microbiologie et coquillages

1
Direction des Opérations
Laboratoire Environnement Ressources-Concarneau
Patrick Monfort
MICROBIOLOGIE ET COQUILLAGES
1 – Les Toxi-Infections alimentaires
Les coquillages, consommés crus ou peu cuits, peuvent être à l’origine de toxiinfections alimentaires (TIA), comme l’ensemble des denrées alimentaires dont les
symptômes sont le plus souvent de nature digestive. Quand deux cas groupés
apparaissent, on parle alors de Toxi-Infections Alimentaires Collectives (TIACs).
La surveillance sanitaire effectuée par l’Institut National de Veille Sanitaire (INVS)
permet de disposer des données épidémiologiques qui soulignent une relative
constance du nombre de foyers de TIAC entre 1991 et 2000 (Figure 1). En moyenne
sur ces dix années prises en référence, 520 foyers d’origine alimentaire ont été
déclarés soit aux Directions Départementales des Affaires Sanitaires et Sociales
(DDASS) soit à la Direction des Services Vétérinaires (DSV).
700
650
Nombre de foyers
600
550
500
450
400
350
300
1991
199
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
Figure 1 : Evolution du nombre de foyers de TIAC en France entre 1994 et 2003
toutes sources alimentaires confondues (source : INVS)
2
Parmi ces 520 foyers de Toxi-Infections Alimentaires Collectives, 51(9.8 %) ont
concerné les produits marins dont 13 (2.5%) mettaient en cause les coquillages.
Sur la période 1995 – 2001, les données acquises par l’INVS montrent que les
bactéries et virus sont les agents le plus souvent impliqués dans les TIACs
engendrées par la consommation de coquillages (figure 2).
Ces statistiques ne doivent cependant pas faire oublier que bon nombre de TIA
familiales non déclarées, voire non diagnostiquées, échappent à ces recensements.
Ainsi, les experts estiment que ces statistiques officielles ne représentent que 1% à
10% des cas réels de salmonelloses (Mossel 1989, Desenclos 1996).
Figure 2 : Importance respective des agents pathogènes dans les TIACs liées aux
coquillages entre 1995 et 2001(source : INVS).
Par ailleurs, certains travaux se sont intéressés à l’incidence économique, financière
et sociale de ces épisodes infectieux. Ainsi, Archer et Kvenberg (1985) déterminent
les coûts induits annuellement par les salmonelloses aux USA entre 1.9 et 2.3
milliards de dollars. Roberts (1988) quant à lui évalue le coût des toxi-infections
bactériennes aux USA à 4.8 milliards de dollars pour l’année 1987. Ces constats
devraient tout naturellement conduire à privilégier les actions de prévention tant
chez les professionnels de l’alimentation que chez les consommateurs.
2 – Germes pathogènes et coquillages
Les microorganismes pathogènes (samonelles, listeria, vibrios, virus de l’hépatite A,
entérovirus,…) dans l’environnement sont le plus souvent des germes allochtones au
milieu marin dont l’origine est à rechercher dans l’intestin de l’homme et des animaux
à sang chaud. On parle alors de bactéries entériques. Toutefois, la recherche de ces
3
microorganismes pathogènes, présents en faible quantité, est coûteuse et les
techniques d’identification complexes. Aussi, pour évaluer le risque de contamination
d’origine fécale, les hygiénistes ont retenu au sein du groupe des coliformes, une
espèce, Escherichia coli, comme indicateur de contamination fécale en raison de leur
spécificité fécale, de la résistance comparable d’E.coli et des pathogènes entériques
dans le milieu extérieur et de la sensibilité des méthodes analytiques. La validité des
Escherichia coli pour estimer la présence de bactéries pathogènes dans les eaux et
les coquillages a donné lieu à de nombreuses contreverses (Thomas et Jones 1971,
Andrews et al. 1975, Marjori et al. 1977, Fraiser et Koburger 1984). Une synthèse
des données finistériennes sur l’occurrence des salmonelles dans les coquillages
(Monfort et al 1997) a permis de mettre en évidence une relation hautement
significative (p<0.001) entre la fréquence d’isolement des salmonelles et l’abondance
du germe test de contamination fécale, E. coli (figure 3). Par contre, il est
communément admis que les E. coli ne sont pas des indicateurs efficaces de la
contamination virale.
45
39.5
40
% Salmonelles
35
CTT/100g
Classes
1 - 100
1
101 - 1000
2
1001 - 10000
3
>10000
4
30
25
20
33.6
17.2
15
10
6.4
11.98
3.1
5
Fouisseurs
5.98
0
non Fouisseurs
0.92
1
2
3
4
Classes d''Escherichia coli
Figure 3 : Pourcentage d’isolements de salmonelles dans les coquillages du
Finistère par classe d’E.coli (source : IFREMER Concarneau).
Ces germes font l’objet d’une dissémination dans l’environnement , induite par les
rejets des effluents urbains (station d’épuration, poste de relèvement, assainissement
autonome) et industriels ou encore par l’épandage des effluents d’élevages agricoles
utilisés à des fins fertilisatrices (figure 4).
S’il paraît vain de vouloir éradiquer ces germes pathogènes de notre environnement
et des salmonelles en particulier en raison de la complexité du cycle de
contamination (figure 5), du moins pouvons nous tenter de limiter les effets délétères
des toxi-infections alimentaires en mettant en place les mesures préventives à tous
les niveaux (réduire les pressions anthropiques sur le bassin versant, assurer une
purification efficace des coquillages, contrôler la qualité sanitaire des produits finis,
4
conserver les coquillages dans des conditions optimales du producteur au
consommateur, prendre les mesures d’hygiène appropriées,…).
Figure 4 : 0rigines des sources potentielles de contamination fécale des eaux et des
coquillages (source : http://www.ifremer.fr/envlit/).
Figure 5 : Cycle potentiel de transmission des salmonelles.
5
3 – Origines de la contamination microbiologique des eaux
3.1 – Origine urbaine
3.1.1 – Assainissement collectif
Avec le développement de l’urbanisation et de l’industrialisation, les rejets d’eaux
usées ont considérablement évolués tant sur le plan qualitatif que quantitatif. Pour ne
pas hypothéquer les usages de l’eau en aval de ces rejets, des réglementations
européennes (Directive Eaux Résiduaires Urbaines – 21/05/1991) et nationales (Loi
sur l’eau – 3/01/1992, décret – 03/06/1994, Arrêtés – 06/05/1996 et 21/06/1996) ont
été édictées. Elles fixent les obligations des communes et des particuliers et définit le
rôle de l’Etat.
Ces réglementations définissent la notion d’Equivalent-Habitant (EH) qui est
l’estimation de la quantité de pollution journalière rejetée par un habitant (tableau 2 ).
L’équivalent-habitant permet ainsi d’exprimer, à l’aide d’une unité commune, des
types de rejets différents et de pouvoir en conséquence les comparer.
Paramètres
Volume consommé
Demande Biologique en Oxygène sur 5 jours (DBO5)
Demande Chimique en Oxygène (DCO)
Matières en suspension (MES)
Matières azotées (Azote total –NTK)
Matières phosphorées (phosphore total – PT)
Escherichia coli (cf. 3.2)
Tableau 2 : Pollution émise journellement par un habitant
Equivalent - Habitant
150 litres
60 g
120 g
90 g
15 g
4g
2.14 109
D’après le recensement de la population en 1999, 97% des logements disposaient
d’un système d’assainissement et 80% des logements étaient raccordés à un réseau
collectif d’assainissement.
L’épuration des eaux usées domestiques fait appel à différents systèmes alternatifs
(lagunage, filtres plantés de roseaux, lits bactériens, boues activées) dont la mise en
place sera effective en fonction des contraintes locales (capacités épuratrices,
disponibilité de terres,…). Pour les stations d’épuration de plus de 10000
Equivalents-habitant , 50% d’entre elles sont construites sur le principe des boues
activées qui est décrit ci-dessous (figure 6).
Prétraitements
Le Dégrillage consiste à éliminer les déchets les plus grossiers.
Le dessablage et le Déshuilage consistent à faite passer l’effluent dans
un bassin où la réduction de la vitesse d’écoulement va permettre une décantation
des sables et une flottaison des graisses. L’injection de microbulles d’air assure une
accélération de la flottaison des graisses.
Traitements primaires physico-chimiques
6
Les traitements primaires s’intéressent aux matières particulaires
décantables. Pour cela ils utilisent des traitements physico-chimiques qui permet
d’agglomérer les particules par adjonction d’agents coagulants et floculants (sels de
fer ou d’alumine) qui sont séparés par décantation ou flottaison.
Traitements secondaires biologiques
Ce traitement biologique permet d’extraire des eaux usées les polluants
dissous que ce soit le carbone, l’azote ou le phosphore en favorisant la multiplication
de bactéries aérobies c’est à dire qui se développent en présence d’air, capables de
transformer le carbone en CO2, l’azote en nitrates puis en azote gazeux (N2) soit de
stocker le phosphore. La séparation de l’eau traitée et de la masse des bactéries que
l’on appelle « les boues » se fait au sein d’un clarificateur. Pour conserver une masse
bactérienne suffisante dans le bassin des boues activées une partie de ces boues
est réinjectée dans ce bassin. Ces boues qui contiennent une part des bactéries et
virus amenés à la station d’épura tion sont ensuite égouttées, puis éliminées le plus
souvent par épandage sur les sols agricoles.
Figure 6 : Principe de fonctionnement d’une station d’épuration à boues activées
(source : http://www.ifremer.fr/envlit/).
Pour les différents types de traitement des eaux usées domestiques il est
communément admis les abattements bactériens moyens suivants (tableau 3)
Type de traitement
Abattement bactérien
(1Log= une puissance de 10)
Lagunage naturel
3 à 4 Log
Boues activées+membranes filtrantes
6 Log
Boues activées
2 à 3 Log
Lits bactériens
1 Log
Tableau 3 : Types de traitement épuratoire et performances d’élimination
bactériennes
7
3.1.2 – Assainissement autonome
L’assainissement autonome non maîtrisé est également un vecteur potentiel de
contamination bactériologique du milieu naturel. Afin de satisfaire à une démarche
globale de restauration de la qualité des eaux sur les bassins versants, la loi sur l’eau
a prévu la création d’un Service Public d’Assainissement Non Collectif (SPANC) à
l’échelle locale pour contrôler ces installations chez les particuliers.
3.2 – Origine agricole
La définition officielle d’équivalent-habitant n’intègre pas le paramètre relatif au rejet
bactérien, ce qui nous a contraint de rechercher dans la bibliographie les données
disponibles sur ce sujet. Les études menées par Geldreich 1978, Weather et al. 1979
et Mara et Oragui 1983 mettent en évidence une variabilité importante de la
contamination fécale animale. Toutefois pour satisfaire aux exigences de
comparaison des sources potentielles de pollution sur les territoires, l’IFREMER
utilise les valeurs suivantes (figure7), retenues initialement dans le cadre de l’étude
rejets agricoles et bactériologie (Dupray et al.1999).
Espèces
Flux/j d’E. coli
Equivalent-Habitant
2.14 109
1
5
30
0.06
Figure 7 : Comparaison inter espèces de la contamination fécale journalière
Ces contaminations bactériologiques peuvent avoir diverses origines qui sont
déclinées ci-dessous :
•
La présence d’écoulements aux sièges d’exploitations qui, de fossés
en ruisseaux, peuvent aboutir à l’estuaire.
8
•
L’épandage des effluents agricoles, et tout particulièrement les lisiers,
qui réalisé dans des conditions défavorables (pluviométrie, sol gelé),
peut s’avérer fort dommageable pour la qualité de l’eau.
•
Les points d’abreuvage ainsi que le passage des animaux dans les
rivières s’avèrent des foyers de contamination non négligeables en
période pluvieuse (figure 8). Cette figure souligne ainsi l’ augmentation
significative de la contamination bactériologique en concentration
(x1400) et en flux (x4600) après un épisode pluvieux de 17.3 mm.
Figure 8 : Contamination de l’eau en aval d’un point d’abreuvage sur le bassin
versant du Bélon en 2005 (source : IFREMER Concarneau).
3.3 – Origine liée aux activités de loisirs
Les activités liées au littoral, et la plaisance notamment, peuvent induire une
dégradation microbiologique des eaux en raison du déversement des eaux noires
des bateaux. Afin de limiter l’impact des rejets de cette activité de loisir, une
réglementation européenne va imposer à terme la mise en place de bac de vidange
dans les ports de plaisance de la communauté européenne.
4 – Contamination des eaux estuariennes
Si les rejets directs (urbain, agricole, industriel) ou diffus (épandage des lisiers et des
boues de station d’épuration) dans l’environnement sont une condition nécessaire à
la contamination microbiologique des eaux estuariennes, elle n’est nullement une
condition suffisante. En effet, les microorganismes rejetés sur le bassin versant, pour
parvenir au littoral, seront sous la dépendance d’un certains nombre de facteurs
naturels (pentes, pluviométrie, importance du réseau hydrographique,…) et humains
9
(pratiques agricoles,…) qui faciliteront leur transit du point de rejet à l’estuaire (figure
8).
Figure 8 : Recensement des facteurs susceptibles d’influer sur la
contamination ultime des eaux estuariennes.
Parmi ces différents facteurs, la pluviométrie est sans aucun doute celui qui occupe
une place primordiale dans cette contamination à l’échelle du bassin versant. Il n’en
est pour s’en convaincre que de se référer aux résultats obtenus dans le cadre du
projet Cycleau (Monfort et al. 2006). Ceux-ci font apparaître une perte d’une à deux
classes de qualité sur le paramètre microbiologique à la suite d’épisodes pluvieux
(figure 9).
10
Figure 9 : Concentrations bactériennes dans les eaux superficielles du Bélon en
périodes sèches et pluvieuses (source : IFREMER Concarneau).
5 – Survie des bactéries en mer
Les bactéries et virus, hôtes habituels de l’intestin de l’homme et des animaux à sang
chaud, qui arrivent dans le milieu marin, se retrouvent dans un milieu hostile peu
propice à leur croissance. Incapables de se multiplier dans cet environnement, ces
microorganismes vont y survivre plus ou moins longtemps en fonction des
paramètres physiques, chimiques et biologiques du milieu (figure 10). Les
microorganismes sont soit libres dans la masse d’eau, soit associés à des particules
organiques ou minérales. Suivant le poids de ces particules, les microorganismes
vont être soumis à une dilution tout au long de l’estuaire ou à une sédimentation
favorable à leur concentration. Ainsi on estime que les sédiments sont de 100 à 1000
fois plus contaminés que l’eau environnante (Gerba 1976, Smith 1978, Labelle et al.
1980) et vont constituer un réservoir potentiel pour une recontamination ultérieure
des eaux à la faveur de la remise en suspension des microorganismes lors des
phénomènes naturels (crues, tempête) ou d’activités humaines (dragages). Le temps
de survie des microorganismes est défini par le temps nécessaire à la disparition de
90% de la population initiale, exprimé par le T90. De quelques heures à quelques
jours pour les bactéries, cette survie est prolongée, pour les virus, de plusieurs
semaines à plusieurs mois.
11
Figure 10 : Paramètres physiques, chimiques et biologiques influençant la survie des
germes en milieu marin (source : M. Pommepuy – IFREMER)
La lumière
L’action bactéricide des rayons ultra-violets (UV) de la lumière solaire est connue
depuis longtemps et la variabilité saisonnière (hiver – été) de la survie des germes
peut être observée en fonction de la présence ou de l’absence de la couche
nuageuse.
Une turbidité élevée de l’eau limite la pénétration des rayons UV dans l’eau et
contribue également à réduire l’efficacité des rayons UV vis à vis des cellules
microbiennes. Ainsi dans une eau peu chargée en matières en suspension (1mg/l),
environ 80% de l’intensité lumineuse est transmise dans les cinq premiers mètres
alors que dans une eau plus turbide (10mg/l) ce pourcentage n’est plus que de 20%
(Pommepuy et al. 1991).
La température
D’une manière générale, on observe un allongement de la durée de survie des
microorganismes à basse température, induite par un ralentissement de leur
métabolisme. Ainsi, dans le cadre d’une étude de la survie des listeria et des
salmonelles dans l’environnement marin (Monfort et al. 2000), nous avons enregistré
respectivement en eau de mer des T90 de 9 et de 14 heures à 18°C et de 67 et
167 heures à 5°C (figures 11 et 12 ).
12
Figure 11 : Evaluation de la survie bactérienne des salmonelles et des listeria en
laboratoire à 18°C (source : IFREMER Concarneau).
Figure 12 : Evaluation de la survie bactérienne des salmonelles et des listeria en
laboratoire à 5°C (source : IFREMER Concarneau).
La salinité
Parmi les stress subis par les bactéries d’origine entérique arrivant en milieu
marin, l’un des principaux est exercé par la salinité (Pommepuy et al.1991). Ces
auteurs montrent qu’à une concentration de 10g/l 100% des souches d’E.coli
croissent en milieu minimum alors qu’à 20g/l, 25% des souches bactériennes ont
disparu. Ils soulignent également que la présence de particules organiques permet
aux microorganismes de lutter plus efficacement contre le stress salin.
Autres
La compétitivité entre cette flore fécale et la flore bactérienne autochtone au
milieu marin, leur prédation par d’autres organismes ainsi que l’absence de nourriture
(oligotrophie) sont autant de facteurs supplémentaires qui concourent à la disparition
des bactéries entériques apportées au littoral.
13
6 – La contamination des coquillages
Outre la présence de germes dans l’eau, inhérente aux activités et aux usages
anthropiques, le risque de Toxi-Infection Alimentaire est intimement lié à la
physiologie des mollusques bivalves filtreurs (figure 13). En effet, pour satisfaire
leurs exigences nutritionnelles et respiratoires, les coquillages filtrent des volumes
d’eau importants. Ce faisant, ils ingèrent le phytoplancton, base essentielle de leur
nourriture mais concentrent également dans leur tractus digestif et leurs tissus, les
polluants chimiques et les microorganismes présents dans le milieu naturel. Aussi,
les coquillages présentent ils une plus grande sensibilité analytique et des
fluctuations temporelles moins marquée que l’eau dans laquelle ils sont élevés
(figure 14), ce qui leur confèrent un rôle de sentinelle de l’environnement, mis à profit
dans la surveillance des eaux littorales que ce soit aux Etats-Unis (mussel watch) ou
en France (Réseau microbiologique-REMI).
Figure 13 : La filtration, un impératif physiologique à double tranchant
Figure 14 : Evolution des concentrations en E. coli dans les moules et dans l’eau
environnante au cours d’un cycle de marée (source : IFREMER Concarneau).
14
Facteurs agissant sur l’accumulation
Cette accumulation de microorganismes dans les bivalves, liée à leur activité
physiologique de filtration, est conditionnée par divers paramètres.
•
L’espèce et la taille des coquillages est un facteur important de
différenciation d’enrichissement. Au sein de l’espèce, On note
également une variabilité individuelle plus marquée chez l’ huître
creuse que chez la moule.
•
La filtration optimale des coquillages se situe le plus souvent entre 18 et
22°C. A l’extérieur de cette fourchette, la filtration est ralentie tandis
qu’en dessous de 10°C et au dessus de 27°C, elle est fortement
perturbée (Rowse and Fleet 1984).
•
L’optimum de salinité est variable selon les espèces considérées mais
elles supportent en général de large gradient de salinité (espèces
euryhalines). Une forte et brutale dessalure peut toutefois entraîner une
mortalité importante des coquillages.
•
Les bivalves utilisent l’oxygène dissous dans l’eau de mer pour
satisfaire leurs besoins respiratoires. En dessous des valeurs situées
entre 28 et 35 mg/l (His et Cantin 1995), on observe une perturbation
de l’activité physiologique et donc une moindre capacité de filtration.
•
Une turbidité de l’eau excessive entraîne un ralentissement du
pompage par le coquillage et donc une filtration moindre.
•
L’état physiologique des coquillages (Le Bec et al. 2002).
L’accumulation des bactéries dans les tissus des bivalves se traduit par un
enrichissement bactérien par rapport à l’eau environnante (tableau 4 ). L’observation
de valeurs différentes dépend non seulement du germe de référence mais également
des conditions d’étude (in vivo ou in vitro), des conditions environnementales de
l’expérience (Température, salinité,…) mais aussi l’état physiologique du coquillage.
Des facteurs de 10 à 30, communément admis pour Escherichia coli, sont utilisés
dans les modèles prédictifs de dispersion des rejets polluants afin d’évaluer leurs
impacts sur la contamination des zones conchylicoles. Des études menées au
laboratoire de Concarneau ont permis de noter une variabilité importante de ce
facteur d’enrichissement chez la moule, non seulement entre les sites mais
également au cours du cycle de marée (figures 13 et 14).
15
Références
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1980
Perkins et al.
1980
Delattre et
Delesmont 1981
Plusquellec et
al.1983
Bivalve
Conditions
Groupe
bactérien
M. mercenaria
expérimentales
E. coli
E. coli
Huîtres
Coliformes
Coliformes
fécaux
Huîtres
Huîtres et
coques
Moules
naturelles
Naturelles
Coliformes
fécaux
Streptocoques
fécaux
Coliformes
fécaux
Streptocoques
fécaux
Facteur
d’enrichissement
6.5 – 8.5
3.2
30
3 - 16
10
150
13.2
250
Timoney and
Abston 1984
M. mercenaria
Expérimentales
E.coli
Salmonella
3
3
Plusquellec et
al. 1990
Moules
Naturelles
20
Expérimentales
Coliformes
fécaux
E. coli
9.8
Nishio et al
1980
Chamelea
gallina
expérimentales
E.coli
1.6
Tableau 4 : Données bibliographiques concernant l’enrichissement bactérien dans
les bivalves (source :Prieur et al. 1990).
Figure 13 : Evolution du facteur d’enrichissement (E. coli) chez la moule par faible
coefficient de marée selon le site d’étude (source : IFREMER Concarneau).
16
Figure 14 : Evolution du facteur d’enrichissement (E. coli) chez la moule par fort
coefficient de marée selon le site d’étude (source : IFREMER Concarneau).
7– Bibliographie
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