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

3. Caractéristiques microbiologiques

Les eaux utilisées à des fins récréatives peuvent être contaminées par le contact direct avec l'être humain et par des polluants provenant de sources extérieures ( p. ex., eaux usées, eaux de pluie et eaux de ruissellement d'origine agricole). De nombreuses études épidémiologiques ont observé chez les baigneurs des maladies gastro-intestinales et des maladies de l'appareil respiratoire supérieur qui résultaient de cette contamination. Les micro- organismes indicateurs qui sont recommandés dans cet ouvrage révèlent la présence de germes pathogènes qui peuvent provoquer des troubles gastro-intestinaux.

La solution idéale serait de choisir comme indicateur d'une contamination fécale des eaux utilisées à des fins récréatives l'un des germes pathogènes en milieu intestinal, comme Salmonella ou le virus Norwalk, qui sont le plus souvent responsables des maladies d'origine hydrique. Mais comme ils sont habituellement présents à de faibles niveaux et distribués irrégulièrement, même pendant les périodes d'émergence de foyers infectieux, ils sont difficiles à isoler et à quantifier. De plus, l'absence d'un germe pathogène ne signifie pas nécessairement que d'autres germes pathogènes intestinaux sont également absents. Enfin, le dépistage de toutes les formes possibles de micro-organismes pathogènes présents dans l'eau représenterait une dépense prohibitive, en temps et en argent. Pour toutes ces raisons, la pratique courante est de surveiller les autres bactéries non pathogènes mais plus répandues qui sont présentes dans les matières fécales d'origine humaine et animale. La présence de quantités élevées de ces bactéries dans le milieu aquatique est l'indication d'une contamination fécale pouvant entraîner la présence de germes pathogènes intestinaux.

Les meilleurs indicateurs de la présence de germes pathogènes intestinaux dans les sources de pollution fécale doivent avoir les propriétés suivantes (National Academy of Sciences, 1977; Cabelli et coll., 1983; Elliot et Colwell, 1985) :

• ils doivent être présents dans les eaux contaminées par les matières fécales lorsqu'il y a des germes pathogènes intestinaux, mais en plus grand nombre;
• ils doivent être incapables de se développer dans le milieu aquatique, tout en pouvant survivre plus longtemps que les germes pathogènes;
• ils doivent être au moins aussi résistants à la désinfection que les germes pathogènes;
• on doit pouvoir les compter facilement et avec précision;
• ils doivent être applicables à toutes les variétés naturelles d'eaux utilisées à des fins récréatives (p. ex., eau douce, eau de mer et eau d'estuaire);
• ils doivent être absents des eaux non polluées et associés exclusivement à la présence de déchets fécaux d'origine animale et humaine;
• la densité des indicateurs doit être en corrélation directe avec le degré de contamination fécale;
• la densité des indicateurs doit être en relation quantitative avec les maladies associées aux baignades.

Autrefois, l'indicateur de qualité des eaux utilisées à des fins récréatives auquel on avait le plus souvent recours était les coliformes totaux. Mais comme ce groupe ne possède pas la plupart des caractéristiques énumérées ci-dessus, on le considère maintenant comme inapproprié. Par exemple, la plupart des genres de ce groupe, comme Klebsiella, Citrobacter, Enterobacter et Aeromonas, ne sont pas particuliers aux matières fécales des humains ou des animaux, mais se retrouvent de façon courante dans les eaux de surface non polluées (Boyd and Boyd, 1962; Goodrich et coll., 1970). Escherichia coli, les entérocoques et, à un degré moindre, les coliformes fécaux sont actuellement considérés comme les meilleurs indicateurs de contamination fécale, parce qu'ils répondent le mieux aux critères susmentionnés. Nous indiquons plus loin les concentrations maximales acceptables de ces micro-organismes indicateurs.

Les paramètres microbiologiques choisis pour notre étude sont groupés en micro-organismes indicateurs fécaux (sections 3.1 et 3.2), en coliphages (section 3.3) et en germes pathogènes (section 3.4). Cette liste ne se veut pas exhaustive; certains organismes de surveillance des eaux peuvent avoir besoin de paramètres supplémentaires s'ils veulent tenir compte des intérêts régionaux.

3.1 Micro-organismes indicateurs utilisés en eau douce

3.1.1 Escherichia coli et coliformes fécaux

Limites maximales

La moyenne géométrique de 5 échantillons au moins, prélevés pendant une période ne dépassant pas 30 jours, ne doit pas dépasser 2000 E. coli/L. Au-dessus de 4000 E. coli/L, un nouvel échantillon doit être prélevé. Le Groupe de travail a conclu que les tests requis pour répondre à ces exigences sont les suivants :

1. Quand l'expérience a montré que plus de 90 % des coliformes fécaux sont des E. coli, on peut déterminer une numération de coliformes fécaux ou de E. coli, au choix.
2. Quand moins de 90 % des coliformes fécaux sont des E. coli, seule la numération E. coli doit être déterminée.

Critères

Description

Pendant plusieurs années, les experts en qualité des eaux utilisées à des fins récréatives du Canada ont reconnu E. coli comme l'indicateur de choix des contaminations fécales (ministère de la Santé nationale et du Bien-être social 1983). Mais comme sa numération fait appel à des techniques compliquées, longues et coûteuses, les coliformes totaux, et, plus récemment, les coliformes fécaux, ont été établis comme indicateurs de contamination fécale. Les coliformes fécaux ont toutes les propriétés des coliformes totaux, mais en plus, ils sont capables de fermenter le lactose avec production de gaz en 24 heures, à une température d'incubation de 44,5 °C. Dans la pratique, la numération des coliformes fécaux s'effectue au moyen de la technique du nombre le plus probable (NPP) avec fermentation en tubes multiples, ou encore par la technique de la membrane filtrante (MF) (American Public Health Association, 1989) (voir chapitre 5.0). Les micro-organismes les plus souvent détectés par ces méthodes sont E. coli et Klebsiella spp.

La méthode mTEC, conçue spécialement pour la numération de E. coli (Shaw et Cabelli, 1980; Dufour et coll., 1981) a conduit à une réévaluation de son utilisation pour la surveillance de la qualité des eaux utilisées à des fins récréatives. Lors de tests récents, la méthode mTEC s'est montrée plus efficace pour l'isolement de E. coli que le test des coliformes fécaux (méthode mFC) sur des échantillons d'eau douce (Pagel et coll., 1982) et des échantillons d'eau de mer, même quand on emploie des techniques de réanimation avec la méthode mFC (Rippey et coll., 1987). Aux États-Unis, l'Environmental Protection Agency (1986) a proposé récemment d'utiliser E. coli comme indicateur pour la surveillance de la contamination fécale de l'eau douce utilisée à des fins récréatives. L'incorporation de méthylumbelliférone glucuronide (MUG) dans divers milieux de coliformes fécaux a également été étudiée récemment (Feng et Hartman, 1982; Freier et Hartman, 1987; Mates et Schaffer, 1988). L'enzyme bêta-glucuronidase, particulière à E. coli et à certaines souches de Salmonella et de Shigella, métabolisera MUG pour produire de la 4-méthylumbelliférone, qui donne une fluorescence par exposition aux rayons ultra-violets de grande longueur d'onde.

Escherichia coli constitue environ 97 % des micro-organismes coliformes dans les matières fécales de l'homme; Klebsiella spp représente 1,5 %; Enterobacter et Citrobacter spp réunis forment 1,7 % (Dufour, 1977). Des études effectuées par Geldreich (1970) ont montré que les coliformes fécaux représentent de 93 à 99 % des coliformes présents dans les matières fécales de l'humain, de la volaille, des chats, des chiens et des rongeurs. Dufour (1977) a démontré que E. coli représente entre 90 et 100 % de tous les coliformes présents dans les matières fécales de 8 espèces d'animaux domestiques, y compris les poulets. Klebsiella spp ne constitue une proportion significative de coliformes que dans les matières fécales des chèvres (8 % des coliformes totaux) et des porcs (6,8 %).

Le test aux coliformes fécaux et à E. coli ne fait pas la distinction entre la pollution fécale d'origine animale et celle d'origine humaine (Wolf, 1972; Dufour, 1977). Si cette distinction est nécessaire, on doit procéder à des tests complémentaires comme la différenciation des espèces des isolats des streptocoques fécaux.

Le sol s'est montré contaminé de façon variable par les coliformes fécaux d'origine animale (Geldreich et coll., 1962; Van Donsel et coll., 1967), et l'on sait qu'il contribue de façon significative à la pollution des eaux de ruissellement d'origine pluviale (Environnement Canada et ministère de l'Environnement de l'Ontario, 1978; Qureshi et Dutka, 1979) et des eaux utilisées à des fins récréatives (Bastein et coll., 1974; Cabelli, 1977). Les eaux de ruissellement provenant des zones résidentielles sont généralement aussi contaminées par les coliformes et les germes pathogènes fécaux que les eaux usées diluées (Qureshi et Dutka, 1979) et peuvent donc représenter un danger considérable pour la santé quand elles sont évacuées à proximité d'eaux utilisées à des fins récréatives. Pour résoudre ce problème, certaines villes du Canada comprenant des plages urbaines ont adopté une politique de fermeture des plages en fonction des données sur les chutes de pluie. Par exemple, les plages qui se trouvent le long de la rivière Rideau à Ottawa sont fermées pendant les 24 à 48 heures suivant une chute de pluie représentant plus de 10 et 20 mm de précipitations, respectivement (Corber 1988). Cette méthode a l'avantage de prévoir une signalisation sur les plages quand le risque d'infection pour les baigneurs est le plus élevé.

Si E. coli a une place indiscutable comme indicateur fécal de choix, certains des tests aux coliformes fécaux qui sont utilisés vont également permettre de dénombrer les Klebsiella spp, dont l'origine ne se limite pas aux sources fécales. De nombreuses études ont démontré que les Klebsiella spp étaient capables de survivre et de se reproduire dans les milieux riches en matières organiques, même dans les eaux recevant des effluents provenant d'usines de pâtes et papier (Huntley et coll., 1976; Rokosh et coll., 1977; Bell et coll., 1978) et d'industries textiles (Dufour et Cabelli, 1976; Vlassoff, 1977). Autrefois, ce désavantage était quelque peu atténué par le fait que K. pneumoniae était considéré comme pathogène pour les hôtes affaiblis et qu'il était pratiquement impossible de distinguer les isolats d'origine environnementale des isolats cliniques (Matsen et coll., 1974; Dufour et Cabelli, 1976). Cependant, une revue de la documentation sur Klebsiella effectuée récemment par Duncan (1988) a démontré de façon convaincante qu'aucune donnée ne laissait croire qu'une infection de communauté ait résulté d'une exposition aux Klebsiella spp dans le milieu naturel. L'inquiétude que des souches environ-nementales de Klebsiella puissent représenter un risque pour la santé semble être fondée sur des situations en milieu hospitalier qui ne peuvent s'appliquer au milieu communautaire. De plus, Klebsiella peut ne pas représenter une proportion significative des coliformes fécaux dans la plupart des eaux du Canada utilisées à des fins récréatives. Des études effectuées en Ontario par Vlassoff (1981) sur plus de 7700 échantillons d'eau ont indiqué que 91,4 % des isolats de coliformes fécaux avaient été identifiés comme des E. coli. Cependant, ce chiffre pourrait être trop élevé dans les eaux utilisées à des fins récréatives qui reçoivent des effluents provenant d'usines de pâtes et papier. Une étude effectuée par Caplenas et Kanarek (1984) a montré que des effluents d'usines de pâtes et papier du nord du Wisconsin contenaient jusqu'à 90 % de K pneumoniae non fécal quand les coliformes fécaux étaient dénombrés au moyen de la technique mFC. En 1985, l'analyse d'échantillons de plages contaminées par des effluents venant d'une usine de pâtes et papier de la région de Thunder Bay a révélé que la plupart des coliformes fécaux, quelquefois jusqu'à 100 %, étaient des Klebsiella (Young, 1989). En 1988, l'examen de 162 échantillons provenant de 19 plages dans le voisinage de St. Catharines qui étaient contaminées par des effluents d'une usine de pâtes et papier indiquait que 37 % seulement des coliformes fécaux étaient des E. coli (Brodsky, 1989).

Plusieurs autorités et organismes ont promulgué des réglementations ou suggéré des limites pour les coliformes fécaux. De nombreux organismes, tout en précisant une limite pour la moyenne géométrique, précisent que pas plus d'un certain pourcentage (généralement 10 %) ne doit dépasser une limite donnée (généralement deux fois la moyenne précisée). Des autorités provinciales peuvent désirer ajouter cette condition supplémentaire à leurs recommandations ou à leur réglementation. Il est à remarquer que les coliformes fécaux sont généralement assez dispersés pour que ce soit ce pourcentage, plutôt que la moyenne établie, qui représente la limite le plus souvent dépassée (Fuhs, 1975).

Association aux germes pathogènes

Les coliformes fécaux sont considérés comme des indicateurs utiles parce qu'ils sont présents chez pratiquement tous les animaux à sang chaud, y compris les humains, en quantité dépassant de loin le nombre des germes pathogènes. On a tenté de quantifier la relation entre les coliformes fécaux et les germes pathogènes, mais sans grand succès. Le germe pathogène le plus largement étudié en relation avec les densités d'indicateur est Salmonella, principalement parce que la méthodologie existe depuis longtemps. Geldreich (1970) a compilé les résultats de plusieurs études dans lesquelles étaient comparées la densité des coliformes fécaux par 100 mL et la fréquence de la détection de Salmonella. Dans l'eau douce, Salmonella a été retrouvée dans 27,6 % des échantillons où la densité des coliformes fécaux était inférieure à 200/100 mL, dans 85,2 % des échantillons dont la densité des coliformes fécaux était comprise entre 201 et 2000/100 mL et dans 98,1 % des échantillons où elle dépassait 2000/100 mL. Dans les eaux des estuaires, les résultats n'étaient pas aussi nets. Quand les densités de coliformes fécaux étaient inférieures à 200/100 mL, la probabilité de trouver Salmonella était de 28,4 %; cependant, si les densités de coliformes fécaux étaient supérieures à 2000/100 mL, la probabilité de trouver Salmonella n'était que de 60 %.

Une étude récente est venue confirmer ces résultats. Menon (1985), dans une enquête portant sur une rivière à marée de la Nouvelle-Écosse qui reçoit des effluents d'une municipalité et d'une usine de produits alimentaires, a rapporté que les Salmonella étaient toujours détectées quand les niveaux de coliformes fécaux étaient supérieurs à 2000/100 mL et étaient occasionnellement détectées quand les niveaux de coliformes fécaux dépassaient 200/100 mL. À l'opposé, Payment et coll., (1982) n'ont pas noté de relation entre la présence de Salmonella (la plupart des isolats étaient des S. typhimurium) et d'autres indicateurs bactériens, dont des coliformes fécaux, dans quatre plages d'eau douce du Québec.

De façon générale, les échantillons contenant des concentrations élevées de coliformes fécaux contiendront probablement aussi des Salmonella, mais l'absence de coliformes fécaux n'indique pas nécessairement que Salmonella ou d'autres germes pathogènes sont absents. Cette relation est également sujette à des variations régionales considérables. D'autres études comparatives ont été faites avec Pseudomonas aeruginosa (Cabelli et coll., 1976; Sherry, 1986), Vibrio parahaemolyticus (Robertson et Tobin, 1983; Larsen et Willeberg, 1984), Candida albicans (Sherry, 1986), Aeromonas hydrophila (Seidler et coll., 1980; Larsen et Willeberg, 1984), et Campylobacter jejuni (Hill et Grimes, 1984; Carter et coll., 1987).

Les virus intestinaux ont gagné une notoriété considérable à titre de risques associés à l'utilisation des eaux à des fins récréatives. Malheureusement, l'incidence relative des virus et des coliformes fécaux n'a pas été constante. Dans une usine de traitement des eaux usées qui a fait l'objet d'une étude approfondie, les rapports coliformes fécaux/virus allaient de 7 500:1 à 2 900 000:1 sur une période de 2 mois (Berg et Metcalf, 1978). Sattar (1978a) a trouvé des variations importantes entre les rapports coliformes fécaux/entérovirus dans diverses sources : des eaux usées non traitées (entre 1,1 × 10⁶ et 43 × 10⁶), des effluents traités au chlore (entre 8,5 × 10² et 2,1 × 10⁴) et deux plages au bord de la rivière des Outaouais (entre 1,2 × 10³ et 1,2 × 10⁶). L'analyse des données rassemblées à partir des plages d'eau douce du Québec par Payment et coll., (1982) n'a pas révélé de corrélation entre la présence de virus intestinaux et celle de bactéries intestinales, dont les coliformes fécaux. Actuellement, il est admis de façon générale que la plupart des indicateurs bactériologiques ne sont pas en bonne corrélation avec les niveaux de virus, bien que la présence de grandes quantités de coliformes puisse indiquer la présence probable de virus intestinaux. Cependant, l'inverse, c'est-à-dire une absence de coliformes fécaux indiquant une absence de virus intestinaux, ne peut être affirmé (Berg et Metcalf, 1978).

Études épidémiologiques connexes

Pour établir des recommandations microbiologiques rationnelles en matière d'eaux utilisées à des fins récréatives, il est nécessaire de prouver qu'il existe un certain degré de risques pour la santé associé à un certain niveau de contamination. Encore une fois, parce que les germes pathogènes sont rares et difficiles à quantifier, ce sont les coliformes fécaux, notamment E. coli, qui ont été utilisés dans toutes les études épidémiologiques importantes.

Les premières études épidémiologiques rendues publiques en Amérique du Nord ont été effectuées par le U.S. Public Health Service (Stevenson, 1953). Ces études ont été faites sur deux sites d'eau douce au bord du lac Michigan et de la rivière Ohio et sur deux sites d'eau de mer. Sur ces deux derniers, ainsi que sur celui du lac Michigan, on n'a pas observé de cas de gastro-entérites d'origine hydrique. L'étude portant sur la rivière Ohio a toutefois démontré une augmentation de l'incidence des affections gastro- intestinales à des densités médianes de coliformes d'environ 2300/100 mL. Les données recueil-lies par la suite au bord de l'Ohio pendant les années 1960 ont fait apparaître qu'un niveau de 400 coliformes fécaux était approximativement équivalent au seuil de 2300 coliformes totaux (Geldreich, 1966). Après application d'un facteur de sécurité, on a établi une recommandation de 200 coliformes fécaux/100 mL. Bien que la méthodologie des études de Stevenson ait été sévèrement critiquée, il apparaît nettement qu'elles ont servi de fondement à la plupart des recommandations actuellement en usage.

Depuis lors, d'autres études microbiologiques-épidémiologiques portant sur les concentrations de coliformes fécaux ont été faites sur les eaux utilisées à des fins récréatives. Seyfried et coll., (1985a, 1985b) ont effectué des recherches sur 10 plages de l'Ontario. Au total, 8402 nageurs et non-nageurs ont été interviewés. Les taux bruts de morbidité pour toutes les maladies, notamment les affections respiratoires, gastro-intestinales, oculaires, auriculaires et cutanées, ainsi que les allergies, ont été à peu près 2,4 fois plus élevés chez les nageurs que chez les non-nageurs, et 2,6 fois plus élevés chez les nageurs qui immergeaient leur tête que chez ceux qui ne le faisaient pas. Il a été démontré que la morbidité chez les nageurs était liée aux numérations des coliformes fécaux (r = 0,284), même si les densités moyennes de coliformes fécaux dans l'eau (76/100 mL) étaient inférieures aux limites recommandées. Le compte total des staphylocoques était également relié à la morbidité chez les nageurs (r = 0,439). Enfin, les concentrations de tous les groupes de bactéries observés étaient au moins dix fois plus importantes dans les sédiments que dans les eaux de surface, ce qui indique que la remise en suspension des sédiments peut être une source considérable de bactéries dans les eaux utilisées à des fins récréatives. Les auteurs ont conclu que l'on devrait également examiner les échantillons de sédiments au cours des études microbiologiques.

Pendant l'été 1983, Fattal et coll., (1986) ont effectué une étude microbiologique et épidémiologique sur trois plages de la côte d'Israël. Toutes ces plages répondaient aux normes bactériologiques du ministère de la Santé d'Israël, et pourtant l'analyse des résultats indique que l'incidence des cas de gastro-entérite chez les nageurs, en particulier chez ceux de 0 à 4 ans, était reliée à des densités élevées de E. coli ainsi que d'entérocoques et de staphylocoques. L'incidence des infections auriculaires chez les nageurs de tous les âges était également reliée à des densités élevées de coliformes fécaux, d'E. coli et d'entérocoques.

Aux États-Unis, l'Environmental Protection Agency a effectué une série d'études épidémiologiques contrôlées sur des plages d'eau de mer (Cabelli, 1983) et d'eau douce (Dufour, 1984). Un sommaire de ces études et une présentation des critères proposés pour les eaux utilisées à des fins récréatives ont récemment été publiés (U.S. Environmental Protection Agency, 1986). À chaque site, deux plages ont été choisies, dont l'une relativement non polluée et l'autre atteinte par des sources ponctuelles ou non ponctuelles de contamination fécale. Dans les études portant sur l'eau douce, des analyses ont été faites sur les coliformes fécaux, sur E. coli et sur les entérocoques; dans les études pratiquées en eau de mer, les analyses ont été faites sur ces indicateurs ainsi que sur plusieurs autres germes pathogènes en milieu aqua-tique. Des coefficients de régression ont été déterminés pour le niveau de chacun des paramètres et des taux différentiels de symptômes gastrointestinaux (nageurs moins non-nageurs). Les renseignements ainsi regroupés ont permis de conclure que pour les plages en eau de mer, les entérocoques présentaient la meilleure relation avec les symptômes gastro-intestinaux (r = 0,75). Pour les plages en eau douce, les meilleures corrélations ont été obtenues avec E. coli (r = 0,80) et les entérocoques (r = 0,74). À la suite de ces études, la U.S. Environmental Protection Agency a proposé que, sur les plages en eau douce, la moyenne géométrique sur une période de 30 jours ne dépasse pas 126 E. coli/100 mL ou 33 entérocoques/100 mL.

À partir des données regroupées, on peut calculer que dans l'eau douce, le risque saisonnier d'affection gastro-intestinale pour 1 000 baigneurs (y) est relié à la densité de E. coli/100 mL (x) par l'équation suivante :

Cette étude représente l'une des recherches microbiologiques et épidémiologiques les plus approfondies qui aient jamais été effectuées, mais elle comporte certaines limites. Si E. coli et les entérocoques sont des indicateurs qui conviennent pour la détection du risque de gastro-entérite, cette affection ne représente que 30 % de la morbidité totale chez les nageurs. Par contre, Escherichia coli et les entérocoques ne conviennent pas pour la détection des risques d'infections respiratoires ou cutanées causées par Pseudomonas et Staphylococcus spp. De plus, les informations épidémiologiques rassemblées sur les nageurs et les non-nageurs de même que les données sur la qualité de l'eau ont servi à calculer une moyenne sur une saison entière de baignade. Par conséquent, les données bactériologiques ne peuvent être utilisées pour évaluer le risque de gastro-entérite pour une journée donnée.

D'autres études épidémiologiques ont également indiqué une élévation des niveaux de coliformes fécaux, dont E. coli, associée à des maladies. Une recherche effectuée par Philipp et coll., (1985) a démontré que la nage avec un tuba dans des eaux contaminées par des matières fécales présentait un risque significatif pour la santé. Dans cette étude effectuée en Grande- Bretagne, 27 % des nageurs qui participaient à une compétition ont présenté des symptômes gastro-intestinaux dans les 48 heures suivant leur entrée dans l'eau. L'incidence de ces symptômes était significativement plus importante que celle qui était observée dans les populations témoins. La concentration d'Escherichia coli dans les échantillons d'eau prélevés pendant la compétition était en moyenne de 1800/100 mL. Ce chiffre étant encore conforme aux recommandations de la Communauté économique européenne, les auteurs ont émis l'opinion qu'une évaluation desdites recommandations s'imposait.

Dewailly et coll., (1986) ont mené une étude épidémiologique démontrant que le sport de la planche à voile sur des eaux contaminées par des effluents pouvait présenter certains risques pour la santé. Au cours d'une compétition d'une durée de neuf jours, on a surveillé l'apparition de gastro-entérites, d'otites, de conjonctivites ou d'infections cutanées chez 79 véliplanchistes et 41 témoins. Le risque relatif était de 5,5 pour la gastro-entérite et de 2,9 pour un ou plusieurs des symptômes énumérés ci-dessus. L'étude a également démontré que le risque relatif augmentait avec le nombre de chutes dans l'eau. Des expériences de simulation hydrodynamique comportant des niveaux de marée et des décomptes réels de coliformes fécaux ont permis d'estimer que les densités moyennes de coliformes fécaux étaient de 1000/100 mL à marée haute pendant la compétition.

Une expérience menée récemment au Royaume-Uni (Brown et coll., 1987) à deux stations balnéaires, bien que n'étant pas une étude épidémiologique contrôlée, a démontré que les nageurs de la station balnéaire A risquaient plus de présenter des troubles gastriques, des nausées, de la diarrhée ou des maux de tête que les non-nageurs, au même endroit, ou que tous les vacanciers de la station balnéaire B. De plus, les nageurs, de la station balnéaire A qui avaient immergé leur tête étaient, parmi tous les répondants, ceux qui risquaient le plus de rapporter des symptômes gastro-intestinaux. Les stations balnéaires de cette étude avaient été choisies en fonction des données microbiologiques existantes indiquant que les concentrations de coliformes fécaux à la station A étaient de 440/100 mL et, à la station B, seulement de 10/100 mL.

Bien que toutes les études épidémiologiques citées ci-dessus aient été réalisées de façon complète et détaillée, elles utilisaient des méthodes différentes; elles ont donc produit des données qui ne sont ni reproductibles ni comparables.

Présence dans le milieu aquatique

Au Canada, si la qualité microbiologique de la plupart des eaux utilisées à des fins récréatives est excellente, il en est tout de même certaines qui sont contaminées pendant toute la saison estivale ou une partie de celle-ci. Les teneurs en coliformes fécaux varient de près de 0/100 mL dans les régions isolées à plusieurs milliers/100 mL dans les zones directement touchées par les déversements d'eaux usées (Payment et coll., 1982; ministère de l'Environ-nement de l'Ontario, 1984; Williamson, 1988; Smith, 1988). Dans les eaux utilisées à des fins récréatives qui sont tempérées, de 63 à 100 % des coliformes fécaux semblent être des E. coli, mais cette proportion peut être affectée par la contamination provenant d'effluents industriels, en particulier ceux des usines de pâtes et papier et de textiles.

On a procédé à des numérations d'Escherichia coli dans un certain nombre de centres de villégiature au bord de l'eau au Manitoba et en Ontario (Sekla et coll., 1987; Brodsky, 1989; Palmateer, 1989; Young, 1989).

Résumé

1. En eau douce, E. coli est le meilleur indicateur disponible des contaminations fécales en provenance d'animaux à sang chaud.
2. Klebsiella n'est pas un bon indicateur de contamination fécale, mais il peut être présent à des niveaux élevés dans certains effluents industriels (p. ex., usines de pâtes et papier, industries alimentaires). Il ne risque guère de provoquer des infections ou des maladies chez les gens en bonne santé.
3. Quand les données expérimentales montrent que plus de 90 % des coliformes fécaux sont des E. coli, on peut considérer comme équivalents les tests de concentration de coliformes fécaux et ceux de E. coli.
4. La présence de E. coli peut être associée à des affections touchant les baigneurs, mais on ne peut pas associer l'absence de E. coli avec l'absence de risques de maladie.
5. Les études microbiologiques-épidémiologiques actuelles ne sont pas suffisamment validées pour calculer les niveaux de risques. Cependant, il semble prouvé que l'immersion comporte plus de risques de maladie que les activités sans immersion (p. ex., marcher dans l'eau ou rester sur la plage).
6. Les recommandations publiées en 1983 étaient en principe fondées sur le coliforme fécal de référence, E. coli. Néanmoins, à cette époque, le test plus général des coliformes fécaux était considéré comme la méthode de choix. Le Groupe de travail réaffirme que E. coli est l'indicateur de choix, et il reconnaît que soit le test à E. coli ou le test aux coliformes fécaux peut être utilisé pour les numérations, selon les circonstances. D'après les études de la U.S. Environmental Protection Agency, on peut considérer que la concentration maximale acceptable de 2000 E. coli (ou coliformes fécaux)/L correspond à une incidence saisonnière d'affections gastrointestinales de 1 à 2 %.

3.2 Micro-organismes indicateurs utilisés en eau de mer

3.2.1 Entérocoques

Limites maximales

La moyenne géométrique d'au moins cinq échantillons prélevés pendant une période n'excédant pas 30 jours ne doit pas dépasser 350 entérocoques/L. Si un échantillon dépasse la concentration de 700 entérocoques/L, il faut procéder à un nouvel échantillonnage. Néanmoins, si l'on peut démontrer que E. coli ou les coliformes fécaux peuvent signaler de façon appropriée la présence d'une contamination fécale dans l'eau de mer, il est possible de se servir de la limite maximale de E. coli ou de coliformes fécaux prévue pour l'eau douce. En cas de doute, on doit soumettre les échantillons aux deux jeux d'indicateurs pendant des périodes prolongées afin de déterminer s'il existe une relation positive.

Critères

Description

Les entérocoques sont des bactéries Gram-positives de grande dimension, ovoïdes, qui se présentent généralement en chaînes. Le terme «entérocoque» se rapporte aux espèces qui, parmi le groupe des streptocoques fécaux, sont conformes aux caractéristiques biochimiques des critères de Sherman (Clausen et coll., 1977). Leur croissance s'effectue à des températures variant entre 10 et 45 °C; ils survivent à une exposition à 60 °C d'au moins 30 minutes et se développent à un pH de 9,6 et dans des solutions de NaCl à 6,5 %. Ce sousgroupe, qui comprend Streptococcus faecium et S. faecalis, se retrouve en quantités considérables dans les matières fécales d'origine humaine ou animale. Streptococcus avium et S. gallinarium, qu'on retrouve principalement dans les matières fécales des oiseaux, sont également classés comme entérocoques dans le Manuel de bactériologie systématique de Bergey (1986). Dans les recommandations antérieures, on prenait en considération la totalité du groupe des streptocoques fécaux, comprenant à la fois des espèces entérococciques et non entérococciques. Comme le sous-groupe non entérococcique comprend des espèces qu'on ne trouve normalement que dans les matières fécales des animaux (p. ex., S. bovis, S. equinis), c'est le sous-groupe des entérocoques spécifiques qui sera envisagé dans les présentes recommandations. Cependant, la présence d'entérocoques exclusifs aux matières fécales d'origine animale peut également indiquer la présence de micro-organismes pathogènes infectieux à la fois pour les humains et pour les animaux.

Auparavant, le rôle principal des streptocoques fécaux était de faire partie du rapport coliformes fécaux/Streptocoques fécaux utilisé comme indicateur de la nature de la source fécale (Geldreich, 1976; Clausen et coll., 1977). Cependant, de nombreux facteurs, dont les taux de survie différentiels entre ces deux groupes dans le milieu naturel, rendent l'utilisation systématique de ce rapport extrêmement discutable, sinon inexacte. Des observations récentes indiquent que l'identification des isolats entérococciques est plus utile dans la détermination du type, de la source et du degré de contamination fécale (Rutkowski et Sjogren, 1987).

Parmi tous les micro-organismes envisagés comme indicateurs de qualité des eaux utilisées à des fins récréatives, ce sont les entérocoques qui répondent le mieux aux critères présentés dans l'introduction de ce chapitre. Les entérocoques sont exclusivement associés aux rejets fécaux. Ils ont une survie beaucoup plus longue que les autres indicateurs dans l'eau et les sédiments (McFeters et coll., 1974; Lessard et Sieburth, 1983). Les entérocoques sont également plus résistants au traitement des eaux usées, y compris le traitement au chlore, et de ce fait ils peuvent être des indicateurs plus sensibles de la survie des germes et des virus pathogènes intestinaux (Cohen et Shuval, 1973). De plus, on a démontré une corrélation étroite entre la concentration d'entérocoques dans l'eau de mer et le risque d'infections gastro-intestinales (Cabelli, 1983). Une méthode de filtration des entérocoques dans l'eau de mer au moyen d'une membrane a été récemment décrite de façon détaillée (Environmental Protection Agency, 1985).

Études épidémiologiques

Au cours de l'été 1983, Fattal et coll., (1986) ont procédé à une étude microbiologique-épidémiologique de trois plages sur la côte d'Israël. Bien que toutes ces plages aient été en conformité avec les normes bactériologiques du ministère de la Santé de l'État d'Israël, l'analyse des résultats a indiqué que l'incidence des cas de gastro-entérite chez les nageurs, en particulier dans le groupe d'âge de 0 à 4 ans, était liée à une élévation des densités de micro-organismes indicateurs, plus particulièrement les entérocoques (p< 0,03).

On a également procédé à des études épidémiologiques prospectives sur trois sites en eau de mer et deux sites en eau douce des États-Unis (U.S. Environmental Protection Agency, 1986). Deux plages ont été choisies à chaque site, dont l'une relativement non polluée et l'autre recevant une contamination ponctuelle ou non ponctuelle. Des coefficients de régression ont été déterminés pour les niveaux de chacun des indicateurs évalués, ainsi que les taux d'incidence différentiels (nageurs moins non-nageurs) de symptômes gastro-intestinaux. Les résultats regroupés sur toute la saison ont montré que les entérocoques présentaient la meilleure corrélation avec ces symptômes sur les plages d'eau de mer (r = 0,75). Par contre, sur les plages en eau douce, les meilleures corrélations étaient obtenues avec E. coli (r = 0,80) et les entérocoques (r = 0,74).

À partir des données regroupées, on peut calculer que dans l'eau de mer, le risque saisonnier d'affections gastro-intestinales pour 1000 nageurs (y) est relié aux densités d'entérocoques par 100 mL (x) par l'équation suivante :

À la suite de ces études, la U.S. Environmental Protection Agency a proposé que, sur les plages en eau de mer, la moyenne géométrique des entérocoques dans les prélèvements effectués sur une période de 30 jours n'excède pas 35/100 mL.

Cette étude constitue probablement l'une des enquêtes épidémiologiques les plus approfondies qui ait été effectuées jusqu'à ce jour sur des plages utilisées à des fins récréatives, mais elle comporte certaines limites. En élaborant le modèle, on a supposé que les populations de nageurs et de non-nageurs étaient réceptives de façon égale aux affections provenant d'autres sources. S'il est exact que les entérocoques se montrent appropriés pour l'estimation du risque d'affections gastro-intestinales, ils ne constituent pas les indicateurs qui conviennent aux infections des voies respiratoires et de la peau, qui ont une prévalence plus élevée. De plus, les données recueillies à propos des participants et de la qualité de l'eau ont fait l'objet d'une moyenne calculée sur une saison entière de baignade. Par conséquent, les données relatives aux indicateurs ne peuvent pas être utilisées pour évaluer le risque de gastro-entérite pour une journée donnée.

Présence dans le milieu aquatique

Peu d'enquêtes ont été publiées au Canada sur la distribution des streptocoques et des entérocoques fécaux dans le milieu marin. Dans une étude effectuée sur l'utilisation des entérocoques comme indicateurs de la qualité de l'eau des plages en bord de mer utilisées à des fins récréatives, Gibson et Smith (1988) ont décrit la distribution des entérocoques sur 26 plages de la région de Vancouver. Seulement 1,6 % des moyennes géométriques sur 30 jours dépassaient la limite de 35 entérocoques/100 mL proposée par la US Environmental Protection Agency . En 1988, le long du détroit de Northumberland (Nouveau-Brunswick), la surveillance des concentrations en streptocoques fécaux (Allen, 1989) sur 8 plages en bord de mer donnait une moyenne géométrique globale de 3,5/100 mL seulement, et 60 % des échantillons ne contenaient pas de streptocoques fécaux.

Résumé

1. Dans l'eau de mer, le groupe des entérocoques représente le meilleur indicateur disponible de la contamination fécale en provenance d'animaux à sang chaud.
2. Les coliformes fécaux survivent mal en eau de mer; on ne peut donc pas les utiliser comme indicateurs de contamination fécale.
3. Par contre, les entérocoques survivent plus longtemps dans l'eau de mer que les coliformes fécaux; on préfère donc les utiliser lorsqu'il existe une distance ou un temps considérable entre la source de pollution fécale et le site de la baignade.
4. Il existe une corrélation positive entre les affections gastro-intestinales et les niveaux d'entérocoques dans l'eau de mer, mais l'absence d'entérocoques n'indique pas une absence de risques.
5. D'après l'étude épidémiologique de la U.S. Environmental Protection Agency, une moyenne géométrique saisonnière de 35 entérocoques/ 100 mL correspond à une incidence d'affections gastro-intestinales saisonnière comprise entre 1 et 2 %. Comme les coliformes fécaux ne survivent pas longtemps en eau de mer, l'utilisation de la limite maximale pour l'eau douce peut conduire à une augmentation du risque de maladie.

3.3 Coliphages

Limites maximales

Aucune limite n'a été fixée pour les coliphages contenus dans les eaux utilisées à des fins récréatives.

Critères

Description

Les bactériophages sont des formes de virus qui envahissent les cellules bactériennes. Coliphage est le nom générique donné aux bactériophages qui attaquent spécifiquement les bactéries du groupe coliforme. Bradley (1967), qui a décrit 6 variétés morphologiques de coliphages, a suggéré que la diversité entre coliphages était plus grande que la diversité connue chez les virus des mammifères. Les coliphages diffèrent par la taille, la forme, le site de fixation et le matériel génétique (p. ex., ADN monocaténaire ou bicaténaire). Le nombre de phages répliqués peut varier entre 100 et plusieurs milliers.

Association aux germes pathogènes

Une excellente revue de la documentation portant sur l'utilisation des bactériophages comme indicateurs de contamination bactérienne et virale a été publiée par Scarpino (1975). Dans cette revue, Scarpino rapporte qu'«il semble exister en eau douce et en eau de mer des corrélations entre les germes pathogènes bactériens comme Salmonella et Shigella et les bactéries indicatrices de contamination fécale comme E. coli et ses bactériophages». Des études effectuées par Kott et coll., (1974, 1978), Petrovicova et coll., (1988), Dutka et coll., (1987) et Borrego et coll., (1987b) ont également indiqué une corrélation entre la présence de coliphages et d'autres bactériophages et la présence de virus et de bactéries pathogènes dans les rivières, les lacs et les effluents d'eaux usées.

Présence en milieu aquatique

Des recherches effectuées récemment sur 4 continents ont permis d'observer la présence de coliphages et de bactériophages dans les eaux naturelles des rivières, dans l'eau potable et dans les eaux potables exemptes de coliformes. On peut déduire de ces observations que les entérovirus d'origine humaine peuvent également survivre dans ces eaux. Une étude tchécoslovaque (Simkova et Cervenka, 1981) a également montré que les coliphages et les entérovirus étaient capables de survivre pendant de longues périodes dans l'eau de rivières et que, par conséquent, les coliphages pouvaient être utilisés comme indicateurs à long terme de contamination par les entérovirus, même en présence de pollution chimique. Des chercheurs russes (Petrovicova et coll., 1988) sont d'avis qu'«une augmentation du nombre de coliphages dans les eaux usées ainsi que dans les eaux de surface et dans celles qui sont utilisées à des fins récréatives (piscines) peut être considérée comme une indication de recherches virologiques plus orientées».

Il peut donc être utile d'inclure la numération des coliphages et des bactériophages dans l'évaluation continue de l'impact de la pollution fécale sur les eaux utilisées à des fins récréatives. Dutka et coll., (1987) ont suggéré que le niveau des coliphages dans l'eau douce utilisée à des fins récréatives ne devrait pas dépasser 20 unités de formation de plaques/100 mL.

Résumé

Pour le moment, il est impossible d'établir des limites s'appliquant aux coliphages. Il est nécessaire d'effectuer une surveillance et des études épidémiologiques afin de déterminer le niveau de coliphages dans l'eau et les effets sur la santé de la baignade dans l'eau contenant des coliphages.

3.4 Germes pathogènes

3.4.1 Pseudomonas aeruginosa

Limites maximales

Aucune limite numérique n'a été proposée; néanmoins, il est recommandé d'utiliser Pseudomonas aeruginosa comme paramètre permettant d'interpréter les résultats des enquêtes sanitaires et microbiologiques.

Critères

Description

Pseudomonas aeruginosa est une bactérie mobile Gram-négative en forme de bâtonnets qui produit de l'oxydase, de la pyocyanine et de la fluorescéine. Ce micro-organisme nécessite d'une façon générale des facteurs de croissance minimes et peut se multiplier dans des milieux minéraux con-tenant de très faibles concentrations de produits organiques. Pseudomonas aeruginosa montre un haut degré d'adaptation biochimique et une forte résistance aux produits anti-microbiens. Tout en étant pathogène pour les humains et les animaux et responsable de diverses infections (éruptions cutanées et otite externe), P. aeruginosa est un agent de putréfaction actif qui s'attaque à de nombreuses substances courantes ou peu répandues (Hoadley, 1977).

Pathogénicité

Pseudomonas aeruginosa a été identifié comme l'agent responsable de nombreuses infections. Ce micro-organisme semble capable d'infecter les plantes, les insectes, et les oiseaux, aussi bien que les mammifères y compris les humains. Les infections dues à Pseudomonas aeruginosa sont les plus fréquentes et les plus dangereuses dans les pouponnières et chez les patients hospitalisés atteints de cancer, de brûlures ou ayant subi une trachéotomie (Hoadley, 1977); il s'agit d'un germe responsable d'infections nosocomiales (d'origine hospitalière) survenant chez des patients qui sont dans un état d'affaiblissement ou qui ont un système immunitaire déficient, ou dans les cas où l'utilisation des antibiotiques est très répandue.

C'est un fait connu que Pseudomonas aeruginosa provoque des éruptions cutanées (Kush et Hoadley, 1980) et des infections de l'oeil (Wilson et Ahearn, 1977) et qu'il constitue le principal responsable des otites externes (Cassisi et coll., 1977). Ratnam et coll., (1986) ont rapporté que P. aeruginosa se trouvant dans le bain tourbillon d'un hôtel avait provoqué une folliculite chez les clients qui s'étaient servis de ce bain. Cabelli et coll., (1979) et McKee et Wolfe (1963) ont remarqué que la plupart des cas signalés de maladies associées à la baignade n'étaient pas des infections intestinales et que P. aeruginosa avait été impliqué dans des infections non intestinales associées à la baignade. Selon Jones (1965), P. aeruginosa serait le principal agent étiologique de l'otite externe. Seyfried (1973) et Hoadley et Knight (1975) sont du même avis. Seyfried a isolé une souche sérologique identique dans l'eau d'une piscine et chez une personne atteinte d'otite externe qui s'était baignée dans cette piscine. Après avoir effectué des sondages par téléphone, Hoadley et Knight ont signalé que la fréquence des otalgies (douleurs d'oreilles) était 2,4 fois plus élevée chez les baigneurs que chez les non- baigneur, et que le risque de souffrir d'une otite externe diagnostiquée comme telle par un médecin était 5 fois plus grand pour les baigneurs que pour la population en général. Young et Armstrong (1972) ont déclaré avoir isolé des P. aeruginosa à partir de prélèvements faits sur la peau et dans l'oreille externe. Craun (1976) a rapporté avoir isolé le même sérotype de P. aeruginosa dans l'eau d'une piscine et dans les lésions cutanées de deux baigneurs atteints. McClausland et Cox (1975) ont signalé que P. aeruginosa avait provoqué une épidémie d'éruptions cutanées chez des baigneurs ayant fréquenté une piscine; toutefois, il n'a pas été possible de prouver si la source du micro-organisme était d'origine endogène ou exogène (Cabelli et coll., 1975).

Bien que Hoadley et Knight (1975) aient observé des effets nocifs mesurables de la baignade dans des eaux polluées par des déversements d'eaux usées, Cabelli et coll., (1979) n'ont pas été en mesure d'établir une bonne concordance entre les concentrations de P. aeruginosa et le taux différentiel (baigneurs moins non-baigneurs) de symptômes gastro- intestinaux.

Pseudomonas aeruginosa contenu dans l'eau pénètre dans le conduit auditif et peut entraîner une colonisation ou une infection. Le processus réel de l'infection semble être en partie relié à la sensibilité de l'individu aux infections à P. aeruginosa. Pseudomonas aeruginosa peut se répandre dans l'eau si un baigneur immerge son oreille (Seyfried et coll., 1984). Une étude approfondie effectuée en Ontario sur une période de 4 ans a permis de faire ressortir une relation entre la concentration de P. aeruginosa dans les eaux de baignade et le risque d'infection de l'oreille (ministère de l'Environnement de l'Ontario, 1984). Dans cette étude, 10 % de l'échantillon de population des baigneurs ont signalé qu'ils avaient été atteints d'infections auriculaires dans la première année de l'étude (1978) et 8 % ont fait la même observation pendant la deuxième année. Sur les deux années, plus de 70 % des cas étaient des enfants de 14 ans ou moins, dont 90 % avaient déjà présenté des infections de l'oreille.

Présence dans le milieu aquatique

Pseudomonas aeruginosa a été considéré comme étant omniprésent dans les eaux des États-Unis. Cabelli et coll., (1976) ont déclaré que P. aeruginosa, «étant un mauvais indicateur de la pollution fécale, il ne pouvait être pris comme base de référence en matière de normes pour la prévention des maladies intestinales pendant l'utilisation récréative des eaux de surface». Leur opinion était fondée sur leurs observations concernant les fluctuations de densité microbienne d'origine géographique et saisonnière, la présence de réservoirs non fécaux de P. aeruginosa, ainsi que la capacité que possède ce micro-organisme de se multiplier dans les eaux à faible contenu nutritif.

Des études faites sur des lacs de l'Ontario ont indiqué que P. aeruginosa avait plus de chance de se retrouver dans les eaux de baignade marquées par une intense activité humaine. Les eaux usées et les baigneurs eux-mêmes sont des sources possibles de ce micro-organisme dans les eaux utilisées à des fins récréatives. Dans les eaux usées domestiques non traitées, des concentrations de 10⁵ à 10⁶ de P. aeruginosa/100 mL sont courantes, et aux États-Unis, un peu plus de 10 % des adultes en bonne santé sont porteurs de P. aeruginosa au niveau intestinal. De plus, des concentrations de Pseudomonas dépassant 100 germes/100 mL peuvent être mesurées dans des eaux recevant des eaux de ruissellement provenant de zones urbaines (ministère de l'Environnement de l'Ontario, 1984).

Pseudomonas aeruginosa survit dans l'eau plus longtemps que les coliformes (Lanyi et coll., 1966). Drake (1966) a indiqué qu'on pouvait s'attendre à des concentrations de P. aeruginosa comprises entre 1 et 10/100 mL dans les rivières exposées à des sources de contamination faibles mais certaines. En Ontario, les eaux utilisées à des fins récréatives ont des niveaux de P. aeruginosa qui vont de 0/100 mL à plus de 100/100 mL. Le niveau médian est généralement inférieur à 1/100 mL (ministère de l'Environnement de l'Ontario, 1984).

Résumé

1. Pseudomonas aeruginosa est généralement isolé à de faibles concentrations dans l'eau douce utilisée à des fins récréatives. Dans une zone où se pratique la baignade, les niveaux de P. aeruginosa sont influencés par la densité des baigneurs, en particulier de ceux qui sont infectés par P. aeruginosa ou qui en sont porteurs.
2. Les niveaux de P. aeruginosa sont influencés par les eaux usées ou les évacuations urbaines.
3. Chez les baigneurs, Pseudomonas aeruginosa a été associé à la présence d'otites externes.
4. En Ontario, une étude a démontré que l'on pouvait s'attendre à l'émergence de cas d'otites externes quand les concentrations de P. aeruginosa dépassent le niveau de 10/100 mL dans au moins 25 % des échantillons d'une saison.

3.4.2 Staphylococcus aureus

Limites maximales

Aucune limite n'a été fixée pour Staphylococcus aureus. L'échantillonnage en vue du dépistage de ce micro-organisme pathogène doit être effectué lorsqu'il existe des preuves épidémiologiques ou d'autre nature de sa présence dans l'eau ou pour évaluer les dangers d'une utilisation excessive de l'eau comportant la possibilité de transmission de germes pathogènes d'une personne à une autre.

Critères

Description

Le germe Staphylococcus comprend des cocci Gram-positifs et catalasepositifs qui fermentent le glucose et se développent en aérobiose aussi bien qu'en anaérobiose. Staphylococcus aureus se caractérise par son pouvoir de coaguler le plasma de lapin en présence d'agents anti-coagulants. La fermentation anaérobie du mannitol et la production d'une nucléase thermo-stable sont d'autres épreuves diagnostiques importantes (Evans, 1977). Il existe six biotypes qui peuvent être reliés aux animaux qui sont leurs hôtes habituels (Dimitracopoulos et coll., 1977).

Les staphylocoques ne sont pas considérés comme des hôtes naturels des milieux aquatiques et ils sont en général incapables de s'y multiplier. Ils ont besoin de beaucoup d'éléments nutritifs pour se développer dans une eau dont la température est d'environ 20 °C; aux températures inférieures à 10 °C, leur multiplication est faible, sinon nulle. Cependant, les staphylocoques résistent à de nombreuses influences du milieu et ils peuvent survivre pendant des périodes relativement longues. On considère que les staphylocoques présents dans les eaux utilisées à des fins récréatives proviennent surtout de sécrétions issues de la bouche, du nez et de la gorge des baigneurs, ainsi que de leur peau. On a montré que ces micro-organismes provenaient des baigneurs, surtout dans des études portant sur l'eau des piscines (Mallman 1962; Favero et coll., 1964; Paul, 1972; Palmquist et Jankow, 1973) et dans quelques études portant sur des eaux naturelles (Oriz, 1977). Dans la seizième édition de Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (American Public Health Association, 1989), on classe les staphylocoques parmi les germes pathogènes d'origine humaine présents dans l'eau des plages naturelles utilisées pour la baignade. Pour ce qui est de l'étendue et de l'importance de l'apport des animaux et des eaux de ruissellement à la charge totale en staphylocoques, peu de documentation existe à ce sujet.

Pathogénicité

Staphylococcus aureus est considéré comme le principal germe pathogène de ce genre. Il est responsable de la plupart des infections purulentes, y compris les furoncles et les coupures et égratignures infectées (Evans, 1977). Seyfried (1973) a signalé un cas d'infection de l'oreille associé à la baignade dans une piscine dont l'eau était contaminée. À l'heure actuelle, il n'existe pas de données convaincantes sur la fréquence des affections attribuables au degré de pollution des eaux utilisées à des fins récréatives.

Malgré la rareté des renseignements qui permettraient d'évaluer le risque que peut présenter l'eau d'une qualité donnée, on a proposé quelques concentrations maximales. Les limites suggérées pour que les bains ne soient pas dangereux vont d'un indice de «cocci» inférieur à 15/100 mL (Seligmann, 1951) à 100/100 mL (Favero et coll., 1964). Seyfried (1987) a observé que les staphylocoques totaux, les coliformes fécaux et les streptocoques fécaux formaient les indicateurs qui étaient en corrélation la plus étroite avec la morbidité associée aux baignades. Ces résultats sont fondés sur une étude effectuée en 1983 sur les plages d'eau douce du sud de l'Ontario, avec une orientation épidémiologique. L'étude recommandait d'employer les coliformes fécaux, Escherichia coli, Pseudomonas aeruginosa et les staphylocoques totaux comme indicateurs de la qualité de l'eau douce utilisée à des fins récréatives.

Seyfried (1987) a observé des moyennes géométriques de concentrations en staphylocoques totaux de 142/100 mL dans des plages utilisées, et de 96/100 mL dans des plages fermées. D'une façon générale, lorsqu'il s'agit de protection de la santé, on préfère l'indice des staphylocoques totaux à l'indice de S. aureus.

Présence dans le milieu aquatique

D'après des données limitées, il semblerait que les teneurs en Staphylococcus soient relativement faibles sur les plages du Canada. Une étude a révélé la présence de 10 à 40 staphylocoques/100 mL dans les eaux de ruissellement des villes (Environnement Canada et ministère de l'Environnement de l'Ontario, 1978). Des études effectuées par Seyfried (1973) ont révélé des concentrations comprises entre 30 et 90/100 mL sur l'une des trois plages du lac Érié qui ont été observées. Sur le lac Ontario, deux des trois plages examinées étaient contaminées par S. aureus. Dans deux des trois aires de conservation de l'Ontario, on a trouvé des staphylocoques dont une espèce coagulase positive.

Une étude plus récente (Seyfried, 1980) portant sur plusieurs plages des Grands Lacs a révélé la présence constante de staphylocoques. Dans le cas des 12 plages étudiées sur le lac Ontario, les modes variaient de 10 à 122/100 mL et très peu de S. aureus ont été dépistés. Dans le cas de l'eau de 10 plages du lac Érié, les modes variaient de 28 à 380/100 mL. Enfin, dans l'eau de 7 plages du lac Huron, les modes étaient compris entre 7 et 49/100 mL.

Résumé

1. Staphylococcus aureus est reconnu comme un germe pathogène important chez les humains. Il cause des furoncles, des infections de l'oreille et d'autres infections purulentes.
2. Il semble exister une relation entre le nombre des baigneurs et les concentrations de staphylocoques dans l'eau, mais il n'apparaît pas qu'il y ait une relation significative entre les maladies des baigneurs et la concentration de S. aureus dans l'eau.
3. C'est pourquoi, à l'heure actuelle, aucune limite n'a été établie pour les staphylocoques. On recommande d'effectuer une surveillance et des études épidémiologiques orientées sur ces germes pathogènes.

3.4.3 Salmonella

Limites maximales

Aucune limite n'est proposée en ce qui concerne les concentrations de Salmonella dans les eaux utilisées à des fins récréatives. On recommande plutôt d'utiliser Salmonella comme paramètre pour aider à interpréter les résultats d'enquêtes sanitaires et microbiologiques. Comme pratiquement toutes les espèces de Salmonella sont pathogènes, on doit considérer qu'il existe un danger pour la santé lorsqu'on peut isoler régulièrement Salmonella dans une zone où l'on pratique la baignade.

Critères

Description

Les espèces de Salmonella font partie de la famille des Entérobactériaceae. Ce sont des bactéries Gram-négatives, mobiles, en forme de bâton-nets droits, qui fermentent le glucose, mais pas le lactose. Comme les bactéries du genre Salmonella sont dotées d'un antigène très complexe, on cherche souvent à identifier leur sérotype plutôt que leur espèce. Plus de 1400 sérotypes de Salmonella ont été identifiés (Manuel de bactériologie systématique de Bergey, 1986).

Pathogénicité

Le terme «salmonellose» désigne toute infection causée chez les humains ou les animaux par une bactérie du genre Salmonella. Les symptômes de cette infection sont une gastro-entérite aiguë, une fièvre intestinale et une septicémie. La salmonellose est un problème d'hygiène publique qui se pose à l'échelle mondiale, tant pour les animaux que pour les humains, et qui est compliqué par le nombre de sérotypes de Salmonella et l'omniprésence de ce germe. Dudley et coll., (1976) ont mis au point un modèle mathématique permettant d'évaluer le risque pour la santé que présente une exposition aux Salmonella dans l'eau utilisée à des fins récréatives. Il a conclu que, avant que son modèle puisse être utilisé efficacement, il était nécessaire de poursuivre des recherches afin de mettre au point des méthodes quantitatives normalisées pour le dépistage systématique de Salmonella dans les eaux utilisées à des fins récréatives. De plus, Dutka et Bell (1973) ont indiqué que toutes les espèces et variétés du genre Salmonella étaient des pathogènes en puissance devant être considérés comme des dangers pour la santé. Il est souvent arrivé qu'on signale des cas de Salmonella dans des communautés où les eaux étaient considérées comme répondant aux normes en matière de coliformes (Dutka et Bell, 1973). Van Donsel et coll., (1967) ont indiqué que S. typhimurium était encore capable d'affecter les humains après avoir survécu pendant 280 jours dans un sol contaminé.

Présence dans le milieu aquatique

Cherry et coll., (1972) ont constaté que 65 % des échantillons prélevés dans des eaux modérément polluées contenaient des Salmonella, que 38 % des échantillons prélevés dans des eaux très peu polluées en renfermaient également et que 11 % des échantillons prélevés dans des cours d'eau non pollués en contenaient aussi. On a également noté une relation entre la présence de Salmonella et les concentrations de coliformes fécaux dans l'eau (Geldreich et coll., 1968; Smith et Twedt, 1971; Smith et coll., 1973; Hoadley et coll., 1974). Il apparaît que Salmonella peut être régulièrement isolée des eaux de surface où les niveaux de coliformes fécaux dépassent 200/100 mL.

Menon (1985) a isolé cinq sérotypes de Salmonella (S.infantis, S. typhimurium, S. saint-paul, S. tennesse et S. heidelberg) à partir d'une rivière à marée de la Nouvelle-Écosse qui recevait des effluents d'origine urbaine et d'autres provenant d'une industrie alimentaire. Les sources de Salmonella ont été attribuées à des effluents provenant d'usines de traitement de viande et de volaille ainsi que de plusieurs installations de traitement des eaux usées. Les concentrations de coliformes fécaux dans la rivière dépassaient également les recommandations en matière d'activités récréatives et de récolte des coquillages. Palmateer (1980) a également isolé des sérotypes de Salmonella dans des eaux de surface contenant des effluents provenant d'usines de traitement de viande et de volaille. Il a été confirmé que quatre des sérotypes isolés (S. bareilly, S. infantis, S. schwarzengrund et S. typhimurium) avaient été identifiés comme les agents responsables de plusieurs épidémies de salmonellose en Ontario. Salmonella thompson et S. typhimurium ont également été fréquemment retrouvés au débouché d'un égout pluvial pendant des périodes de pluie (Qureshi et Dutka, 1979). Bell et coll., (1978) ont isolé dans la rivière Saskatchewan-Nord des espèces de Salmonella qui étaient résistantes à cinq antibiotiques d'utilisation courante. Qureshi (1977) a isolé quatre sérotypes de Salmonella dans des échantillons d'eau de pluie d'origine urbaine recueillis à Toronto et à Guelph. Ces quatre sérotypes figurent parmi ceux qui ont été souvent isolés chez les humains au cours des dernières années.

Plusieurs études ont démontré que S. typhimurium pouvait survivre plus longtemps que Escherichia coli en eau douce et dans les estuaires (Gosselin, 1979; McCambridge et McMeekin, 1981). Dans le lac Ontario et à Hamilton Harbour, S. thompson a survécu pendant au moins 20 jours (Dutka et Kwan, 1980). Ces observations en matière de survie démontrent que des déversements occasionnels d'eau de pluie ou d'eaux usées peuvent avoir des effets cumulatifs, si bien que des eaux tempérées naturelles peuvent contenir des germes pathogènes et donc constituer un danger possible pour la santé.

On a isolé Salmonella des sédiments du fond de l'eau en plus grand nombre que des eaux situées au-dessus (Van Donsel et Geldreich, 1971; Hendricks, 1971). Ce phénomène a été relié à une survie prolongée de Salmonella dans les sédiments. Van Donsel et Geldreich (1971) ont conseillé de n'isoler Salmonella des sédiments que lorsque les concentrations de coliformes fécaux atteignent 200/100 mL.

Résumé

1. Les micro-organismes Salmonella sont pathogènes et constituent un danger pour la santé s'ils sont isolés de façon constante dans une zone de baignade.
2. Les méthodes d'isolation de Salmonella n'ont pas été normalisées, et leur numération systématique n'est pas pratique à réaliser.
3. Les micro-organismes Salmonella peuvent être considérés comme un paramètre d'appui pouvant aider les organismes de réglementation à déterminer les risques pour la santé que comporte l'utilisation de l'eau à des fins récréatives.

3.4.4 Shigella

Limites maximales

Aucune limite maximale n'est précisée pour Shigella dans les zones de baignade. On doit procéder à un échantillonnage de ces micro-organismes dans les eaux utilisées à des fins récréatives quand il existe une preuve épidémiologique ou d'autre nature de leur présence dans l'eau ou en vue d'évaluer les dangers d'une utilisation excessive des eaux qui peuvent entraîner la transmission des germes pathogènes d'une personne à une autre.

Critères

Description

Les micro-organismes du genre Shigella sont Gram-négatifs, immobiles, lactose-négatifs et ne produisent pas de sulfure d'hydrogène. Les micro-organisme Shigella sont des entérobacilles et ils sont les principaux agents étiologiques de la dysenterie bacillaire (Lund, 1978).

Pathogénicité

La shigellose, qui est l'infection causée par Shigella, peut être transmise par contact de personne à personne, par une eau potable de mauvaise qualité ou par des aliments contaminés. Les symptômes de la shigellose vont d'une légère diarrhée passagère à des vomissements, des douleurs abdominales, de la fièvre et des selles sanglantes et abondantes. Cependant, très peu d'études ont été faites en vue de détecter les Shigella spp. dans le milieu aquatique, principalement parce qu'il n'existe pas de méthode normalisée pour la détection et la numération de Shigella dans l'eau. Les méthodologies utilisées pour détecter Shigella spp. dans l'eau ont une faible sensibilité et doivent donc être considérées seulement comme qualitatives (Wang et coll., 1966; Geldreich, 1972).

McCabe et Craun (1975) ont observé que les Shigella spp., en particulier S. sonnei, étaient les germes pathogènes les plus couramment identifiés qui ont provoqué l'émergence de foyers infectieux en 1971 et en 1972, aux États-Unis et au Canada. Ces épidémies étaient associées à l'ingestion d'eau potable polluée. On a noté une importante épidémie de shigellose attribuable à la baignade dans le Mississippi, en aval de Dubuque (Iowa) (anonyme, 1974; Rosenberg et coll., 1976). À la suite de cette épidémie, Rosenberg et coll., (1976) ont remarqué que la shigellose, une maladie qui pouvait être causée par l'ingestion de 10 à 100 micro-organismes seulement, pouvait être contractée au cours de baignades dans des eaux polluées. C'est la première épidémie de shigellose qui ait pu être reliée à la baignade. Cabelli (1979), en reconstituant l'histoire épidémiologique du foyer infectieux de shigellose apparu à Dubuque, a conclu que même si les concentrations en coliformes fécaux avaient été supérieures à 200/100 mL pendant plusieurs années, il a fallu que soit atteint un nombre critique de porteurs de Shigella ou d'individus malades éliminant Shigella dans l'environnement pour que survienne une épidémie de shigellose.
Plus récemment, Makintubee et coll., (1987) ont signalé l'apparition d'au moins 62 cas (38 primaires ou coprimaires et 24 secondaires) de shigellose (S. sonnei) associés à la baignade dans un réservoir naturel. Bien qu'on ait noté la présence de concentrations excessives d'indicateurs fécaux bactériens dans l'eau, on n'a pas pu détecter Shigella.

Présence dans le milieu aquatique

Il est possible d'isoler les Shigella dans les matières fécales d'animaux à sang chaud et dans les eaux usées. Selon Lund (1978), ces bactéries n'auraient qu'une survie relativement courte dans l'environnement. Hendricks (1972), en étudiant de l'eau de rivière recueillie en aval d'un émissaire d'eau d'égout et passée à l'autoclave, a constaté que la croissance des Shigella était meilleure à 30 °C et que cette bactérie se reproduisaient de deux à trois fois moins rapidement que les coliformes. Il n'a observé que peu ou pas de croissance de bactéries à des températures variant de 5 °C à 20 °C. Wang et coll., (1966) ont remarqué que ce micro-organisme survivait plus longtemps dans des eaux usées à 15 °C qu'à 25 °C. Andre et coll., (1967) ont observé que Shigella avait survécu 12 jours dans l'eau non traitée d'un étang de ferme. Geldreich (1972) a étudié d'autres caractéristiques de survie; il a observé une diminution marquée du temps de survie grâce à l'aération ou à l'abaissement du pH à moins de 7,6.

Résumé

1. Les micro-organismes Shigella sont pathogènes et constituent un danger pour la santé s'ils sont isolés de façon constante dans une zone de baignade.
2. Les méthodes d'isolation de Shigella n'ont pas été normalisées et leur numération systématique n'est pas pratique à réaliser.
3. Shigella peut être considéré comme un paramètre d'appui pouvant aider les organismes de réglementation à déterminer le risque pour la santé que comporte l'utilisation des eaux à des fins récréatives.

3.4.5 Aeromonas

Limites maximales

Aucune limite maximale n'a été proposée pour Aeromonas dans les zones de baignade. Il est recommandé de n'envisager l'échantillonnage en vue du dépistage d'Aeromonas dans les eaux utilisées à des fins récréatives que pour des investigations épidémiologiques.

Critères

Description

Les micro-organismes appartenant au genre Aeromonas sont des anaéorobies facultatifs se présentant sous la forme de bâtonnets Gram-négatifs possédant une flagelle polaire. La gamme de températures favorables à sa croissance s'étend de 0 à 41 °C (Ewing et coll., 1961). Les espèces d'Aeromonas sont largement distribuées dans l'eau douce stagnante et courante, dans les boues et dans les eaux usées (Hazen et coll., 1978). Le Manuel de bactériologie systématique de Bergey (1986), ainsi que Popoff et coll., (1981) reconnaissent trois espèces d'Aeromonas se trouvant dans les échantillons cliniques : A. hydrophila, A. caviae et A. sobria. Par ailleurs, on peut diviser Aeromonas en 9 à 12 groupes d'hybridisation d'ADN, mais la taxonomie reste encore à éclaircir.

Pathogénicité

Les infections chez les humains provoquées par Aeromonas surviennent de façon prédominante pendant la période qui s'étend de mai à novembre, probablement en raison de l'origine aquatique des bactéries (Davis et coll., 1978). Les infections causées par Aeromonas ont été divisées en quatre catégories (von Graevenitz, 1985) :

• cellulite ou infection d'une plaie attribuable à l'exposition à l'eau;
• diarrhée aiguë de courte durée;
• septicémie, le plus souvent accompagnée de troubles biliaires ou pancréatiques;
• autres infections : infections des tissus mous, infections urinaires, méningite, péritonite, otite et endocardite, en particulier chez les personnes immunodéficientes.

Les espèces Aeromonas provoquent chez les humains des troubles diarrhéiques aigus évoluant spontanément à la guérison, et dont la spécificité est confirmée par la découverte de diverses exotoxines. L'une d'entre elles, l'entérotoxine, a été détectée chez le jeune souriceau (Turnbull et coll., 1984). C'est une molécule thermolabile et acidolabile qui provoque une lyse cellulaire dans les cultures de tissus.

Des proportions de porteurs d'Aeromonas dans les matières fécales comprises entre 2 et 3 % ont été observées en Angleterre, aux États-Unis et en Australie, sans troubles gastro-intestinaux associés.

Présence dans le milieu aquatique

Les espèces Aeromonas peuvent être isolées dans les matières fécales des animaux à sang chaud, les eaux usées, l'eau douce et les eaux salées qui sont en interface avec des eaux douces. Aeromonas a été trouvé à des pH allant de 5,2 à 9,8 et à des températures comprises entre 4 et 45 °C. On ne le considère pas comme halophile, parce que sa tolérance au sel varie entre 0 et 4 %. On a également pu l'isoler du sol et de produits alimentaires (Ewing et coll., 1961).

Hanson et coll., (1977) ont signalé un cas, chez un jeune homme précédemment en bonne santé, de cellulite grave qui s'est développée à partir d'une dilacération survenue en cours de baignade. Aeromonas hydrophila a été retrouvé en grand nombre dans la plaie et dans le lac d'eau douce où la blessure s'est produite.

Joseph et coll., (1979) ont signalé un cas d'infection primaire des tissus mous provoquée par deux espèces d'Aeromonas (A. hydrophila et A. sobria) chez un étudiant qui se livrait à des exercices de plongée autonome dans un lac d'eau douce.

Résumé

1. Du fait que l'eau apparaît comme étant l'habitat naturel d'Aeromonas, ce micro-organisme ne doit pas être utilisé comme indicateur de pollution fécale ni comme indicateur sanitaire pour les zones de baignade.
2. Aeromonas peut être pathogène, mais l'échantillonnage des eaux utilisées à des fins récréatives ne doit être envisagé que pour des enquêtes épidémiologiques.

3.4.6 Campylobacter jejuni

Limites maximales

Aucune limite n'a été précisée pour Campylobacter jejuni dans les eaux utilisées à des fins récréatives. On ne doit envisager un échantillonnage de ce germe pathogène qu'en cas de preuve épidémiologique ou autre de sa présence dans l'eau. On peut également envisager un échantillonnage en vue de vérifier les dangers d'une utilisation excessive de l'eau pouvant entraîner le transfert de germes pathogènes d'une personne à une autre.

Critères

Description

Campylobacter jejuni (C. fetus sous esp. jejuni) et C. coli sont maintenant reconnus comme étant des germes pathogènes importants au niveau de l'intestin, et comme étant souvent responsables de diarrhée chez les humains (Benenson, 1985). La campylobactériose, également connue sous le nom de gastro-entérite ou d'entérite à Campylobacter, est le nom de la maladie causée par C. jejuni.

On pense que Campylobacter est responsable d'une plus grande proportion d'entérites que Salmonella ou Shigella. Le diagnostic est basé sur l'isolement des micro-organismes provenant des selles au moyen de milieux sélectifs, d'une réduction de la pression d'oxygène et d'une température d'incubation de 43 °C. L'identification visuelle de bâtonnets mobiles, incurvés, de forme spirale ou en S analogues à ceux de Vibrio cholerae, effectuée par examen des matières fécales en contraste de phase ou à l'ultramicroscope, permet d'obtenir rapidement une présomption de la présence d'une entérite par Campylobacter.

Source et pathogénicité

Campylobacter jejuni a été isolé à partir de l'eau, de la boue, chez le bétail et chez les chiens et les chats. Les oiseaux en particulier constituent un réservoir bien documenté, car de faibles quantités de fientes d'oiseaux tombées dans l'eau peuvent libérer de nombreux micro-organismes de Campylobacter (Benenson, 1985; Sacks et coll., 1986). Les modes de transmission aux humains comprennent le contact avec des animaux, la manipulation de poulet cru, le contact entre personnes et la consommation d'aliments contaminés, de lait non traité et d'eau. La dose infectieuse de Campylobacter dans l'eau est inconnue. À titre de comparaison, aussi peu que 500 micro-organismes dans le lait peuvent être infectieux (Robinson 1981).

Des épidémies d'entérite à Campylobacter d'origine hydrique ont été attribuées au système de distribution municipale d'eau en Amérique du Nord (Sacks et coll., 1986; Borczyk et coll., 1987) et dans divers pays d'Europe (Bolton et coll., 1987).

Les eaux de surface peuvent contenir Campylobacter spp., mais la survie de ces derniers dépend de la température. À 4 °C, ils peuvent survivre de 11 jours à 4 semaines, et à 25 °C, de 2 à 4 jours (Mentzing, 1981). Dans une autre étude, C. jejuni inoculé dans de l'eau d'un torrent de montagne passée à l'autoclave est resté viable pendant 33 jours à 4 °C. À 25 °C, les micro-organismes sont devenus non viables en 4 jours (Blaser et coll., 1980). Dans une enquête portant sur une épidémie d'origine hydrique, on a pensé que malgré les températures ambiantes élevées, une accumulation d'algues et de mousse dans un réservoir de sédimentation ouvert aurait pu contribuer à la prolongation de la viabilité des micro-organismes (Sacks et coll., 1986).

Présence dans le milieu aquatique

Dans une étude (Taylor et coll., 1982), C. jejuni a été responsable d'une diarrhée estivale sporadique découlant de la consommation d'eau de surface non traitée dans des régions sauvages. Par la suite, C. jejuni a été isolé à partir d'animaux de la région. Une autre étude (Taylor et coll., 1983) a porté sur une épidémie d'entérite à Campylobacter qui était liée épidémiologiquement au système de distribution d'eau non traitée de la communauté.

La survie de C. jejuni a été étudiée dans l'eau potable, l'eau des rivières et les eaux usées; les résultats indiquent que sa survie est limitée à quelques jours (Pickert et Botzenhart, 1985). Il n'a pas semblé que la concentration d'oxygène et de nutriments dans les échantillons influe sur la survie, tandis que la température est apparue comme l'une des variables les plus importantes.

C'est l'été que Campylobacter apparaît le plus fréquemment dans l'environnement. L'étude des oiseaux indique que le portage de Campylobacter est plus important durant cette saison qu'en hiver, ce qui expliquerait que les épidémies de Campylobacter d'origine hydrique ont tendance à se produire seulement en été et à l'automne (Sacks et coll., 1986).

Dans une étude faite par Bolton et coll., (1987) et portant sur un réseau de cours d'eau traversant des zones rurales et urbaines, la plus faible fréquence d'isolement et les numérations les plus basses obtenues (10 Campylo- bacter/100 mL) étaient attribuées aux échantillons prélevés dans les sites et régions rurales ayant des cours d'eau dont le débit est le plus rapide. La plus forte fréquence d'isolement et les numérations les plus élevées (20 à 30 Campylobacter/100 mL) étaient associées aux échantillons prélevés à proximité ou en aval des installations d'eaux usées. Une variation saisonnière a été démontrée : les numérations les plus élevées et la plus grande fréquence d'isolement ont été obtenues en fin d'automne et en hiver, tandis que les numérations les plus basses et les isolements les moins fréquents se produisaient au printemps et en été. Il a été observé que les fortes chutes de pluie suivies de ruissellement à partir des terres de culture adjacentes contribuent à augmenter les numérations de Campylobacter dans les cours d'eau.

Plusieurs études ont isolé Campylobacter spp. dans les eaux de surface, en association avec Escherichia coli (Carter et coll., 1987). Ces études ont indiqué que Campylobacter spp. n'était détectée qu'en présence de E. coli.

Résumé

1. De récentes améliorations dans les techniques d'échantillonnage environ-nemental et dans les méthodes permettant de distinguer les espèces microbiennes ont rendu les études d'environnement plus faisables (Taylor et coll., 1982).
2. L'eau est potentiellement un réservoir important pour les Campylobacter thermophiles et constitue un véhicule établi pour la transmission de Campylobacter aux humains et aux animaux domestiques.
3. Il serait utile de pouvoir disposer d'un indicateur standard de pollution fécale pour déterminer les dangers potentiels pour la santé qui sont reliés aux Campylobacter spp. ainsi qu'aux autres entérobactéries pathogènes.
4. À l'heure actuelle, toutes les données rassemblées établissent un lien entre l'entérite à Campylobacter et la consommation d'eau et non aux contacts se produisant durant les activités récréatives. C'est pour cette raison qu'aucune limite n'a été établie à ce jour. Une surveillance peut être exercée dans les cas où elle est justifiée par des données épidémiologiques ou d'autre nature. Il existe un danger pour la santé lorsque Campylobacter peut être isolé de façon constante dans une zone de baignade.

3.4.7 Legionella

Limites maximales

Aucune limite n'a été proposée pour les micro-organismes Legionella spp. dans les eaux utilisées à des fins récréatives.

Critères

Description

On a identifié au moins 22 espèces de Legionella. Ce sont des bacilles aérobies, Gram-négatifs, sans sporulation, qui se développent entre 35 et 37 °C dans des milieux spéciaux (p. ex., extrait de levure-charbon de bois tamponné).

Pathogénicité

Depuis l'épidémie de la maladie des légionnaires qui s'est manifestée en 1976 à Philadelphie, les Legionellaceae ont été reconnues comme étant une cause importante de maladies respiratoires causant la légionellose et la fièvre de Pontiac. La légionellose est une maladie multisystémique qui peut être fatale chez les personnes présentant un déficit immunitaire. La fièvre de Pontiac est une maladie qui ressemble à la grippe et qui évolue spontanément vers la guérison; elle atteint principalement les personnes immunocompétentes. La transmission s'effectue par inhalation d'aérosols infectés. Presque tous les foyers d'infection endémique et épidémique, d'origine communautaire et nosocomiale, ont été reliés à la plomberie intérieure et aux systèmes de climatisation (Benenson, 1985).

Présence dans le milieu aquatique

Tous les micro-organismes Legionella sont des bactéries aquatiques qu'on retrouve principalement dans l'eau et la boue (Edelstein, 1985). Au chapitre de la légionellose, on peut trouver cinq rapports associés aux eaux utilisées à des fins récréatives : deux foyers infectieux de fièvre de Pontiac associés à l'utilisation de bains tourbillons (Mangione et coll., 1982; Goldberg et coll., 1989); un cas d'infection de plaie dans un réservoir d'hydrothérapie (Brabender et coll., 1983); un cas associé à une presque noyade (Sekla et coll., 1982); et un cas à la suite d'une immersion dans une rivière (Farrant et coll., 1988).

Résumé

1. Les micro-organismes Legionella sont des bactéries aquatiques naturelles qui ne peuvent donc pas être utilisées comme indicateur de pollution fécale ou comme indicateur sanitaire des zones réservées à la baignade.
2. Il existe très peu de données sur les rapports entre la légionellose et les eaux utilisées à des fins récréatives.
   Le dépistage systématique de Legionella dans les eaux utilisées à des fins récréatives n'est pas recommandé.

3.4.8 Virus

Limites maximales

Au Canada, aucune limite n'a été fixée pour les virus dans les eaux utilisées à des fins récréatives. L'échantillonnage en vue du dépistage des virus doit être effectué quand il existe des preuves épidémiologiques ou d'autre nature de leur présence dans l'eau ou en vue d'évaluer les dangers d'une utilisation excessive de l'eau pouvant entraîner la transmission de germes pathogènes d'une personne à une autre.

Critères

Description

Les virus sont des micro-organismes inframicroscopiques qui sont incapables de se reproduire à l'extérieur de leur hôte normal. Parmi les virus, dont le nombre dépasse la centaine, qui sont excrétés dans les matières fécales et qu'il est possible de retrouver dans les eaux utilisées à des fins récréatives, certains demeurent infectieux pendant plusieurs mois dans l'eau et dans les sédiments sous-jacents (Sattar, 1981); il s'agit des entérovirus (virus de la poliomyélite, virus coxsackie, échovirus et virus de l'hépatite A), les adénovirus, les rotavirus, les réovirus, les virus de type Norwalk, les calicivirus, les astrovirus et les coronavirus. La dose infectieuse de certains entérovirus chez les humains peut être seulement d'une unité en culture du site tissulaire (Plotkin et Katz, 1967; Ward et Akin, 1984; Ward et coll., 1986) et d'au moins un ordre de magnitude inférieur à celui des bactéries (Blaser et Newman, 1982).

Pathogénicité

Les maladies produites par les entérovirus varient des formes inapparentes aux formes graves. Les entérovirus peuvent provoquer des gastro-entérites, des hépatites A et non-A, des hépatites non-B, de la fièvre, des troubles respiratoires, des infections de l'oeil, des infections du système nerveux central, la poliomyélite, etc. (Sattar, 1978b; Gerba et coll., 1985; Gust et Purcell, 1987).

L'absence de centralisation des informations à propos de ces infections, jointe à la rapidité des transmissions de personne à personne, ont rendu extrêmement difficile la détermination de l'existence de maladies virales d'origine hydrique (Pipes, 1978). Le risque associé aux baignades dans des eaux contaminées par des virus a été étudié par Payment (1984) et Craun (1986).

Épidémiologie

Il est rare qu'on rapporte des infections virales acquises dans des eaux utilisées à des fins récréatives (Paffenbarger et coll., 1959; McLean, 1965). Par contre, on a noté la transmission d'adénovirus à partir de piscines (Foy et coll., 1968; Caldwell et coll., 1974), entraînant généralement des infections de l'oeil. La transmission d'entérovirus à partir d'eau de lac a également été prouvée en ce qui concerne le virus coxsackie B3 (Hawley et coll., 1973), coxsackie A16 (Denis et coll., 1974), celui de l'hépatite A (Bryan et coll., 1974), le virus de type Norwalk (Koopman et coll., 1982; Kappus et coll., 1982) et, finalement, l'échovirus (Walter-Offenhauser et Horn, 1974).

Présence dans le milieu aquatique

Un grand nombre d'entérovirus peuvent se retrouver en milieu aquatique (ministère de la Santé nationale et du Bien-être social, 1977; Bitton et coll., 1985) à la suite d'une pollution par les déchets d'origine animale, les eaux usées urbaines et par d'autres sources de déchets d'origine humaine. Contrairement aux bactéries coliformes fécales qui sont présentes dans toutes les matières fécales, les virus ne sont excrétés que par des individus infectés (U.S. Environmental Protection Agency, 1978a), qui sont souvent des porteurs asymptomatiques de moins de 15 ans (Ramoz-Alverez et Sabin, 1956). Il a été établi que les concentrations de virus dans l'eau variaient de façon marquée en fonction de l'heure, du jour et de la saison (Berg et Metcalf, 1978), tandis que les niveaux de coliformes totaux et fécaux étaient, de façon générale, plus stables. C'est pourquoi le rapport de 1 pour 65 000 entre les virus et les coliformes totaux ne se vérifie pas toujours (Scarpino, 1975). Berg et Metcalf, (1978) ont également démontré que le rapport entre coliformes fécaux et entérovirus n'était pas constant. Des virus ont été trouvés en l'absence de coliformes fécaux détectables (Berg, 1978), et des niveaux significatifs de virus ont été trouvés dans des eaux bien au-dessous des limites bactériologiques recommandées pour les eaux utilisées à des fins récréatives (Goyal et coll., 1978). Bates et coll., (1977) ont observé une résistance à l'inactivation par le chlore.

Plusieurs études ont porté sur les concentrations de virus dans les eaux usées (Sattar et Westwood, 1977, 1978; Subrahmanyan et coll., 1979; Sekla et coll., 1980), dans les rivières (Subrahmanyan, 1977; Sattar et Westwood, 1977; Sekla et coll., 1980; Payment et coll., 1988) et dans les lacs (McLean, 1965; Subrahmanyan, 1977). Une étude approfondie de l'eau de la rivière des Outaouais (Sattar, 1978a) a révélé que sept sur 16 des échantillons prélevés à un endroit donné contenaient des virus; à une plage fréquentée, sur 20 échantillons, 11 contenaient des virus, la gamme des concentrations allant de 0,6 à 16,8 unités infectieuses sur 10 L. Les sources de contamination étaient les apports d'eaux usées non traitées de même que les effluents d'eaux usées traités et chlorés (Sattar et Westwood, 1978).

Payment (1977) a proposé une limite de 1 dose infectieuse en culture tissulaire sur 40 litres, tandis que Sattar (1978a) propose une dose infectieuse sur 10 L lorsqu'on analyse un échantillon de 100 mL. En Israël, Shuval (1975) a recommandé d'établir des limites provisoires. Aux États-Unis, Melnick (1976) a proposé une limite de 1 unité infectieuse de virus détectable sur 10 gallons US (37,9 L) d'eau utilisée à des fins récréatives. Enfin, l'Arizona a adopté une norme pour les eaux de surface qui ne dépasse pas une unité d'entérovirus/40 L d'échantillon (Gerba, 1988).

Les enquêtes portant sur des épidémies virales d'origine hydrique demandent des installations de laboratoire spéciales. On peut effectuer une surveil-lance occasionnelle des virus afin de déterminer leur distribution et leurs relations avec l'incidence des maladies, mais il n'est pas recommandé d'effectuer des examens de dépistage systématique des eaux utilisées à des fins récréatives.

Résumé

1. Il est reconnu que les virus sont pathogènes en petit nombre. L'ingestion d'une seule unité infectieuse en culture tissulaire suffit pour provoquer une maladie. Mais les techniques de concentration et de numération sont trop détaillées pour qu'une surveillance systématique soit réalisable pratiquement.
2. Très peu de données sont disponibles sur les niveaux courants de virus dans les eaux utilisées à des fins récréatives.
3. Il n'y a pas de corrélation entre les numérations virales et bactériennes dans les eaux utilisées à des fins récréatives.
4. Actuellement, on ne peut pas établir de limites pour les concentrations des virus. Une surveillance et des études épidémiologiques sont nécessaires afin de déterminer les concentrations de virus dans l'eau et les effets sur la santé que comporte la natation dans les eaux contaminées par des virus.

3.4.9 Protozoaires

Limites maximales

Aucune limite n'a été fixée pour les protozoaires pathogènes dans les eaux utilisées à des fins récréatives.

Critères

Description, pathogénicité et présence

Un grand nombre de parasites pathogènes peuvent être présents dans le milieu aquatique. Au Canada, les parasites qui peuvent avoir de l'importance sont quatre protozoaires (Giardia, Cryptosporidium, Naegleria et Entamoeba histolytica) et un helminthe (Schistosoma).

Giardia est actuellement le protozoaire intestinal pathogène le plus répandu au Canada et aux États-Unis. L'ingestion de quelques (10 à 100) cystes viables peut provoquer une diarrhée (giardiase). La transmission peut s'effectuer entre personnes ou par l'intermédiaire des aliments ou de l'eau. La giardiase d'origine hydrique a récemment retenu l'attention, car des foyers infectieux ont pu être attribués à des eaux non polluées, ainsi qu'à des eaux de boisson contaminées par les eaux usées (Lin, 1985). Giardia est plus résistante au traitement chloré que les micro-organismes indicateurs, les bactéries pathogènes et les virus (Sobsey, 1989). Par conséquent, les numérations de coliformes fécaux ne peuvent pas être utilisées comme indicateurs de contamination par les protozoaires des eaux utilisées à des fins récréatives. La giardiase associée aux classes de natation pour de très jeunes enfants a été étudiée par Harter et coll., (1984) et un cas de transmission dans une piscine a été rapporté par Porter et coll., (1988). La glissoire d'une piscine a également été incriminée dans l'émergence d'un foyer infectieux de giardiase (Greensmith et coll., 1988).

Cryptosporidium, un protozoaire pathogène récemment reconnu, pourrait avoir la même importance que Giardia (Rose, 1988). L'ingestion de faibles quantités d'oocystes peut également entraîner une diarrhée connue sous le nom de cryptosporidiose. Comme Giardia, Cryptosporidium peut également être transmis d'une personne à une autre ou par l'intermédiaire des aliments ou de l'eau. La maladie, qui peut être fatale chez des patients immuno-déficients, est survenue au Canada (Mann et coll., 1986). Aucune épidémie n'a été reliée aux eaux utilisées à des fins récréatives mais, aux États-Unis et au Royaume-Uni, les foyers les plus importants ont résulté de l'ingestion d'une eau potable traitée de façon inappropriée (D'Antonio et coll., 1985; Rose, 1988). Bien que les informations dont on dispose ne soient que préliminaires, il apparaît que Cryptosporidium est encore plus résistant à la désinfection que Giardia (Sobsey, 1989). Des oocystes ont été trouvés dans des eaux de surface en Colombie-Britannique (Isaac-Renton et coll., 1987) et aux États-Unis (J. Rose et C. Gerba, rapport non publié).

Naegleria fowleri ainsi que d'autres représentants du groupe des amibes retrouvés en eau douce ont causé plus de 100 cas de méningo-encéphalite amibienne primitive dont l'issue est souvent fatale. Des cas de méningoencéphalite amibienne primitive ont été rapportés aux États-Unis, en Amérique du Sud, en Europe, en Australie et en Nouvelle-Zélande chez des personnes nageant en eau douce, dans des lacs et dans des étangs, et même dans des piscines intérieures remplies d'eau de rivière chauffée et traitée au chlore, car ces amibes sont très résistantes au chlore et prolifèrent dans les eaux chaudes (Griffin, 1977; Hallenbeck et Brenniman, 1989). Au Canada, Naegleria fowleri a été retrouvé dans des eaux de surfaces (Seyfried et coll., 1984).

Entamoeba histolytica se retrouve dans le monde entier et affecte 10 % de la population mondiale. Elle peut provoquer de la dysenterie amibienne et des abcès du foie. Les cystes survivent facilement dans l'eau. L'effet de la température a été étudié par Jones et Newton (1950). Les épidémies d'amibiase d'origine hydrique les mieux étudiées étaient reliées avec la consommation d'eau contaminée aux États-Unis (Le Maistre et coll., 1956).

Les Schistosoma spp. sont des trématodes à générations alternées (également connues sous le nom de Bilharzia) dont les larves (cercaires), libérées dans l'eau par des mollusques aquatiques infectés, doivent pénétrer dans la peau d'un hôte réceptif pour y compléter leur cycle vital. L'espèce responsable de la schistosomiase humaine, une maladie d'une étendue considérable qui affecte 200 millions de personnes en Afrique, en Amérique du Sud, au Moyen-Orient et dans certaines parties de l'Asie, ne se présente pas en Amérique du Nord.

On peut trouver des schistosomes aviaires au Canada. Les cercaires des schistosomes portés par les oiseaux et les rongeurs peuvent pénétrer à travers la peau de l'être humain, causant une dermatite appelée prurit des nageurs. Ce prurit se produit chez les nageurs qui se baignent dans les lacs de nombreuses parties du monde, y compris l'Amérique du Nord, ainsi que dans certaines plages au bord de la mer. Les schistosomes ne viennent pas à maturité chez les humains (Levy et Folstad, 1969; Benenson, 1985), mais meurent juste sous l'épiderme. Une nouvelle exposition aux cercaires déclencherait une réponse allergique. Au moment de la pénétration des cercaires, on peut noter une sensation de picotement (Hoeffler, 1977).

On peut éviter le prurit des nageurs en s'abstenant complètement de pratiquer des sports aquatiques dans les régions où la maladie a déjà posé des problèmes. Une autre solution acceptable serait l'élimination des mollusques hôtes, au moyen de molluscicides approuvés. On peut éviter les infections secondaires par les bactéries en prenant les mesures hygiéniques appropriées. Les tentatives pour éviter la dermatite pendant ou après la pénétration des cercaires sont en grande partie inefficaces. Les moyens traditionnels, comme se frotter vigoureusement avec une serviette rude ou faire des frictions à l'alcool, n'ont aucune valeur véritable. Quant aux vêtements et aux produits chimiques répulsifs, ils n'ont que peu d'effets. Le traitement de la dermatite porte principalement sur le soulagement des symptômes, en utilisant les doses habituelles d'antihistaminiques et de médication anti-prurit.

Résumé

1. Il n'est pas recommandé de pratiquer une surveillance systématique des eaux en vue du dépistage des protozoaires. Cependant, les laboratoires provinciaux devraient être capables de participer à l'enquête à propos des épidémies d'origine hydrique documentées.

3.4.10 Phytoplancton toxique

Limites maximales

Aucune limite n'est spécifiée pour le phytoplancton toxique dans les eaux utilisées à des fins récréatives. Cependant, des eaux contenant une écume de couleur bleu-vert ou turquoise indiquent une prolifération d'algues. De telles eaux doivent être évitées en raison de la diminution de leur limpidité et de la présence possible de toxines contenues dans les algues.

Critères

Description

Le phytoplancton, constitué de plantes flottantes de taille microscopique, peut devenir un danger et un sérieux inconvénient dans les eaux utilisées à des fins récréatives, en particulier quand les plantes se concentrent en masses serrées à la surface de l'eau. Il peut s'agir d'un phénomène naturel, mais souvent, cette situation est due à l'eutrophisation d'origine agricole (engrais). La présence de certaines espèces dans une flore d'eau douce est souvent un indicateur sensible de la qualité de l'eau utilisée à des fins récréatives. Un enrichissement des nappes d'eau en éléments nutritifs modifie de façon défavorable la densité et la variété de la faune et de la flore.

Les algues qui posent des problèmes dans les lacs et les étangs sont en général des algues bleues. Celles-ci sont assez exceptionnelles, parce qu'elles partagent certaines caractéristiques à la fois des algues et des bactéries. Dans certaines espèces, les algues sont de petites cellules isolées invisibles à l'oeil nu; dans la plupart des espèces que l'on trouve dans les lacs canadiens, les cellules sont groupées en colonies. Ces colonies peuvent former des filaments, des flocons ou des globules, d'une taille pouvant atteindre plusieurs millimètres. À l'oeil nu, elles ressemblent à de fins débris d'herbe dans l'eau, ou à une masse de purée homogène.

En été, dans les conditions courantes, un échantillon d'eau de lac contient généralement 20 espèces ou plus d'algues bleues, ainsi que des douzaines d'autres espèces d'algues. Les algues bleues peuvent former des proliférations massives dans certaines conditions, pendant l'été (Reynolds et Walsby, 1975).

Les cellules des algues bleues contiennent de petites bulles de gaz (vacuoles) qui leur permettent de régler leur flottaison. Habituellement, les algues sont bien distribuées dans les zones où nutriments et lumière sont en quantité optimale. Les effloraisons massives ne résultent pas d'une poussée de croissance des algues, mais se produisent quand la régulation de la flottaison est perturbée. Reynolds et Walsby (1975) ont établi que la formation des effloraisons massives nécessite d'abord l'existence d'une population importante d'algues, que ces algues aient une flottaison excessive et, enfin, que l'eau soit assez calme pour leur permettre de remonter et de flotter à la surface. Les algues peuvent développer une flottaison excessive quand des turbulences les envoient à une trop grande profondeur, pendant les heures d'obscurité, au moment où la concentration de gaz carbonique dans l'eau devient limitative, ou quand la population des algues est à la fin de son cycle de croissance et qu'elle vieillit, ou toute association de ces divers facteurs. Les effloraisons massives se produisent souvent à la fin du mois d'août et en septembre, quand la population des algues commence à vieillir et que les heures d'obscurité deviennent plus longues. Dillenberg et Dehnel (1960) et Senior (1960) ont rapporté un exemple frappant d'une séquence d'événements météorologiques qui ont illustré ces facteurs dans un lac de la Saskatchewan.

Toxicité

Les algues toxiques se trouvent dans tous les milieux aquatiques, et elles ont été responsables de la mort ou de la maladie de bétail, de gibier d'eau, de poissons et même d'humains (Carmichael et coll., 1985). Du point de vue taxonomie, les phylums les plus importants sont les Pyrrophytes (dinoflagellés), les chrysophytes et les cyanophytes (algues bleues). On connaît bien les «marées rouges» qui provoquent la mort des poissons et qui contaminent les coquillages comestibles et d'autres espèces animales des fonds marins (Tangen, 1977; Cross et Southgate, 1980). Sur la côte ouest de l'Amérique du Nord, les palourdes et les moules deviennent toxiques par suite de l'ingestion du dinoflagellé Gonyaulax catenella et de l'accumulation d'une saxitoxine dans leur tube digestif. Sur la côte est, une intoxication du même genre est causée par Gonyaulax tamarensis, avec un mélange de saxitoxine et de trois autres toxines analogues.

Il est reconnu que depuis 100 ans, dans les lacs, les étangs et les bassins, les algues bleues provoquent des accidents toxiques chez les animaux. Les trois espèces d'algues bleues le plus souvent identifiées comme cause de ces empoisonnements sont Anabaena flos-aquae, Aphanizomenon flos-aquae et Microcystis aeruginosa (McLeod et Bondar, 1952; Senior, 1960; Aziz, 1974; Moore, 1977; Richard et coll., 1983`).

Un certain nombre de toxines produites par des algues bleues vivant en eau douce ont maintenant été identifiées. Deux neurotoxines et deux hépatotoxines ont été liées à Anabaena flos-aquae. L'anatoxine-a est un puissant dépolarisant et inhibiteur post-synaptique des plaques neuro-musculaires qui provoque la mort par arrêt respiratoire en quelques minutes ou en quelques heures, selon l'espèce, la dose et la consommation antérieure d'aliments. La DL50 de la toxine purifiée par voie intrapéritonéale chez la souris est d'environ 200 mg/kg de poids corporel et la durée de survie est de 4 à 7 minutes (Carmichael, 1988). Une autre neurotoxine produite par Anabaena flos-aquae est l'anatoxine-a(s), une anticholinestérase, qui provoque également une salivation visqueuse, un écoulement de larmes, de l'incontinence urinaire et de la défécation suivis de mort par arrêt respiratoire. L'anatoxine-a(s) est environ quatre fois plus toxique que l'anatoxine-a. Les deux hépatotoxines produites par Anabaena flos-aquae semblent être des heptapeptides semblables aux deux analogues produits par Microcystis aeruginosa (Carmichael, 1988).

Les toxines produites par Aphanizomenon flos-aquae consistent principalement en deux alcaloïdes neurotoxiques qui ressemblent beaucoup à la saxitoxine et à la néosaxitoxine (Sasner et coll., 1984). Ces neurotoxines sont généralement connues comme poisons paralysants des coquillages liés aux «marées» rouges et ont reçu leurs noms d'une palourde de l'Alaska (butter-clam), Saxidomus giganteus (Schuett et Rapoport, 1962). On a détecté trois autres neurotoxines qui sont labiles et ne ressemblent à aucun des poisons paralysants des coquillages connus à l'heure actuelle (Carmichael, 1988).

Les hépatotoxines produites par Microcystis aeruginosa attaquent le foie, provoquant une nécrose grave et des hémorragies. Chez les animaux réceptifs ayant reçu une dose aiguë, la mort, causée par un choc hypovolémique attribuable à une hémorragie hépatique interstitielle, peut survenir dans l'espace de une à trois heures. Chez d'autres animaux, la mort peut survenir dans un délai pouvant aller jusqu'à 36 heures, précédé d'un tableau clinique comprenant : incoordination, faiblesse et fibrillation musculaires, démarche instable, attitude prostrée, respiration laborieuse, salivation, production de larmes, diarrhée et, chez les animaux dont la mort tarde à venir, ictère, photodermatite et affaiblissement généralisé (Soll et Williams, 1985). Une toxine diarrhéique a également été isolée de M. aeruginosa, pouvant expliquer les gastro-entérites en l'absence de tout autre agent étiologique connu (Aziz, 1974).

La toxicité due aux algues bleues ne peut se manifester que s'il existe une efflorescence dominée par les variétés toxiques de l'espèce en développement. Dans une espèce qui est en efflorescence dans les eaux d'un lac, des variétés toxiques peuvent se présenter en même temps que des non toxiques; il en résulte que certaines parties du lac peuvent devenir toxiques, tandis que d'autres resteront sans danger. La toxicité dans un lac est normalement transitoire, car elle ne dure qu'aussi longtemps que persiste l'efflorescence ou les signes qui l'accompagnent.

On ne connaît pas la raison pour laquelle des variétés toxiques deviennent soudainement plus dominantes que les variétés non toxiques (Carmichael et coll., 1985). Par conséquent, la toxicité due à des algues bleues est encore moins prévisible que les efflorescences elles-mêmes. Des lacs qui n'ont jamais posé de problèmes peuvent soudainement devenir toxiques. À l'opposé, des lacs qui se sont montrés toxiques pendant des années peuvent ne plus jamais présenter de danger. La meilleure méthode pour identifier un problème est de surveiller systématiquement les lacs où se sont produites des efflorescences.

Quand un lac devient toxique à la suite d'une efflorescence d'algues bleues, le seul signe qui se manifeste peut être la présence d'un cadavre de poisson de gibier d'eau ou de sauvagine. Occasionnellement, des animaux domestiques, comme le bétail ou les chiens, peuvent s'empoisonner s'ils ne disposent pas d'une autre source d'eau potable.

Au Canada, on a rapporté des empoisonnements d'animaux en Alberta, en Saskatchewan, au Manitoba et en Ontario (Stewart et coll., 1950; O'Donoghue et Wilton, 1951; McLeod et Bondar, 1952; Neil, 1957; Senior, 1960; Carmichael et Gorham, 1978). La plupart des empoisonnements par des algues dans l'ouest du Canada sont associés à des efflorescences de Anabaena flos-aquae.

On s'inquiète, particulièrement dans les provinces des Prairies, du risque d'intoxication des nageurs par des efflorescences d'algues bleues. L'être humain est aussi sensible aux toxines des algues bleues que les animaux, mais il est peu probable que quelqu'un boive volontairement beaucoup d'eau d'un lac pendant une efflorescence d'algues, à cause de l'apparence et de l'odeur déplaisantes de cette eau. Cependant, les gens peuvent souffrir de troubles aigus s'il leur arrive d'ingérer accidentellement ou d'entrer en contact avec des algues bleues ou de l'eau contenant des toxines. Les symptômes peuvent se manifester sous forme de fièvre, de maux de tête, d'étourdissements, de crampes de l'estomac, de vomissements, de diarrhée, d'irritation de la peau et de l'oeil, d'inflammation de la gorge et de gonflement des lèvres. Ces symptômes persistent rarement pendant plus de deux à huit jours. Les enfants peuvent être touchés plus gravement, parce qu'ils passent plus de temps dans l'eau que les adultes et qu'ils ont plus de chances d'avaler accidentellement de l'eau contaminée. En plus, ils peuvent avoir un plus faible taux de tolérance aux toxines que les adultes.

Dillenberg et Dehnel (1960) ont enregistré l'empoisonnement d'un homme qui était tombé dans un lac de la Saskatchewan contenant une épaisse efflorescence d'algues bleues. Cet homme présenta des nausées, de la diarrhée, des maux de tête, des crampes et une hyperthermie. Dans ses selles, on trouva Microcystis et Anabaena, mais pas d'autres germes pathogènes. Des troubles analogues sont survenus chez des enfants qui nageaient dans un autre lac de la Saskatchewan qui contenait également une efflorescence de Microcystis et d'Anabaena. Schwimmer et Schwimmer (1968) ont rapporté le cas presque fatal d'un jeune garçon qui présenta de la fièvre, une respiration laborieuse, une pneumonite, des douleurs généralisées et un état de coma après avoir nagé dans de l'eau contenant Microcystis aeruginosa. Ils ont également rapporté l'empoisonnement d'un autre jeune garçon qui était tombé dans un lac, avait avalé accidentellement de l'eau contenant Aphanizomenon et présentait des symptômes similaires à ceux du cas précédent. Schwimmer et Schwimmer (1968) ont cité des cas de réponses allergiques à Microcystis, Anabaena et Aphanizomenon comprenant des éruptions papulo-vésiculaires et une conjonctive allergique aiguë, plus précisément Anabaena. Billings (1981) a également rapporté une irritation possible par contacts attribuable à Anabaena. Les cas enregistrés de maladies chez les humains associées à des efflorescences d'algues toxiques sont peu nombreux, mais ces maladies peuvent être plus répandues qu'on ne le pense, par absence de diagnostic.

Les personnes qui participent à des activités récréatives dans des lacs doivent particulièrement prendre garde aux eaux qui contiennent des algues bleu-vert ou turquoise, et elles doivent se méfier de toute efflorescence intense. Les humains ne doivent pas boire d'eau provenant des zones infestées d'efflorescence situées dans les lacs et les réservoirs, pas plus qu'ils ne doivent nager ou patauger dans l'eau contenant des concentrations d'algues bleues. Il faut également veiller à fournir d'autres sources d'eau où puissent s'abreuver les animaux domestiques et familiers. Par contre, les nappes d'eau qui présentent la coloration verte propre aux plantes normales, comme les herbes ou les lentilles d'eau qui envahissent les étangs, risquent peu d'être toxiques, quelle que soit leur épaisseur.

Neutralisation du phytoplancton

En tentant de neutraliser les algues bleues au moyen d'un traitement chimique, on risque de nuire à l'utilisation de l'eau d'un lac ainsi qu'à son écologie. Hanson et Stefan (1984) ont rapporté des effets à court terme, comme la mort de certaines algues, la perte d'oxygène dissous entraînant occasion-nellement la mort des poissons, et le recyclage du phosphore provenant du lit des lacs, qui favorise les conditions conduisant à la repousse des algues dans les 7 à 21 jours. De plus, comme les toxines sont libérées à la mort des algues, l'eau qui a été traitée avec du cuivre ou autre produit chimique destiné à tuer les algues peut être particulièrement dangereuse pendant les 24 heures qui suivent le traitement.

Les effets nuisibles à long terme de la neutralisation des algues sont l'accumulation de cuivre dans les sédiments du fond du lac, une augmentation de la résistance du phytoplancton au cuivre, qui favorise la domination des espèces d'algues bleues, en particulier Aphanizomenon, sur les espèces d'algues vertes, ainsi que la prédominance des poissons sauvages sur les poissons à pêcher, la disparition des macrophytes et la perte des macro- invertébrés benthiques. Si l'eau recouvrant les sédiments devient anoxique, le cuivre pénètre à nouveau dans la zone limnétique (Prepas et Murphy, 1988). L'emploi du sulfate de cuivre peut être interdit dans certains endroits.

Il existe des solutions de rechange à l'emploi du sulfate de cuivre et des herbicides aquatiques comme le Réglone A (Diquat). Une découverte voulant que le phosphore total puisse servir de meilleur prédicteur de la biomasse relative des algues bleues (Trimbee et Prepas, 1987) a permis d'appliquer un traitement des lacs fondé sur la diminution de la concentration totale de phosphore dans l'eau. Babin et coll., (1989) signalent que l'application de lait de chaux (hydroxyde de calcium) a réduit de façon étonnante le phosphore réactif soluble et la chlorophylle a (servant à l'évaluation de la biomasse des algues) dans les étangs de rétention des eaux d'orage et dans les lacs naturels hypereutrophes. La stratification stable des eaux d'un lac favorise la dominance des algues bleues, à cause de leurs propriétés de flottaison. Mais leur mélange expérimental inhibe la croissance de ces algues dans les réservoirs antérieurement sujets à de fréquentes efflorescences (Reynolds et Walsby, 1975).

Résumé

1. Aucune limite n'est recommandée pour le phytoplancton toxique, mais la nage dans des eaux contenant des efflorescences d'algues bleues doit être évitée.
2. Des baigneurs ont été intoxiqués après immersion dans des lacs et des étangs contenant des efflorescences massives d'algues bleues.
3. L'échantillonnage des eaux utilisées à des fins récréatives en vue d'y dépister le phytoplancton doit être envisagé uniquement pour des recherches épidémiologiques.