindre pour garantir la salubrité de l'eau potable. Au Canada, on tente souvent de réduire les dangers microbiologiques à l'aide de deux types d'objectifs en matière de santé: les objectifs de qualité de l'eau et les objectifs de traitement. La recommandation bactériologique concernant E. coli constitue un exemple d'objectif de qualité de l'eau; elle établit une concentration maximale acceptable pour ce microorganisme dans l'eau potable. Les objectifs de traitement, quant à eux, décrivent la réduction des risques qu'entraîneront des mesures telles que les procédés de traitement visant à réduire la viabilité ou la présence des pathogènes. Les objectifs de traitement aident à choisir les procédés à mettre en place et doivent être définis en fonction de la qualité des sources d'eau. Ils doivent tenir compte non seulement des conditions de fonctionnement normales, mais également des variations potentielles de la qualité de l'eau ou de l'efficacité du traitement. À titre d'exemple, les courtes périodes pendant lesquelles la qualité des sources d'eau est mauvaise après une tempête ou une diminution de l'efficacité du traitement due à la défaillance d'un procédé peuvent représenter la majeure partie des risques dans une usine de traitement d'eau potable (Gale, 2002; Medema et coll., 2006). En raison du large éventail de microorganismes pathogènes, il est difficile d'évaluer tous les dangers associés à chacun d'eux; par conséquent, les objectifs de traitement sont généralement définis en fonction des catégories de microorganismes (p. ex. bactéries, virus, protozoaires) plutôt que de pathogènes particuliers. Pour les virus entériques, l'objectif de traitement basé sur la santé est le suivant : réduction ou inactivation d'au moins 4 log des virus. Dans le cas de nombreuses sources d'eau, il faudra obtenir une réduction ou une inactivation logarithmique plus grande pour que le niveau de risque demeure acceptable.

8.2 Niveaux de risque acceptables

Les estimations de la charge de morbidité effectuées dans le cadre de l'évaluation des risques doivent être comparées à un niveau de risque de référence, c'est-à-dire un niveau de risque jugé tolérable ou acceptable. Cette comparaison est nécessaire, car elle permet de comprendre les répercussions de la charge de morbidité estimée sur la santé publique et de fixer des objectifs de traitement basés sur la santé.

Les niveaux de risque sont exprimés de plusieurs façons. Dans les Directives de qualité pour l'eau de boisson de l'Organisation mondiale de la santé (OMS, 2004), on utilise les AVCI comme unités de mesure du risque. Les AVCI permettent d'obtenir une valeur tenant compte du risque de maladie ou de blessure et des répercussions des effets sur la santé connexes (Murray et Lopez, 1996a; Havelaar et Melse, 2003. Dans les directives de l'OMS (2004), on utilise la valeur de 10−6 AVCI/personne par année comme objectif d'ordre sanitaire. Dans le document National Guidelines for Water Recycling (NRMMC-EPHC, 2006) de l'Australie, on donne la même valeur. D'autres organismes établissent des niveaux de risque microbien acceptables en s'appuyant sur le risque d'infection, sans tenir compte du niveau de risque ou de la gravité des effets sur la santé. L'EPA des États-Unis, par exemple, a utilisé un objectif sanitaire correspondant à un risque d'infection annuel de moins de 1 personne sur 10 000 (10−4) (Regli et coll., 1991).

Le niveau de référence de 10−6 AVCI/personne par année équivaut à un risque annuel de maladie (pour une personne) de 1/1 000 (10−3) pour un pathogène causant la diarrhée et présentant un faible taux de mortalité. Dans le cas des maladies ayant un effet plus grave sur la santé, comme le cancer, la valeur de 10−6 AVCI/personne par année équivaut à un risque additionnel de cancer à vie (au-dessus du niveau de fond) de 10−5 (c.-à-d., 1 cas additionnel de cancer au-dessus du niveau de fond pour chaque 100 000 personnes qui ingèrent tous les jours 1,5 L d'eau potable contenant la substance à la valeur recommandée sur une période de 70 ans). Les EQRM constituent un outil efficace pour déterminer si un réseau de distribution d'eau potable donné peut répondre à cet objectif sanitaire, les systèmes actuels de surveillance des maladies dans les pays développés comme le Canada ne permettant pas de détecter les maladies endémiques à un niveau aussi bas.

Dans l'évaluation contenue dans le présent document technique, on estime la charge de morbidité à l'aide des AVCI. Ces unités de mesure offrent plusieurs avantages. En effet, elles prennent en compte à la fois le nombre d'années perdues par suite d'un décès prématuré et le nombre d'années vécues avec une incapacité (en comparaison avec la personne moyenne en bonne santé dans la région) et permettent de déterminer les effets sur la santé d'un seul type de pathogène. L'utilisation des AVCI permet aussi de comparer les effets sur la santé de différents pathogènes et, peut-être, de différents dangers microbiologiques et de certains dangers chimiques. Bien qu'aucune unité de mesure commune pour la santé n'ait été acceptée à l'échelle internationale, les AVCI sont utilisées par de nombreux groupes, et l'on dispose d'information publiée et évaluée par des pairs. Dans la présente évaluation des risques, le niveau de référence de l'OMS (2004), soit 10−6 AVCI/personne par année, est utilisé comme niveau de risque acceptable.

8.3 Évaluation quantitative du risque microbien

Dans les EQRM, on se sert de modèles mathématiques et de renseignements pertinents sur des pathogènes sélectionnés pour estimer la charge de morbidité. Les EQRM s'inscrivent dans une stratégie commune de l'évaluation des risques qui comporte quatre volets : la détermination des dangers, l'évaluation de l'exposition, l'évaluation de la relation dose-réponse et la caractérisation des risques.

8.3.1 Détermination des dangers

La première étape de l'EQRM consiste à déterminer les dangers qui menacent le réseau de distribution d'eau potable ou la santé humaine, notamment ceux que présentent les microorganismes, les toxines et les substances chimiques. Au Canada, les virus entériques les plus préoccupants pour la santé humaine dans les sources d'eau potable sont les norovirus, les rotavirus, les virus de l'hépatite, les entérovirus et les adénovirus.

La présence et le type de virus entériques dans une source d'eau potable donnée varient. Il est donc important de recenser pour chaque site toutes les sources et tous les événements potentiels, qu'ils soient ou non influencés directement par le fournisseur d'eau potable, qui pourraient entraîner la présence de virus entériques à des concentrations supérieures au niveau de référence. Les matières fécales humaines et, dans certains cas, l'urine sont les principales sources de virus entériques. Ceux-ci peuvent provenir de sources de pollution ponctuelles, comme les rejets d'eaux usées municipales, ou de sources diffuses, comme les systèmes septiques. Outre les sources de contamination potentielles, il faut déterminer si la présence des virus entériques est continue ou intermittente, ou si elle suit des tendances saisonnières de pollution. Il faut également déterminer si les événements rares, tels que les sécheresses et les inondations, influeront sur les concentrations de virus entériques dans les sources d'eau.

Même si tous les virus entériques préoccupants doivent être recensés, les évaluations des risques tiennent rarement compte de chacun d'eux. Elles ne portent que sur des virus entériques précis (des pathogènes de référence ou, dans le cas présent, des virus de référence) qui, de par leurs caractéristiques, sont représentatifs de tous les virus pathogènes similaires. On présume que si le traitement est efficace contre le virus de référence, il le sera contre tous les virus préoccupants similaires. Idéalement, un virus de référence représentera le pire scénario possible, soit une combinaison des éléments suivants : fréquence élevée, forte concentration et longue survie dans les sources d'eau, faible élimination ou inactivation pendant le traitement et pathogénicité élevée pour tous les groupes d'âge. On a utilisé de nombreux virus entériques comme virus de référence, notamment des adénovirus, des norovirus et des rotavirus. Aucun de ces virus ne possède toutes les caractéristiques idéales d'un virus de référence. Les adénovirus représentent le pire scénario en ce qui a trait à l'inactivation au cours du traitement aux rayons UV. Cependant, leur fréquence au sein de la population est moins élevée que celle des norovirus et des rotavirus. Pour les norovirus, il n'existe actuellement pas de modèle de la relation dose-réponse publié, même si ces virus sont une cause importante de gastroentérite virale chez tous les groupes d'âge. Même si les rotavirus sont une cause courante d'infection chez les enfants, qu'ils présentent un risque d'effets graves et que l'on dispose d'un modèle de la relation dose-réponse, ils sont plus sensibles au traitement que d'autres virus entériques. Étant donné qu'aucun virus ne possède toutes les caractéristiques idéales d'un virus de référence, la présente évaluation des risques intègre les caractéristiques clés des rotavirus et les valeurs CT se rapportant au VHA et aux poliovirus (U.S. EPA, 1999), car il s'agit des meilleures données dont on dispose sur les virus entériques que l'on trouve couramment dans les eaux de surface et les eaux souterraines.

8.3.2 Évaluation de l'exposition

Les évaluations de l'exposition fournissent une estimation (et le niveau d'incertitude associé) de la présence et de la concentration d'un contaminant dans un volume d'eau donné au moment de l'exposition (ingestion, inhalation ou absorption cutanée). La consommation d'eau potable est la voie d'exposition principale que l'on a prise en considération dans la présente évaluation des risques. Pour mesurer l'exposition, il faut connaître ou estimer la concentration de virus entériques et le volume d'eau consommée. L'exposition est définie comme étant une dose unique de pathogènes ingérée par une personne à un moment donné ou la quantité totale associée à plusieurs expositions (p. ex. sur une période d'un an).

On n'effectue généralement pas de surveillance régulière de l'eau potable pour détecter les virus entériques. Par conséquent, pour déterminer l'exposition, il faut mesurer ou estimer la concentration du virus de référence dans la source d'eau. Les mesures fournissent une meilleure évaluation des risques que les estimations. Des pics de concentration à court terme peuvent augmenter considérablement les risques de maladie et même occasionner des éclosions de maladies d'origine hydrique; par conséquent, les variations saisonnières et les pics associés à des événements tels que les tempêtes doivent être pris en considération dans les mesures ou les estimations. Une fois que l'on connaît les concentrations dans la source d'eau, on calcule les réductions résultant du traitement pour obtenir la concentration dans l'eau complètement traitée. Dans la présente évaluation des risques, on présume que tout virus n'ayant pas été éliminé ou inactivé pendant le traitement peut causer une infection ou des maladies.

En ce qui concerne le volume d'eau consommée, il est important de ne considérer que l'eau du robinet non bouillie. En effet, l'ébullition entraîne l'inactivation des pathogènes. Par conséquent, en considérant également le volume total d'eau ingérée (bouillie et non bouillie), on surestime l'exposition (Gale, 1996; Payment et coll., 1997; OMS, 2004). Au Canada, chaque personne consomme environ 1,5 L d'eau du robinet par jour. Toutefois, environ 35 % de cette eau est consommée sous forme de café ou de thé (Santé et Bien-être social Canada, 1981). Les températures élevées (eau en ébullition ou près du point d'ébullition) utilisées pour faire le café et le thé inactivent tout pathogène entérique. Par conséquent, on utilise, dans la présente évaluation des risques, une consommation moyenne de 1 L d'eau par personne par jour afin d'estimer les risques associés aux microorganismes pathogènes. Cette estimation est comparable aux tendances de consommation observées dans d'autres pays développés (Westrell et coll., 2006a; Mons et coll., 2007). Dans les Directives de qualité pour l'eau de boisson de l'OMS, on recommande également d'utiliser une valeur de 1 L d'eau du robinet non bouillie (OMS, 2004).

8.3.3 Évaluation de la relation dose-réponse

Dans l'évaluation de la relation dose-réponse, on utilise des modèles pour estimer la probabilité d'infection et le risque de maladie après exposition au virus de référence. Dans la présente évaluation des risques, la probabilité d'infection (Pinf) est calculée à l'aide d'un modèle dose-réponse pour les rotavirus. Le modèle bêta-Poisson permet d'effectuer une bonne approximation des données dose-réponse se rapportant aux rotavirus (équation 1) (Haas et coll., 1999) :

Equation 1

où :

a
=
0,265
ß
=
0,4415
d
=
dose quotidienne estimée

Le modèle bêta-Poisson fournit une description mathématique de la distribution des probabilités individuelles de survie et d'infection pour tous les microorganismes, α et β étant des paramètres décrivant la probabilité d'infection. Les résultats de l'approximation réalisée au moyen du modèle laissent à désirer lorsque les valeurs de β sont faibles ou lorsque la dose estimée (d) est importante. Ils ne doivent donc pas être employés dans de tels cas. Les paramètres α et β sont tirés d'études de la relation dose-réponse menées auprès de sujets en bonne santé; il se peut donc qu'ils ne représentent pas de façon adéquate les effets sur des sous-groupes sensibles, comme les personnes immunodéficientes, les jeunes enfants et les personnes âgées (Ward et coll., 1986). On estime la dose quotidienne de microorganismes pour une personne au moyen des renseignements provenant de l'évaluation de l'exposition. La probabilité annuelle d'infection est estimée au moyen de l'équation 2. Aux fins de la présente évaluation des risques, on présume qu'il n'y a aucune propagation secondaire de l'infection.

Equation 2

Équation ayant servi à calculer la probabilité d'infection par année.

Ce ne sont pas toutes les personnes infectées qui contracteront une maladie clinique. Le risque annuel pour une personne est estimé au moyen de l'équation 3 :

Equation 3

Équation ayant servi à calculer le risque de maladie.

où :

Pinf/année
=
probabilité annuelle d'infection (obtenue à l'aide de l'équation 2)

S
=
proportion de la population sensible aux infections

I
=
proportion des personnes qui contractent une maladie symptomatique après une infection

La proportion de la population qui est vulnérable aux infections et à la maladie varie selon le type de virus entérique étudié. Dans le cas des rotavirus, la population sensible à l'infection se limite généralement aux jeunes enfants. Selon les données canadiennes, cela représente approximativement 6 % de la population (Ministère des Finances de l'Ontario, 2003a,b). Toutefois, puisque la présente évaluation des risques se rapporte aux rotavirus et que ceux-ci sont considérés comme des virus représentatifs de tous les virus entériques pouvant se trouver dans l'eau potable, y compris ceux auxquels de plus grandes proportions ou la majorité de la population peuvent être sensibles (p. ex. dans le cas des norovirus), on présume que 100 % de la population est sensible à l'infection. Soulignons que l'infection ne provoque pas forcément de maladies symptomatiques. Selon des données des États-Unis, 88 % des personnes infectées par un rotavirus contracteront une maladie symptomatique (Havelaar et Melse, 2003).

Afin de convertir le risque annuel de maladie pour une personne en charge de morbidité par personne, on utilise les AVCI comme unité de mesure commune pouvant tenir compte de divers effets sur la santé. Le principal avantage cité de l'AVCI en tant qu'unité de mesure de santé publique est sa nature globale, qui combine les années de vie perdues (AVP) aux années vécues avec une incapacité (AVI) pour calculer la charge de morbidité. Le calcul des AVCI s'effectue comme suit :

Equation 4

Équation ayant servi à calculer le coefficient de pondération correspondant à la gravité de l'infection à rotavirus en années de vie corrigées de l'incapacité par cas.

où :

AVI
=
somme de [(fraction de l'effet) × (durée) × (poids de la gravité)] pour chaque effet sur la santé contribuant à la morbidité

AVP
=
[(espérance de vie) - (âge au moment du décès)] × poids de la gravité

Pour les rotavirus, les effets sur la santé varient quant à leur gravité; il peut s'agir de diarrhée légère, comme de diarrhée grave et même de mort. La charge de morbidité de la gastroentérite découlant d'une infection par des rotavirus présents dans l'eau potable est de 8,46 AVCI/1 000 cas (8,46 × 10−3 AVCI/cas) (tableau 6).

Tableau 6 : Calcul de la charge de morbidité pour les rotavirus (AVCI/cas)
  Effet sur la santé Proportion de la population affectéeTableau 1 note de bas de page 1 Durée de la maladieTableau 1 note de bas de page 2 Poids de la gravitéTableau 1 note de bas de page 3 AVCI/cas

Notes de bas de page du Tableau 1

Tableau 1 note de bas de page 1

Macler et Regli (1993);

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Tableau 1 note de bas de page 2

Havelaar et Melse (2003);

Retour à la référence 2 de la note de bas de page du tableau 1

Tableau 1 note de bas de page 3

Murray et Lopez (1996b).

Retour à la référence 3 de la note de bas de page du tableau 1

Tableau 1 note de bas de page 4

textfortable1footnote4

Retour à la référence 4 de la note de bas de page du tableau 1

Tableau 1 note de bas de page 4

Espérance de vie pour la population canadienne = 78,4 ans (Santé Canada, 2003a).

Retour à la référence 5 de la note de bas de page du tableau 1

Tableau 1 note de bas de page 4

L'âge au moment du décès représente l'âge pondéré moyen de la population (on présume que le taux de mortalité demeure le même, peu importe l'âge) = 36,88.

Retour à la référence 6 de la note de bas de page du tableau 1

Morbidité (AVI) Diarrhée légère 0,50 0,01918
(7 jours)
0,067
6,43 × 10−4
Diarrhée sanglante 0,49 0,01918
(7 jours)
0,39 3,67 × 10−3
Mortalité
(AVP)
Mort 0,001 Espérance de vieTableau 1 note de bas de page 4; âge au moment du décèsTableau 1 note de bas de page 5 1 4,15 × 10−3
Charge de morbidité         8,46 × 10−3

Au moyen de la charge de morbidité (AVCI/cas) et du risque annuel de maladie pour une personne, la charge de morbidité (AVCI/personne par année) peut être estimée comme suit :

Equation 5

Équation ayant servi à calculer la charge de morbidité.

où :

risque de maladie
=
valeur calculée au moyen de l'équation 3

Charge de morbidité (AVCI/cas)
=
8,46 × 10−3
8.3.4 Caractérisation des risques

Dans la caractérisation des risques, on combine les données recueillies ou estimées sur la présence de pathogènes dans les sources d'eau, l'élimination ou l'inactivation de ces pathogènes grâce aux procédés de traitement et les tendances de consommation pour estimer l'exposition, de même que sur les relations dose-réponse associées aux pathogènes pour estimer la charge de morbidité. Avec ces renseignements, on peut calculer la charge de morbidité potentielle associée au réseau de distribution d'eau potable en question. Un exemple du calcul de la charge de morbidité est présenté à la figure 1. Ce calcul est présenté sous forme d'estimation ponctuelle; cependant, le calcul a été effectué au moyen d'un modèle mathématique comprenant des fonctions de probabilité avec les incertitudes associées (annexe C). La charge de morbidité calculée peut ensuite être comparée au niveau de risque acceptable afin de déterminer si la qualité de l'eau potable produite est acceptable. Si l'on dépasse le niveau de risque acceptable, on peut avoir recours aux EQRM pour déterminer le traitement requis afin de répondre à l'objectif sanitaire (10−6 AVCI/personne par année).

Comme il est illustré à la figure 1, lorsqu'une source d'eau affiche une concentration moyenne d'environ 1 rotavirus/100 L et que l'usine de traitement produit constamment une réduction d'au moins 4 log de la concentration des virus, la charge de morbidité au sein de la population répond au niveau de référence de 10−6 AVCI/personne par année (1 cas/1 000 personnes par année). Une concentration de 1 rotavirus/100 L d'eau dans une source d'approvisionnement représente une valeur relativement faible correspondant généralement à des sources d'eaux souterraines ou à des sources d'eau de surface très peu contaminées. Bon nombre de sources d'eau de surface présentent des concentrations de 1 à 100 virus/L (de 100 à 10 000 virus/100 L). À ces concentrations, il faut une réduction beaucoup plus importante pour que la charge de morbidité soit jugée acceptable.

Comme il est indiqué à la figure 2, pour une source d'eau présentant une concentration moyenne de 10 rotavirus/L (1 000 rotavirus/100 L), l'usine de traitement doit constamment assurer une réduction de 7 log de la concentration des virus afin de satisfaire au niveau de risque de référence acceptable. Par conséquent, l'objectif de traitement basé sur la santé correspondant à une réduction de 4 log des virus entériques représente une exigence minimale. Il faut effectuer une évaluation propre au site afin de déterminer le taux de réduction des virus entériques qui doit être obtenu pour n'importe quelle source d'eau. La surveillance des concentrations de virus entériques permet une meilleure évaluation que les estimations. Toutefois, si on ne peut effectuer de mesure, on peut estimer les concentrations en fonction de la qualité perçue de la source d'eau. On peut utiliser de l'information tirée d'enquêtes sanitaires et d'évaluations de la vulnérabilité, de même que des renseignements sur d'autres paramètres de la qualité de l'eau, comme les microorganismes indicateurs, pour estimer les risques ou le niveau de contamination fécale des sources d'eau. Il est important de tenir compte, dans le cadre de l'évaluation propre au site, des événements qui influent considérablement sur la qualité des sources d'eau (p. ex. déversements, tempêtes). Ces événements ont des effets majeurs sur le traitement requis; en tenant compte des variations de la qualité des sources d'eau, on obtient la meilleure estimation des risques dans un réseau. Une bonne compréhension des variations de la qualité des sources d'eau et une planification en conséquence aident à créer un système plus robuste pouvant comprendre des marges de sécurité. Il est également important de tenir compte de l'incertitude associée aux EQRM afin de garantir que le traitement en place permet de produire une eau de qualité acceptable. Une analyse de la sensibilité effectuée au moyen d'un modèle d'EQRM comme celui décrit à l'annexe C peut aussi aider à déterminer les points de contrôle critiques et leurs limites.

Schéma présentant les étapes de l'évaluation quantitative des risques microbiens et un exemple de calcul, dans des conditions précises, pour les entérovirus dans l'eau potable.

Figure 1 : Exemple d'évaluation des risques pour les conditions précisées. Ce calcul est présenté sous forme d'estimation ponctuelle; cependant, le calcul a été effectué au moyen d'un modèle mathématique comprenant des fonctions de probabilité avec les incertitudes associées.

Graphique montrant le degré de traitement requis pour atteindre un niveau de risque acceptable de 10^-6 AVCI par personne par année selon une consommation de 1 litre, pour des concentrations d'entérovirus allant de 0,0001 virus pour 100 litres à 10 000 virus pour 100 litres d'eau brute.

Figure 2 : Exigences de traitement pour atteindre un niveau de risque acceptable de 10−6 AVCI/personne par année (consommation de 1 L)

8.4 Considérations internationales

Les EQRM sont de plus en plus employées par les organismes internationaux et les gouvernements d'autres pays à tous les échelons pour prendre des décisions éclairées sur les risques sanitaires posés par les pathogènes présents dans l'eau potable. L'OMS, la Commission européenne, les Pays-Bas, l'Australie et les États-Unis ont tous réalisé des progrès importants en ce qui concerne la validation et les méthodes d'EQRM (Staatscourant, 2001; OMS, 2004; NRMMC-EPHC, 2006; Medema et coll., 2006; U.S. EPA, 2006a,b). À l'exception de l'EPA des États-Unis, ces organismes et gouvernements ont adopté une approche qui tire pleinement profit du potentiel des EQRM pour établir les objectifs sanitaires (c.-à-d., niveaux de risque ou de maladie acceptables) et la politique de gestion des risques propre au site (p. ex. plans de salubrité de l'eau, tels que décrits dans le document de l'OMS de 2004). En misant sur le travail accompli par l'OMS, les responsables du projet Microrisk de la Commission européenne ont publié un document d'orientation exhaustif établissant des méthodes et un fondement scientifique solide pour les EQRM en matière d'eau potable (Medema et coll., 2006).

Les Pays-Bas et l'EPA des États-Unis ont adopté des approches réglementaires fondées sur les EQRM. Aux Pays-Bas, les fournisseurs d'eau doivent, conformément à l'approche employée par l'OMS, réaliser une EQRM propre au site pour tous les systèmes d'approvisionnement en eau de surface afin de déterminer si ceux-ci satisfont à un niveau de risque précisé. Les autorités hollandaises peuvent aussi exiger une EQRM dans le cas des approvisionnements en eau souterraine vulnérables. L'EPA des États-Unis, quant à elle, a récemment effectué une évaluation des risques pour la santé associés aux pathogènes d'origine hydrique au moyen d'EQRM et s'est servie des renseignements obtenus pour établir des exigences nationales en matière d'efficacité du traitement (U.S. EPA, 2006a,b). En général, pour les systèmes de distribution d'eau potable, on doit obtenir une réduction ou une inactivation des virus entériques de l'ordre de 4 log pour réduire les risques associés à ces virus (U.S. EPA, 2006a). Pour réduire les risques liés à Cryptosporidium, on doit surveiller les sources d'approvisionnement des réseaux de distribution d'eau potable, calculer la concentration moyenne de Cryptosporidium et utiliser les résultats pour déterminer si la source est vulnérable à la contamination et si elle requiert un traitement supplémentaire. Les réseaux de distribution d'eau sont classés dans des catégories de risque établies en fonction de la présence ou de l'absence d'un système de filtration; ces catégories donnent également de l'information sur les exigences additionnelles en matière d'élimination ou d'inactivation de Cryptosporidium spp. (U.S. EPA, 2006b).

Santé Canada et le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable ont adopté la même approche que l'OMS (2004), en fournissant des objectifs d'efficacité fondés sur les EQRM comme exigences minimales, mais recommandent d'utiliser une EQRM propre au site dans le cadre d'une approche à barrières multiples de la source au robinet. L'approche fondée sur les EQRM offre plusieurs avantages : 1) capacité de comparer les risques associés à des groupes de pathogènes représentatifs (p. ex. virus, protozoaires, bactéries) dans une évaluation globale; 2) transparence des hypothèses; 3) prise en considération de la variabilité et de l'incertitude liées aux estimations; 4) élimination des facteurs de sécurité masqués (ceux-ci peuvent être appliqués consciemment par des organismes de réglementation à la fin du processus, si on le désire); 5) établissement spécifique des points de contrôle critiques et des limites au moyen d'analyses de la sensibilité; 6) bonne connaissance des effets de la gestion des réseaux sur un paramètre de santé publique.

9.0 Justification

On compte plus de 140 virus entériques pouvant infecter les humains. Excrétés dans les matières fécales et parfois dans l'urine des personnes et des animaux infectés, ils peuvent être présents dans les sources d'eau de surface et d'eau souterraine. Les virus entériques provoquent principalement des maladies aiguës, quoique certains liens avec des maladies chroniques aient été établis. Bon nombre de ces virus ne peuvent être cultivés et leur présence dans l'eau varie au fil du temps et d'un lieu à un autre. À tout moment, un type de virus peut être plus répandu qu'un autre dans les eaux usées d'une collectivité et influer sur la qualité des sources d'eau dans les collectivités en aval. Les méthodes les plus efficaces visant à empêcher la présence de virus entériques en concentrations dangereuses dans l'eau potable s'appuient sur la mise en uvre de l'approche à barrières multiples. Cette approche englobe la protection et le traitement des sources d'eau, que l'on assure au moyen des paramètres physico-chimiques appropriés, suivis de la vérification de l'absence de microorganismes indicateurs fécaux dans l'eau complètement traitée.

En raison du nombre considérable de virus entériques, des variations spatiotemporelles de leur présence et des lacunes des méthodes employées, il est difficile d'assurer une surveillance régulière de ces microorganismes. C'est pourquoi on n'a établi aucun objectif de qualité de l'eau (p. ex. concentration maximale acceptable) pour les virus entériques dans l'eau potable. La protection de la santé publique est plutôt assurée en fixant des objectifs de traitement basés sur la santé.

Pour fixer ces objectifs, il faut établir le niveau de risque acceptable. Le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable a retenu la valeur de 10−6 AVCI/personne par année, ce qui correspond au niveau de référence utilisé par l'OMS (2004). Il s'agit d'une décision de gestion des risques qui offre un équilibre entre, d'une part, la charge de morbidité estimée pour les virus entériques et, d'autre part, le manque d'information sur la prévalence de ces pathogènes dans les sources d'eau, les limites en matière de surveillance des maladies et les variations dans l'efficacité des différentes techniques de traitement de l'eau.

Même si tous les virus entériques préoccupants doivent être recensés, les évaluations des risques tiennent rarement compte de chacun d'eux. Elles ne portent que sur des virus entériques précis (des pathogènes de référence ou, dans le cas présent, des virus de référence) qui, de par leurs caractéristiques, sont représentatifs de tous les virus pathogènes similaires. On présume que si le traitement est efficace contre le virus de référence, il le sera contre tous les virus préoccupants similaires. Aux fins de la présente évaluation des risques, on s'est servi des rotavirus comme virus de référence en raison de la prévalence des infections chez les enfants, du risque d'effets graves et du fait que l'on dispose d'un modèle de la relation dose-réponse.

Une concentration de 1 rotavirus/100 L d'eau dans une source d'approvisionnement représente une valeur relativement faible correspondant généralement à des sources d'eaux souterraines ou à des sources d'eau de surface relativement très peu contaminées. Au Canada, bon nombre de sources d'eau de surface présentent des concentrations de 1 à 100 virus/L (de 100 à 10 000 virus/100 L). À ces concentrations, il faut une réduction beaucoup plus importante pour que la charge de morbidité soit jugée acceptable. Avec l'approche fondée sur les EQRM utilisée dans le présent document, on constate que si une source d'eau présente une concentration moyenne d'environ 1 rotavirus/100 L, l'usine de traitement doit constamment obtenir une réduction de 4 log de la concentration des virus afin de respecter le niveau de référence de 10−6 AVCI/personne par année. Ainsi, on a établi une réduction ou une inactivation minimale de 4 log pour les virus comme objectif de traitement basé sur la santé. Une autorité compétente peut accepter une réduction inférieure dans une source d'eau souterraine considérée comme peu vulnérable à une contamination d'origine fécale si l'évaluation d'une usine de traitement d'eau potable a confirmé que la présence de virus entériques est peu probable. Bon nombre de sources d'eau au Canada peuvent nécessiter une réduction supérieure à l'objectif de traitement minimal pour respecter le niveau de risque acceptable.

Les EQRM peuvent être utilisées pour chaque site afin de déterminer dans quelle mesure les variations de la qualité des sources d'eau peuvent contribuer au risque microbiologique, si les mesures de réduction mises en œuvre sont adéquates et si l'on doit recourir à des procédés de traitement additionnels ou optimiser les procédés existants. Dans la plupart des cas, une usine de traitement qui fonctionne bien et qui emploie des techniques efficaces de coagulation, de floculation, de clarification, de filtration et de désinfection pour produire une valeur CT suffisante devrait donner de l'eau présentant un risque négligeable d'infection par les virus entériques. Il faudrait, dans la mesure du possible, protéger les bassins versants ou les aquifères qui servent de sources d'eau potable contre toute contamination par les matières fécales.

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Annexe A : Liste des acronymes

ADN
acide désoxyribonucléique
ANSI
American National Standards Institute
ARN
acide ribonucléique
AVCI
année de vie corrigée du facteur invalidité
AVM
année vécue avec une incapacité
AVP
année de vie perdue
C
concentration résiduelle de désinfectant
CT
produit de la concentration résiduelle de désinfectant (C) et du temps de contact avec celui-ci (T)
EPA
Environmental Protection Agency (É.-U.)
EQRM
évaluation quantitative du risque microbien
ISO
Organisation internationale de normalisation
LT2ESWTR
Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule (É.-U.)
NSF
NSF International
OMS
Organisation mondiale de la santé
PCR
réaction de polymérisation en chaîne
PCRq
réaction de polymérisation en chaîne quantitative
SPD
sous-produit de désinfection
SRAS
syndrome respiratoire aigu sévère
T
temps de contact avec le désinfectant
UV
ultraviolet
VHA
virus de l'hépatite A
VHE
virus de l'hépatite E

Annexe B : Valeurs CT pour l'inactivation des virus

Tableau B-1 : Valeurs CT pour l'inactivation des virus par le chlore libre (mg·min/L), selon les données se rapportant au VHA (U.S. EPA, 2006a)
Température (°C) Inactivation
2 log 3 log 4 log
pH de 6 à 9 pH de 10 pH de 6 à 9 pH de 10 pH de 6 à 9 pH de 10
0.5 6 45 9 66 12 90
5 4 30 6 44 8 60
10 3 22 4 33 6 45
15 2 15 3 22 4 30
20 1 11 2 16 3 22
25 1 7 1 11 2 15
Tableau B-2 : Valeurs CT pour l'inactivation des virus par la chloramine (mg·min/L), selon les données se rapportant au VHA (AWWA, 1991; U.S. EPA, 2006a)
Température (°C) Inactivation
2 log 3 log 4 log
≤1 1243 2063 2883
5 857 1423 1988
10 643 1067 1491
15 428 712 994
20 321 534 746
25 214 356 497
Tableau B-3 : Valeurs CT pour l'inactivation des virus par le dioxyde de chlore (mg·min/L), selon les données se rapportant au VHA (pH de 6 à 9) (AWWA, 1991; U.S. EPA, 2006a)
Température (°C) Inactivation
2 log 3 log 4 log
≤1 8,4 25,6 50,1
5 5,6 17,1 33,4
10 4,2 12,8 25,1
15 2,8 8,6 16,7
20 2,1 6,4 12,5
25 1,4 4,3 8,4
Tableau B-4 : Valeurs CT pour l'inactivation des virus par l'ozone (mg·min/L), selon les données se rapportant au poliovirus de type 1 (AWWA, 1991; U.S. EPA, 2006a)
Température (°C) Inactivation
2 log 3 log 4 log
≤1 0,9 1,4 1,8
5 0,6 0,9 1,2
10 0,5 0,8 1
15 0,3 0,5 0,6
20 0,25 0,4 0,5
25 0,15 0,25 0,3

Annexe C : Modèle d'EQRM

On a élaboré des modèles mathématiques pour évaluer de façon quantitative les risques microbiologiques potentiels associés aux réseaux de distribution d'eau potable, y compris les risques liés aux bactéries, aux protozoaires et aux virus pathogènes. Ces modèles ont été élaborés par des organismes à l'étranger (Smeets et coll., 2008; Teunis et coll., 2009), de même que par des groupes au Canada (Jaidi et coll., 2009). On a également employé les modèles d'EQRM pour estimer les risques sanitaires potentiels en ce qui concerne d'autres voies d'exposition (Mara et coll., 2007; Armstrong et Haas, 2008; Diallo et coll., 2008). Bien que les hypothèses varient d'un modèle à l'autre (p. ex. choix du pathogène de référence et des variables de la relation dose-réponse), tous les modèles s'appuient sur les principes acceptés de l'EQRM, soit la détermination des dangers, l'évaluation de l'exposition, l'évaluation de la relation dose-réponse et la caractérisation des risques.

Santé Canada a élaboré un modèle d'EQRM dans le cadre de l'évaluation des risques posés par les pathogènes entériques dans l'eau potable. Ce modèle probabiliste permet d'étudier la charge de morbidité potentielle (avec l'incertitude associée) et peut servir pour des scénarios définis par les utilisateurs pour les réseaux de distribution d'eau potable. Il permet à l'utilisateur de saisir des données sur la qualité virologique de la source d'eau brute et la chaîne de traitement (stratégies de filtration et de désinfection). Lorsqu'il manque des données pour un système de distribution d'eau potable pour les paramètres susmentionnés, on peut utiliser les valeurs du modèle, lesquelles sont tirées de publications ou fournies par des spécialistes, et s'en servir comme point de départ pour l'évaluation. Pour la qualité des sources d'eau, le modèle offre aux utilisateurs le choix entre quatre catégories : A (0,1 rotavirus/100 L), B (1 rotavirus/100 L), C (10 rotavirus/100 L), D (100 rotavirus/100 L). On considère que les sources d'eau qui appartiennent à la catégorie A ou B pour les virus entériques sont très peu contaminées par les matières fécales humaines. Il peut s'agir de sources d'eau souterraine ou de sources sûres d'eau de surface d'un bassin versant où l'activité humaine est très faible. Dans le cas des bassins versants où l'activité humaine est plus importante, la qualité des sources d'eau peut s'inscrire dans la catégorie C ou D. Les concentrations de virus entériques sont exprimées en nombre de rotavirus pour un volume d'eau donné parce que le modèle d'EQMR utilise les caractéristiques clés du rotavirus, associées aux valeurs CT fondées sur le VHA et les poliovirus, pour calculer le risque. Ces estimations de la qualité des sources d'eau ne doivent être utilisées que dans le contexte du modèle d'EQRM pour évaluer les effets des variations de la qualité des sources d'eau sur les risques microbiologiques globaux. Soulignons que même si une source est classée dans la catégorie A pour les virus entériques, elle peut appartenir à une autre catégorie pour les bactéries ou les protozoaires pathogènes. Pour les procédés de traitement, le modèle s'appuie sur un grand intervalle de valeurs tirées de publications, ce qui permet de représenter avec précision l'efficacité des diverses méthodes de traitement.

Le modèle d'EQRM s'appuie sur ces renseignements concernant l'exposition, de même que sur le modèle de relation dose-réponse et les calculs d'AVCI pour les rotavirus, afin d'estimer la charge de morbidité potentielle (AVCI/personne par année) pour l'information sur le scénario propre au site. La qualité des données de sortie du modèle d'EQRM dépend de la qualité des données qui y sont entrées. Les mesures du niveau d'exposition produisent des données de sortie de meilleure qualité que les estimations. Même avec des données d'exposition de haute qualité, le modèle d'EQRM se base sur un certain nombre d'hypothèses qui augmentent l'incertitude associée à l'évaluation :

  • On présume que la distribution des virus dans l'eau est aléatoire (Poisson). Toutefois, il y a lieu de croire que les virus ne suivent pas une distribution aléatoire et qu'ils se présentent plutôt en amas, légèrement liés les uns aux autres ou fortement liés à ou dans des particules (Gale, 1996). Cela signifie que la majorité des consommateurs ne seront pas exposés, mais qu'une petite proportion sera exposée à un virus ou plus. Ce modèle ne tient pas compte du regroupement des virus en amas et conduit à une sous-estimation de la probabilité d'exposition et d'infection.
  • L'efficacité du traitement est modélisée en fonction de données tirées de publications pour divers procédés de traitement, ce qui peut donner lieu à une sous-estimation ou à une surestimation de l'efficacité dans un site déterminé. De plus, les données sur l'efficacité du traitement sont obtenues au moyen de souches de laboratoire, lesquelles peuvent ne pas réagir exactement de la même façon aux traitements que les virus dans les sources d'eau.
  • Jusqu'à ce que l'on dispose de méthodes d'identification des particules de virus entériques infectieuses pour les humains qui soient pratiques pour une surveillance régulière, il est souhaitable, sur le plan de la protection de la santé, de présumer que toutes les particules de virus entériques humains décelées dans les sources d'eau sont infectieuses pour les humains, à moins de preuve du contraire. De plus, comme l'on a utilisé des souches de laboratoire individuelles pour les expériences sur la relation dose-réponse, on ignore si l'âge du microorganisme, les expositions précédentes dans l'environnement ou le type de souche influent sur l'infectiosité. En outre, les expériences sont menées sur des humains en bonne santé ou des animaux de laboratoire et ne tiennent pas compte de l'état immunitaire ni de la transmission secondaire dans la population exposée (p. ex. populations vulnérables). Dans le modèle actuel d'évaluation des risques, on présume que les erreurs causées par la surestimation de la viabilité sont compensées, au moins en partie, par la récupération des virus, d'une efficacité raisonnable (environ 50 %) pendant la détection.
  • On utilise une valeur présumée de la consommation quotidienne d'eau du robinet non bouillie de 1,0 L/personne. Au sein d'une population, on relèvera une distribution de la consommation d'eau de robinet qui n'est pas représentée par cette estimation ponctuelle.
  • Le modèle s'appuie sur les risques associés à la contamination des sources d'eau et ne tient pas compte de la contamination potentielle dans le réseau de distribution.

Notes de bas de page

Note de bas de page 1

Pour les besoins du présent document, on entend par système semi-public d'approvisionnement en eau un système sans réseau de distribution ou doté d'un réseau minimal qui fournit de l'eau au public à partir d'une installation non reliée à une source d'approvisionnement publique. Des exemples de telles installations comprennent des écoles, des établissements de soins personnels, des hôtels et des restaurants. La définition d'un approvisionnement semi-public peut varier d'une administration à une autre.

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