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Recommandations pour
la qualité de l’eau potable
au Canada
Document technique
Les virus entériques
Santé Canada est le ministère fédéral qui aide les Canadiennes et les Canadiens à
maintenir et à améliorer leur état de santé. Nous évaluons l’innocuité des médicaments
et de nombreux produits de consommation, aidons à améliorer la salubrité des aliments et
offrons de l’information aux Canadiennes et aux Canadiens afin de les aider à prendre
de saines décisions. Nous offrons des services de santé aux peuples des Premières nations
et aux communautés inuites. Nous travaillons de pair avec les provinces pour nous assurer
que notre système de santé répond aux besoins de la population canadienne.
Publication autorisée par le ministre de la Santé.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
Les virus entériques
est disponible sur Internet à l’adresse suivante :
www.santecanada.gc.ca
Also available in English under the title:
Guidelines for Canadian Drinking Water Quality: Guideline Technical Document
Enteric Viruses
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Publications
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©Sa Majesté la Reine du chef du Canada,
représentée par la ministre de la Santé, 2011.
La présente publication peut être reproduite sans autorisation
dans la mesure où la source est indiquée en entier.
Cat. : H129-6/2011F
ISBN : 978-1-100-98263-2
Recommandations
pour la qualité de l’eau
potable au Canada
Document technique
Les virus entériques
Préparé par le
Comité fédéral-provincial-territorial sur
l’eau potable
du
Comité fédéral-provincial-territorial sur
la santé et l’environnement
Santé Canada
Ottawa (Ontario)
Mars 2011
Le document peut être cité de la façon suivante :
Santé Canada (2011). Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document
technique — Les virus entériques. Bureau de l’eau, de l’air et des changements climatiques,
Direction générale de la santé environnementale et de la sécurité des consommateurs, Santé
Canada, Ottawa (Ontario). (Numéro de catalogue H129-6/2011F).
Ce document a été rédigé par le Comité fédéral-provincial-territorial sur l’eau potable du Comité
fédéral-provincial-territorial sur la santé et l’environnement
Vous pouvez faire parvenir vos questions ou vos commentaires à l’adresse suivante :
Bureau de l’eau, de l’air et des changements climatiques
Direction générale de la santé environnementale et de la sécurité des consommateurs
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Vous trouverez d’autres documents techniques relatifs aux Recommandations pour la qualité de
l’eau potable dans la page Web suivante : www.santecanada.gc.ca/eauqualite
Table des matières
Partie I. Vue d’ensemble et application . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1
1.0
Recommandation . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1
2.0
Sommaire . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1
2.1
Effets sur la santé . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2
2.2
Exposition . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2
2.3
Traitement . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2
2.4
Évaluation quantitative du risque microbien . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3
3.0
Application de la recommandation . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3
Partie II. Science et considérations techniques . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 6
4.0
Description et effets sur la santé . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 6
4.1
Norovirus . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7
4.2
Virus de l’hépatite . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7
4.2.1 VHA . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8
4.2.2 VHE . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8
4.3
Rotavirus . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
4.4
Entérovirus . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10
4.5
Adénovirus . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11
4.6
Astrovirus . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11
4.7
Virus émergents potentiels dans l’eau potable . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11
5.0
Sources et exposition . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12
5.1
Sources . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12
5.2
Survie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14
5.3
Exposition . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14
5.4
Maladies d’origine hydrique . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15
5.5
Liens avec les microorganismes indicateurs . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16
5.5.1 Eau potable traitée . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17
5.5.2 Sources d’eau de surface . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 18
5.5.3 Sources d’eau souterraine . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 18
6.0
Méthodes d’analyse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19
6.1
Détection des virus entériques . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19
6.1.1 Concentration de l’échantillon . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 20
6.1.2 Méthodes de détection . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 20
iii
6.2
Détection des indicateurs viraux . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
6.2.1 E. coli . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
6.2.2 Coliformes totaux . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
6.2.3 Entérocoques . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
6.2.4 Clostridium perfringens . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
6.2.5 Bactériophages . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
7.0
Techniques de traitement . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
7.1
Échelle municipale . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
7.1.1 Degré de traitement requis . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
7.1.2 Élimination physique . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25
7.1.2.1 Taux d’élimination physique logarithmique . . . . . . . . . . . . . . . . 27
7.1.3 Désinfection chimique . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27
7.1.3.1 Caractéristiques de la qualité de l’eau . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27
7.1.3.2 Concept CT pour la désinfection . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
7.1.3.3 Résistance de divers virus aux produits chimiques . . . . . . . . . . . 29
7.1.3.4 Sous-produits de désinfection . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30
7.1.4 Désinfection aux rayons ultraviolets . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30
7.1.4.1 Résistance des virus aux rayons UV . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31
7.1.5 Utilisation de désinfectants multiples . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32
7.2
Ééchelle résidentielle . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
8.0
Évaluation des risques . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34
8.1
Objectifs en matière de santé . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 35
8.2
Niveaux de risque acceptables . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 35
8.3
Évaluation quantitative du risque microbien . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36
8.3.1 Détermination des dangers . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 37
8.3.2 Évaluation de l’exposition . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 37
8.3.3 Évaluation de la relation dose-réponse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38
8.3.4 Caractérisation des risques . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 40
8.4
Considérations internationales . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43
9.0
Justification . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44
10.0
Bibliographie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 46
Annexe A : Liste des acronymes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65
Annexe B : Valeurs CT pour l’inactivation des virus . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 66
Annexe C : Modèle d’EQRM . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 68
iv
Mars 2011
Les virus entériques dans l’eau potable
Partie I. Vue d’ensemble et application
1.0
Recommandation
La recommandation pour les virus entériques est un objectif de traitement basé sur la
santé correspondant à une réduction (c.-à-d. élimination ou inactivation) d’au moins 4 log des
virus entériques. Selon la qualité de la source d’eau, une réduction logarithmique plus
importante pourrait être nécessaire. Les méthodes actuellement disponibles pour la détection des
virus entériques ne sont pas applicables pour une surveillance régulière. Des techniques de
traitement et des mesures de protection des bassins versants ou des têtes de puits reconnues pour
leur efficacité à réduire le risque de maladies d’origine hydrique doivent être mises en œuvre et
maintenues si la source d’eau est susceptible d’être contaminée par des matières fécales ou a
déjà causé par le passé des éclosions de maladies d’origine hydrique imputées à des virus
entériques.
2.0
Sommaire
Les virus sont des microorganismes extrêmement petits qui sont incapables de se
reproduire à l’extérieur d’une cellule hôte. Ils sont généralement spécifiques à l’hôte, ce qui
signifie que les virus qui infectent des animaux ou des végétaux n’infectent habituellement pas
les humains; quelques virus entériques ont toutefois été décelés chez des hôtes humains et
animaux. La plupart des virus infectent également exclusivement certains types de cellules dans
un hôte. Par conséquent, les effets sur la santé d’une infection virale varient énormément. Les
virus qui peuvent se multiplier dans le tractus gastrointestinal des humains ou des animaux sont
appelés « virus entériques ». On en dénombre plus de 140 pouvant infecter les humains.
Bien qu’il existe des méthodes permettant de détecter et de mesurer la présence de virus
dans l’eau potable, elles ne sont pas pratiques pour une surveillance régulière de l’eau potable
compte tenu de leurs limites sur le plan de la méthodologie et de l’interprétation. On continue
donc de vérifier la qualité microbiologique de l’eau potable en se fiant à la surveillance
d’indicateurs comme Escherichia coli. La présence d’E. coli indique une contamination fécale et
la présence potentielle de virus entériques. Cependant, l’absence d’E. coli ne signifie pas
forcément que les virus entériques sont aussi absents. Par conséquent, il faut utiliser la
surveillance d’E. coli dans le cadre d’une approche à barrières multiples « de la source au
robinet » pour protéger la qualité de l’eau potable.
Santé Canada a récemment terminé son examen des risques pour la santé découlant de la
présence de virus entériques dans l’eau potable. Le présent document technique examine et
évalue les risques pour la santé qui ont été relevés et qui sont associés à la présence de virus
entériques dans l’eau potable. Il comprend une évaluation des nouvelles études et approches
compte tenu des limites, sur le plan de la méthodologie et de l’interprétation, des méthodes
disponibles pour détecter les virus dans l’eau potable. Partant de cet examen, la recommandation
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
1
Les virus entériques (mars 2011)
pour les virus entériques dans l’eau potable a été établie, à savoir un objectif de traitement
entraînant une réduction d’au moins 4 log des virus entériques.
2.1
Effets sur la santé
Différentes maladies humaines sont associées aux virus entériques. La gastroentérite est
le principal effet des virus entériques sur la santé. La durée d’incubation et la gravité des effets
sur la santé dépendent du virus responsable de l’infection. En plus de la gastroentérite, les virus
entériques peuvent causer des maladies aiguës graves comme la méningite, la poliomyélite et des
maladies fébriles non spécifiques. Ils ont également été mis en cause dans des maladies
chroniques, comme le diabète sucré et le syndrome de la fatigue chronique.
La gravité des effets d’une infection virale sur la santé dépend du virus en cause de même
que des caractéristiques du malade (p. ex. son âge, son état de santé). En théorie, une seule
particule virale infectieuse peut causer une infection, mais il en faut habituellement plus d’une
seule. Pour bon nombre de virus entériques, on suppose que le nombre de particules virales
infectieuses nécessaire pour causer une infection est faible.
2.2
Exposition
Les virus entériques ne peuvent pas se multiplier dans l’environnement mais ils peuvent
survivre plus longtemps dans l’eau que la plupart des bactéries intestinales et ils sont plus
infectieux que la plupart des autres microorganismes. Ils sont excrétés dans les selles des
personnes infectées et certains d’entre eux peuvent aussi être excrétés dans l’urine.
Des virus entériques ont été détectés dans l’eau de surface et dans des sources
souterraines. Des données scientifiques récentes ont aussi révélé la présence de virus entériques
dans des eaux souterraines qui sont peu vulnérables à une contamination d’origine fécale.
2.3
Traitement
L’approche à barrières multiples est la plus efficace pour réduire les virus entériques et
d’autres pathogènes d’origine hydrique dans l’eau potable. Pour ces catégories de contaminants,
il faut en priorité caractériser les risques inhérents à la source d’eau et s’assurer que des procédés
de traitement efficaces sont mis en œuvre pour obtenir une eau potable de bonne qualité. En
général, le traitement des approvisionnements alimentés par des eaux de surface ou des eaux
souterraines sous l’influence directe de l’eau de surface doit comprendre, au minimum, une
filtration (ou des techniques qui réalisent un crédit équivalent de diminution sur l’échelle log) et
une désinfection adéquates. Des données récemment publiées ont révélé la présence de virus
entériques dans certaines sources d’eaux souterraines réputées peu vulnérable à une
contamination d’origine fécale (c.-à-d. qui ne sont pas sous l’influence directe d’eaux de surface).
Ainsi, il est recommandé d’effectuer un traitement adéquat des eaux souterraines qui sont peu
vulnérables à une contamination d’origine fécale pour éliminer ou inactiver les virus entériques,
à moins d’une exemption de l’autorité responsable.
Une fois que l’on a caractérisé la qualité des sources d’eau, on peut établir des objectifs
d’élimination/inactivation des pathogènes et adopter des procédés de traitement efficaces afin
d’assurer la salubrité de l’eau potable complètement traitée. La petite taille des virus entériques et
la facilité relative avec laquelle ils traversent les barrières de filtration compliquent leur
élimination. Cependant, les virus peuvent être inactivés efficacement par l’application de
différentes techniques de désinfection, de façon individuelle ou combinée, à des doses
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
2
Les virus entériques (mars 2011)
relativement faibles. Les installations d’approvisionnements en eau potable qui inclus un
sytème d’aqueduc devraient en toute instance maintenir une concentration résiduelle de
désinfectant.
2.4
Évaluation quantitative du risque microbien
L’évaluation quantitative du risque microbien (EQRM) peut être utilisée dans le cadre
d’une approche à barrières multiples pour aider à mieux saisir le risque inhérent à un système
d’approvisionnement en eau. L’EQRM utilise les données disponibles sur la qualité de la source
d’eau et les procédés de traitement ainsi que les caractéristiques propres aux pathogènes pour
estimer la charge de morbidité associée à l’exposition aux microorganismes pathogènes dans une
source d’eau potable. Grâce à cette évaluation, il est possible de déterminer la contribution des
variations en matière de qualité de la source d’eau et de rendement du traitement au risque
global. Cette analyse peut servir à évaluer si les mesures de contrôle mises en œuvre sont
adéquates et si l’on doit recourir à des procédés de traitement additionnels ou optimiser ceux
existants, de même qu’elle peut aider à établir des limites applicables aux points de contrôle
critiques.
L’EQRM examine différents virus entériques qui constituent, de par leurs
caractéristiques, de bons représentants de tous les virus pathogènes similaires; un virus de
référence est ensuite sélectionné parmi eux. Idéalement, un virus de référence représentera une
combinaison du pire scénario : une grande fréquence, une concentration élevée et une longue
période de survie dans la source d’eau, ainsi qu’une faible élimination ou inactivation au cours
du traitement et un pouvoir pathogène élevé pour tous les groupes d’âge. On présume que si le
traitement est efficace contre le virus de référence, il le sera contre tous les virus préoccupants
similaires. De nombreux virus entériques ont été envisagés. Aucun virus entérique possède toutes
les caractéristiques idéales d’un virus de référence. Donc, la présente évaluation de risque
constitue les caractéristiques clées des rotavirus ainsi que celles attribuées à d’autres viruses
entériques pour mieux représenter tous les virus préoccupants.
3.0
Application de la recommandation
Remarque : Des conseils spécifiques concernant l’application des recommandations pour
l’eau potable doivent être obtenus auprès de l’autorité compétente en matière d’eau potable
dans l’administration concernée.
Il convient de limiter l’exposition aux virus en mettant en œuvre une approche « de la
source au robinet » pour protéger la qualité de l’eau potable. Cette approche comporte
l’évaluation du système d’approvisionnement en eau potable dans son ensemble, de la source
d’eau jusqu’au consommateur, en passant par les techniques de traitement et le réseau de
distribution.
Les évaluations des sources d’eau doivent faire partie des évaluations régulières de la
vulnérabilité et des enquêtes sanitaires. Elles doivent comprendre le recensement des sources
potentielles de contamination fécale dans le bassin hydrologique ou l’aquifère qui peuvent
compromettre la qualité de l’eau. Il faut également évaluer la vulnérabilité des sources d’eau
souterraine à la contamination. Les facteurs de risque peuvent comprendre le type de sol qui les
recouvre, l’exploitation des terres entourant le puits et la condition ou la construction de celui-ci.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
3
Les virus entériques (mars 2011)
Les sources de matières fécales humaines, comme les effluents de station d’épuration des eaux
usées, les décharges des bassins de stabilisation des eaux usées et des fosses septiques mal
entretenues, peuvent être des sources importantes de virus entériques humains. Les matières
fécales provenant d’animaux sauvages et d’autres animaux ne sont pas considérées comme
constituant une source importante de virus entériques capables de causer des maladies chez les
humains puisque les virus sont généralement spécifiques à l’hôte.
Les évaluations de la qualité de l’eau doivent envisager le scénario du « pire cas » pour
chaque source d’eau. Par exemple, il peut y avoir une brève période où la qualité de la source
d’eau est mauvaise après un orage. Cette dégradation à court terme de la qualité de l’eau peut en
fait représenter la plus grande partie du risque dans un système d’approvisionnement en eau
potable. Bien que la surveillance régulière de la présence de virus entériques dans l’eau potable
ne soit pas pratique, la collecte et l’analyse d’échantillons de la source d’eau pour détecter les
virus entériques peuvent fournir des renseignements utiles qui aideront à déterminer le degré de
traitement qui devrait être mis en œuvre pour réduire les risques à la santé. L’échantillonnage se
fait généralement à un endroit qui représente bien la qualité de l’eau qui approvisionne le
système d’eau potable, soit au point de captage d’une usine de traitement ou proche du puits pour
une eau souterraine. Souvent l’échantillonnage et l’analyse de la source d’approvisionnement
n’est pas faisable, donc on peut procéder à une estimation qualitative des risques. Les estimations
qualitatives doivent tenir compte des renseignements issus de l’évaluation de la source d’eau
ainsi que d’autres paramètres de la qualité de l’eau, comme les microorganismes indicateurs, qui
peuvent nous renseigner sur le risque ou le degré de contamination fécale dans la source d’eau.
Comme toute évaluation d’une source d’eau comporte un grand degré d’incertitude, il convient
d’appliquer d’autres facteurs de protection au cours de la conception technique de l’usine de
traitement, ou une diminution logarithmique plus importante que celle calculée à l’aide de
l’EQRM, afin de garantir la production d’une eau potable de qualité microbiologique acceptable.
L’information issue des évaluations de la source d’eau est un élément essentiel des
évaluations du risque propres à un site. Cette information devrait être utilisée en conjonction
avec l’information sur le traitement et le réseau de distribution pour aider à évaluer les risques de
la source au robinet. Dans le présent document, on suggère d’utiliser l’EQRM en guise d’outil
pouvant aider à mieux comprendre le système d’approvisionnement en eau en évaluant les effets
de la variation de la qualité de la source d’eau et du rendement du procédé de traitement sur le
risque global, notamment l’impact potentiel d’événements dangereux, comme des orages, des
contaminations ou la déficience d’un procédé de traitement. L’analyse ainsi obtenue peut servir à
évaluer si les mesures de contrôle mises en œuvre sont efficaces et si l’on doit recourir à des
procédés de traitement additionnels ou optimiser ceux existants, de même qu’elle peut aider à
établir des limites pour les points de contrôle critiques.
Une réduction minimum de quatre log des virus entériques est recommandée pour toutes
les sources d’eau, y compris les sources souterraines. Des données récemment publiées ont révélé
la présence de virus entériques dans certaines sources souterraines qui étaient réputées peu
vulnérables à une contamination d’origine fécale. Une administration peut autoriser une
réduction inférieure à la recommandation de quatre log pour une source d’eau souterraine qui est
peu vulnérable à une contamination d’origine fécale si l’évaluation du système
d’approvisionnement en eau potable a confirmé que le risque de la présence de virus entériques
est minime. Pour de nombreuses sources d’eau, en particulier les sources d’eau de surface, une
réduction supérieure à 4 log s’impose.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
4
Les virus entériques (mars 2011)
Les réductions peuvent être obtenues au moyen de procédés d’élimination physique,
comme la filtration et/ou de procédés d’inactivation, comme la désinfection. En général, le
traitement des approvisionnements alimentés par des eaux de surface ou des eaux souterraines
sous l’influence directe de l’eau de surface doit comprendre, au minimum, une filtration (ou des
techniques qui réalisent un crédit équivalent de diminution sur l’échelle log) et une désinfection
adéquates. Pour les sources souterraines, il est recommandé d’effectuer un traitement adéquat
pour éliminer ou inactiver les virus entériques, à moins d’une exemption de l’autorité
responsable. Afin de déterminer la nature et le niveau du traitement indiqué, il faudrait prendre
en compte les fluctuations potentielles de la qualité de l’eau, y compris la dégradation de la
qualité de l’eau à court terme ainsi que la variabilité du rendement du traitement. Des essais
pilotes ou d’autres procédés d’optimisation peuvent être utiles pour déterminer la variabilité du
traitement. Dans les systèmes comportant un réseau de distribution, il faudrait maintenir en tout
temps un résidu de désinfectant.
Dans le cadre de l’approche à barrières multiples, on doit employer des indicateurs qui
peuvent être surveillés régulièrement, dont la turbidité, le chlore résiduel et des microorganismes
comme E. coli et les coliformes totaux, pour vérifier que l’eau a été bien traitée et qu’elle est
donc d’une qualité microbiologique acceptable (voir les documents techniques sur E. coli, les
coliformes totaux, et la turbidité). Ces indicateurs peuvent également servir à évaluer le réseau de
distribution et à vérifier que la qualité microbiologique de l’eau est maintenue dans l’ensemble
du réseau de distribution jusqu’au robinet du consommateur.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
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Les virus entériques (mars 2011)
Partie II. Science et considérations techniques
4.0
Description et effets sur la santé
Les virus, dont la taille varie de 20 à 350 nm, sont constitués d’un génome d’acide
nucléique (acide ribonucléique, ARN, ou acide désoxyribonucléique, ADN) entouré d’une
capsule protéique protectrice, la capside. Certains virus, dits virus enveloppés, ont aussi une
enveloppe de lipoprotéines qui entoure la capsule et dont sont dépourvus les virus sans
enveloppe. Les virus ne peuvent se reproduire que dans une cellule hôte vivante. Bien que le
génome viral code les protéines structurelles virales et d’autres molécules nécessaires à la
réplication, les virus doivent compter sur le métabolisme cellulaire de l’hôte pour synthétiser ces
molécules.
La réplication virale dans les cellules hôtes entraîne la production de virions infectieux et
de nombreuses particules incomplètes non infectieuses (Payment et Morin, 1990). Le rapport
entre les particules du virus comme tel et le nombre réel de virions infectieux varie de 10:1 à plus
de 1000:1. Dans le contexte des maladies d’origine hydrique, un « virus » est donc défini comme
étant une « particule du virus complet » ou un « virion » infectieux avec son génome d’ADN ou
d’ARN et son enveloppe protéique tels qu’ils existent hors de la cellule. Il s’agit de la forme la
plus simple dans laquelle un virus peut infecter un hôte. Dans l’environnement, les virions
infectieux se dégradent et perdent de leur infectiosité. Il est quand même possible de les voir au
microscope électronique ou de les détecter par des méthodes moléculaires, mais ils n’auront plus
leur potentiel d’infectiosité.
En général, les virus sont propres à l’hôte. Par conséquent, les virus qui peuvent infecter
les humains n’infectent habituellement pas des hôtes non humains, comme les animaux ou les
végétaux. L’inverse est aussi vrai : les virus qui infectent les animaux et les végétaux n’infectent
généralement pas les humains. Cependant, un petit nombre de virus entériques ont été observés à
la fois chez les humains et les animaux. La plupart des virus n’infectent également que des types
particuliers de cellules dans un hôte. Les types de cellules susceptibles dépendent du virus et par
conséquent, les effets sur la santé découlant d’une infection virale varient beaucoup, selon
l’endroit où les cellules susceptibles sont situées dans le corps. En outre, l’infection virale peut
déclencher des réactions immunitaires qui produisent des symptômes non spécifiques. Les virus
qui peuvent se multiplier dans le tractus gastrointestinal des humains ou des animaux sont des
« virus entériques ». Ceux-ci sont excrétés dans les selles des personnes infectées et certains
d’entre eux peuvent aussi être excrétés dans l’urine. Ces excrétions peuvent contaminer les
sources d’eau. Les virus non entériques, dont les virus respiratoires, ne sont pas considérés
comme des pathogènes d’origine hydrique puisqu’ils ne se transmettent pas facilement des
personnes infectées aux sources d’eau.
Plus de 140 types sérologiques différents de virus entériques pouvant infecter les humains
ont été décrits (AWWA, 1999a; Taylor et coll., 2001). Les maladies associées aux virus
entériques sont variées. En plus de la gastroentérite, les virus entériques peuvent causer des
maladies aiguës graves, comme la méningite, la poliomyélite et des maladies fébriles non
spécifiques. Ils ont aussi été mis en cause dans l’étiologie de certaines maladies chroniques,
comme le diabète sucré et le syndrome de la fatigue chronique. Les sections ci-dessous
renferment plus d’information sur les virus entériques communément associés aux maladies
humaines d’origine hydrique, dont les norovirus, le virus de l’hépatite A (VHA), le virus de
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
6
Les virus entériques (mars 2011)
l’hépatite E (VHE), les rotavirus et les entérovirus ainsi que sur d’autres virus d’intérêt potentiel.
4.1
Norovirus
Les norovirus sont des virus à ARN monocaténaire sans enveloppe d’un diamètre de 27 à
32 nm appartenant à la famille Caliciviridae. Les norovirus sont actuellement subdivisés en cinq
génogroupes (GI, GII, GIII, GIV, GV) composés de 22 génotypes distincts. On continue toutefois
d’identifier de nouvelles variantes de norovirus (Jiang et coll., 1999). Les génogroupes GI et GII
renferment les génotypes de norovirus habituellement associés aux maladies humaines. Par
exemple, le virus de Norwalk fait partie du génogroupe GI. Le génogroupe GIV a aussi été
associé à des maladies humaines, mais beaucoup moins fréquemment que les génogroupes GI et
GII (Bon et coll., 2005). Bien que la plupart des norovirus semblent propres à l’hôte, des études
récentes révèlent que des variantes de norovirus GII humains ont été isolées chez des animaux de
ferme (Mattison et coll., 2007). D’autres génogroupes, comme GIII et GV, n’ont été détectés que
chez des hôtes non humains (Vinje et coll., 2004).
Les infections norovirales surviennent chez les nourrissons, les enfants et les adultes. La
période d’incubation est de 24 à 48 heures (Kapikian et coll., 1996; Chin, 2000). Les effets sur la
santé des infections norovirales sont résolutifs et durent habituellement de 24 à 48 heures. Les
nausées, les vomissements, la diarrhée, les douleurs abdominales et la fièvre sont au nombre des
symptômes. Chez les personnes en bonne santé, les symptômes sont généralement très
désagréables mais ne posent pas de menace pour la vie. Chez les groupes vulnérables, comme les
personnes âgées, la maladie est considérée plus grave. Théoriquement, une seule particule virale
infectieuse est suffisante pour causer l’infection, avec ou sans symptômes de maladie. Toutefois,
la dose médiane nécessaire pour déclencher l’infection est habituellement supérieure à une seule
particule infectieuse. Pour les norovirus, cette dose est inconnue, mais on suppose qu’elle est
faible. L’immunité à l’infection norovirale semble de courte durée, de l’ordre de plusieurs mois.
Après cette période, les personnes semblent redevenir vulnérables à la même souche du virus
(Parrino et coll., 1977). Les études montrent une résistante innée chez certaines personnes à
l’infection aux norovirus. On pense que ces personnes ne possèdent peut-être pas un récepteur à
la surface des cellules nécessaire pour lier le virus ou qu’elles ont une réponse immunitaire
anamnestique qui empêche l’infection (Hutson et coll., 2003; Lindesmith et coll., 2003;
Cheetham et coll., 2007).
Les norovirus sont excrétés dans les matières fécales et les vomissures des personnes
infectées et peuvent être transmis par l’eau contaminée. Ils se transmettent aussi facilement par
contact de personne à personne. Bien des cas de gastroentérite norovirale ont été associés à des
groupes de personnes vivant dans un milieu fermé, comme des écoles, des camps de vacances,
des établissements et des bateaux de croisière. Les infections à norovirus sont saisonnières et
atteignent un pic le plus souvent au cours des mois d’hiver (Mounts et coll., 2000; Haramoto et
coll., 2005; Maunula et coll., 2005; Westrell et coll., 2006b).
4.2
Virus de l’hépatite
À ce jour, six types de virus de l’hépatite ont été identifiés (A, B, C, D, E et G), mais
deux d’entre eux seulement, ceux de l’hépatite A (VHA) et de l’hépatite E (VHE), semblent
transmis par la voie fécale-orale et sont donc associés à la transmission d’origine hydrique. Bien
que le VHA et le VHE puissent tous deux provoquer l’apparition de l’hépatite, il s’agit de deux
virus distincts.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
7
Les virus entériques (mars 2011)
4.2.1
VHA
Le VHA est un petit virus à ARN monocaténaire de 27 nm à 32 nm de diamètre, sans
enveloppe et à symétrie icosaédrique. Il appartient à la famille Picornaviridae et avait été classé à
l’origine dans le genre Enterovirus. Cependant, comme il présente certaines propriétés
particulières en termes de structure génétique et de réplication, il a été placé dans un nouveau
genre, Hepatovirus, dont il est le seul membre (Carter, 2005).
Les infections à VHA, communément appelées hépatites infectieuses, provoquent de
nombreux symptômes, dont la fièvre, des malaises (fatigue), de l’anorexie, des nausées et de la
gêne abdominale, suivis d’une jaunisse au bout de quelques jours. L’infection à VHA peut aussi
causer des dommages au foie qui découlent de la réponse immunitaire de l’hôte à l’infection des
hépatocytes par le VHA. Dans certains cas, ces dommages peuvent être mortels. La période
d’incubation d’une infection à VHA varie de 10 jours à 50 jours, la moyenne s’établissant à
environ 28 à 30 jours. La période d’incubation est inversement proportionnelle à la dose : plus la
dose est forte, plus la période d’incubation est brève (Hollinger et Emerson, 2007).
Théoriquement, une seule particule virale infectieuse est suffisante pour causer l’infection, avec
ou sans symptômes de maladie. Cependant, la dose médiane requise pour déclencher l’infection
est généralement supérieure à une seule particule infectieuse. La dose médiane pour le VHA est
inconnue, mais on suppose qu’elle est faible.
L’infection à VHA survient chez les enfants et les adultes. La maladie est habituellement
résolutive, mais sa gravité augmente avec l’âge. Par exemple, on n’observe que des symptômes
minimes ou aucun symptôme chez les jeunes enfants (Yayli et coll., 2002); par contre, dans une
étude portant sur des cas de VHA chez des personnes âgées de 50 ans et plus, un taux de
mortalité six fois plus élevé que le taux moyen (taux moyen de 0,3 %) a été observé (Fiore,
2004). Le virus est excrété dans les selles des personnes infectées pendant trois à dix jours avant
l’apparition des symptômes de l’hépatite, et se transmet donc par la voie fécale-orale (Chin,
2000; Hollinger et Emerson, 2007). Le VHA est aussi excrété dans l’urine des personnes
infectées (Giles et coll., 1964; Hollinger et Emerson, 2007). La convalescence peut être longue
(huit à dix semaines) et dans certains cas de VHA, les personnes infectées peuvent avoir des
rechutes pendant 12 mois ou plus (Carter, 2005).
4.2.2
VHE
Le VHE est un virion sans enveloppe à ARN polyadénylé monocaténaire, de 30 à 34 nm
de diamètre. Placé à l’origine dans la famille Caliciviridae, il en a ensuite été retiré compte tenu
de son organisation génomique et de ses capacités enzymatiques et n’est actuellement classé dans
aucune famille. Toutefois, il appartient au genre Hepevirus (Fauquet et coll., 2005).
L’infection à VEH était désignée auparavant par le nom d’hépatite non-A non-B
transmise par voie fécale. Sur le plan clinique, il est impossible de la distinguer de l’infection à
VHA. Ses symptômes comprennent des malaises, de l’anorexie, des douleurs abdominales, de
l’arthralgie, de la fièvre et de la jaunisse. Théoriquement, une seule particule virale infectieuse
est suffisante pour causer l’infection, avec ou sans symptômes de la maladie. Toutefois, la dose
médiane nécessaire pour déclencher l’infection est habituellement supérieure à une seule
particule infectieuse. La dose médiane pour le VHE est inconnue. La période d’incubation du
VHE varie de 14 à 63 jours. L’infection à VHE se résorbe habituellement entre une à six
semaines après son apparition. Les virions sont excrétés dans les selles pendant une semaine ou
plus après l’apparition des symptômes (Percival et coll., 2004). La maladie touche le plus
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
8
Les virus entériques (mars 2011)
souvent les jeunes adultes et les adultes d’âge moyen (15 à 40 ans). Le taux de mortalité est de
0,5 % à 3 %, sauf chez les femmes enceintes où il atteint presque 20 à 25 % (Matson, 2004). Les
maladies associées au VHE sont rares dans les pays développés, où la plupart des infections sont
liées à des voyages internationaux. Bien que la plupart des virus entériques humains n’ont pas de
réservoirs non humains, il a été rapporté que le VHE était zoonotique (transmis des animaux aux
humains, avec des réservoirs naturels non humains) (AWWA, 1999a; Meng et coll., 1999; Wu et
coll., 2000; Halbur et coll., 2001; Smith et coll., 2002).
4.3
Rotavirus
Les rotavirus sont des virus à ARN bicaténaire non enveloppés d’environ 70 nm de
diamètre appartenant à la famille Reoviridae. Ces virus ont été divisés en six groupes
sérologiques, dont trois (A, B et C) infectent les humains. Les rotavirus du groupe A sont
subdivisés en sérotypes selon les caractéristiques de leurs protéines de surface, VP7 et VP4. Il y a
14 types de VP7 (les types G) et environ 20 types de VP4 (les types P) qui produisent une grande
diversité antigène (Carter, 2005). Bien que la plupart des rotavirus semblent propres à l’hôte, des
études révèlent la possibilité d’une transmission zoonotique des rotavirus (Cook et coll., 2004;
Kang et coll., 2005; Gabbay et coll., 2008; Steyer et coll., 2008). Toutefois, cela survient peu
fréquemment.
En général, les rotavirus provoquent une gastroentérite, avec vomissements et diarrhée.
Le sujet peut vomir pendant une période allant jusqu’à 48 heures avant l’apparition de la
diarrhée. La gastroentérite peut être bénigne, durant moins de 24 heures, ou plus grave, et dans
certains cas mortelle. Chez les jeunes enfants, les manifestations extra-intestinales, telles que des
symptômes respiratoires et des convulsions, peuvent survenir du fait que l’infection est
systémique plutôt que localisée à la muqueuse jéjunale (Candy, 2007). La période d’incubation
varie de quatre à sept jours (Carter, 2005). La maladie dure généralement de cinq à huit jours.
Théoriquement, une seule particule virale infectieuse peut causer l’infection, mais il en faut
généralement plus d’une. La dose infectieuse médiane pour le rotavirus est de 5,597 (Haas et
coll., 1999). Le virus est excrété en nombre exceptionnellement élevé par les personnes infectées,
jusqu’à 109/g de selles. Certains rotavirus peuvent aussi produire une protéine toxique qui peut
provoquer une diarrhée lors du contact avec les cellules virales (Ball et coll., 1996; Zhang et
coll., 2000). Ce phénomène est inhabituel puisque la plupart des virus n’ont pas d’effet toxique.
Le rotavirus du groupe A est endémique dans le monde entier et constitue le groupe le
plus courant et le plus répandu. On qualifie les infections qu’il cause de diarrhée infantile,
diarrhée hivernale, gastroentérite infectieuse non bactérienne aiguë et gastroentérite virale aiguë.
Les enfants de six mois à deux ans, les nouveau-nés prématurés, les personnes âgées et les sujets
immunodéficients sont plus susceptibles de présenter des symptômes plus graves causés par
l’infection à rotavirus du groupe A. Ce dernier est la principale cause de diarrhée grave chez les
nourrissons et les enfants et il cause environ la moitié des cas qui nécessitent une hospitalisation,
habituellement à cause de la déshydratation. Aux États-Unis, on enregistre près de 3,5 millions
de cas par année (Glass et coll., 1996). Des infections asymptomatiques peuvent survenir chez
des adultes, ce qui procure au virus un autre moyen de se répandre dans la collectivité. Dans les
régions tempérées, la maladie se manifeste principalement au cours de l’hiver tandis que dans les
tropiques, elle est présente pendant toute l’année (Moe et Shirley, 1982; Nakajima et coll., 2001;
Estes et Kapikian, 2007). Les maladies causées par le rotavirus du groupe B, aussi désigné
comme le rotavirus de la diarrhée chez l’adulte, ont été surtout limitées à la Chine, où des
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
9
Les virus entériques (mars 2011)
éclosions de diarrhée grave touchant des milliers de personnes ont été rapportées (Ramachandran
et coll., 1998). Un lien a été établi entre le rotavirus du groupe C et des cas rares et sporadiques
de diarrhée chez les enfants dans de nombreux pays et régions, dont l’Amérique du Nord (Jiang
et coll., 1995). Les premières éclosions ont été signalées au Japon et en Angleterre (Caul et coll.,
1990; Hamano et coll., 1999).
4.4
Entérovirus
Les entérovirus constituent un grand groupe de virus appartenant au genre Enterovirus et
à la famille des Picornaviridae. Il s’agit de virus à ARN monocaténaire sans enveloppe, de 20 à
30 nm de diamètre et à symétrie icosaédrique. Les membres de ce groupe associés à des maladies
chez les êtres humains comprennent les poliovirus (trois sérotypes), les virus Coxsakie A (23
sérotypes) et B (6 sérotypes), les échovirus (31 sérotypes) et de nombreux entérovirus non
groupés (types 68 à 91) (Nwachuku et Gerba, 2006). On continue d’identifier d’autres sérotypes
d’entérovirus.
La période d’incubation et les effets sur la santé des infections à entérovirus sont variés.
La période d’incubation des entérovirus varie de deux à 35 jours, avec une médiane de sept à 14
jours. De nombreuses infections à entérovirus sont asymptomatiques, mais lorsque des
symptômes sont présents, leur gravité peut varier de bénigne à mortelle. La virémie (c.-à-d. le
passage du virus dans le sang) est fréquente, offrant un moyen de transport aux entérovirus
jusqu’à différents organes cibles et provoquant un éventail de symptômes. Les symptômes bénins
comprennent de la fièvre, des malaises, une irritation de la gorge, des vomissements, des
éruptions et des maladies des voies respiratoires supérieures. La gastroentérite aiguë est peu
courante. Les complications les plus graves comprennent la méningite, l’encéphalite, la
poliomyélite, la myocardite et des maladies fébriles non spécifiques chez les nouveau-nés et les
jeunes enfants (Rotbart, 1995; Roivainen et coll., 1998). D’autres complications comprennent la
myalgie, le syndrome de Guillain-Barré, l’hépatite et la conjonctivite. Les entérovirus ont aussi
été mis en cause dans l’étiologie de maladies chroniques, comme la myosite inflammatoire, la
myocardiopathie dilatée, la sclérose latérale amyotrophique, le syndrome de la fatigue chronique
et l’atrophie musculaire post-poliomyélite (Pallansch et Roos, 2007; Chia et Chia, 2008). De
plus, certains travaux confirment l’existence d’un lien entre l’infection à entérovirus et
l’apparition du diabète insulino-dépendant (Nairn et coll., 1999; Lönnrot et coll., 2000). Bien que
de nombreuses infections à entérovirus soient asymptomatiques, on estime qu’environ 50 % des
infections au virus Coxsakie A et 80 % des infections au virus Coxsakie B provoquent la maladie
(Cherry, 1992). On a aussi rapporté que le virus Coxsackie B est l’entérovirus non
poliomyélitique qui a le plus souvent été associé à des maladies graves (Mena et coll., 2003). Les
infections à entérovirus atteindraient leur pic au cours de l’été et au début de l’automne
(Nwachuku et Gerba, 2006; Pallansch et Roos, 2007).
Les entérovirus sont endémiques dans le monde entier mais peu d’éclosions d’origine
hydrique ont été signalées. Le nombre élevé de sérotypes, la nature habituellement bénigne des
infections et le fait que les entérovirus soient hautement transmissibles dans une collectivité par
contact personnel expliquent probablement pourquoi nous en savons si peu sur leur transmission
par voie hydrique (Field et coll., 1968; Lenaway et coll., 1989; Ikeda et coll., 1993; Kee et coll.,
1994; Melnick, 1996; Jaykus, 2000; Lees, 2000; Amvrosieva et coll., 2001; Mena et coll., 2003).
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
10
Les virus entériques (mars 2011)
4.5
Adénovirus
Les adénovirus sont membres de la famille des Adenoviridae, qui comprend des virus
icosaédriques sans enveloppe de 70 à 100 nm de diamètre, à ADN bicaténaire. À l’heure actuelle,
on dénombre 51 sérotypes d’adénovirus dont environ 30 % sont pathogènes chez les humains, la
plupart d’entre eux causant des infections des voies respiratoires supérieures (Carter, 2005; Wold
et Horwitz, 2007). Les sérotypes 40 et 41 sont la cause de la plupart des gastroentérites liées à
des adénovirus. La plupart des isolats d’origine hydrique sont de type 40 et 41, mais d’autres
sérotypes ont aussi été isolés (Van Heerden et coll., 2005). Les symptômes de la gastroentérite à
adénovirus comprennent la diarrhée et les vomissements. La période d’incubation dure de trois à
dix jours et la maladie peut durer une semaine (Carter, 2005).
Les adénovirus sont une cause courante de gastroentérite virale aiguë chez les enfants
(Nwachuku et Gerba, 2006). Les infections sont généralement limitées aux enfants de moins de
cinq ans (FSA, 2000; Lennon et coll., 2007) et sont rares chez les adultes. La charge virale des
selles des personnes infectées est élevée (~106 particules/g de matières fécales) (Jiang, 2006), ce
qui contribue à la transmission par la voie fécale-orale, que ce soit par contact direct avec des
objets contaminés ou par les eaux utilisées à des fins récréatives et, potentiellement, par l’eau
potable. Dans le passé, des adénovirus ont été impliqués dans des éclosions dues à l’eau potable,
même s’ils n’en étaient pas la cause principale (Kukkula et coll., 1997; Divizia et coll., 2004).
L’eau potable n’est pas la principale voie d’exposition aux adénovirus.
4.6
Astrovirus
Les astrovirus font partie de la famille des Astroviridae, qui comprend des virus sans
enveloppe de 28 à 30 nm de diamètre, à ARN monocaténaire. Ils sont divisés en huit sérotypes
(HAst1-8) comportant deux génogroupes (A et B) capables d’infecter les êtres humains (Carter,
2005). L’infection à astrovirus provoque habituellement de la diarrhée durant deux à trois jours
avec une période d’incubation initiale variant d’un à quatre jours. L’infection provoque
généralement une diarrhée moins forte que celle causée par les rotavirus et ne provoque pas de
déshydratation importante. Les autres symptômes observés par suite d’une infection à astrovirus
comprennent les maux de tête, les malaises, les nausées, les vomissements et une légère fièvre
(Percival et coll., 2004; Méndez et Arias, 2007). Les sérotypes 1 et 2 sont courants dans l’enfance
(Palombo et Bishop, 1996). Les autres sérotypes (4 et plus) surviennent plûtot qu’à l’âge adulte
(Carter, 2005). Les éclosions d’astrovirus chez les adultes sont rares, mais possibles (Gray et
coll., 1987; Oishi et coll., 1994; Caul, 1996). En général, les personnes en santé acquièrent une
bonne immunité contre la maladie et, par conséquent, la réinfection est rare. Les infections à
astrovirus sont généralement à leur pic au cours de l’hiver et du printemps (Gofti-Laroche et
coll., 2003).
4.7
Virus émergents potentiels dans l’eau potable
Les coronavirus sont des virus à ARN monocaténaire enveloppés, membres de la famille
des Coronaviridae. Il s’agit principalement de pathogènes respiratoires, qui constituent une cause
fréquente du rhume chez les enfants et les adultes (McIntosh, 1970; Mäkelã, 1998). Dans le
passé, les coronavirus ne constituaient pas une source de préoccupation en matière de
transmission hydrique. Toutefois, un nouveau coronavirus, l’agent causal du syndrome
respiratoire aigu sévère (SRAS), a été détecté dans les selles des patients infectés. Lors de
l’épidémie du SRAS, on a soupçonné dans un endroit que les eaux usées constituaient le moyen
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
11
Les virus entériques (mars 2011)
de transmission (OMS, 2003). Bien que le coronavirus responsable du SRAS soit potentiellement
transmis par la voie fécale-orale, son mode de transmission principal est le contact de personne à
personne par les sécrétions respiratoires. Cependant, d’autres recherches demeurent nécessaires
pour comprendre la persistance de ce virus dans l’environnement et, par conséquent, sa
transmission potentielle par voie hydrique.
Parmi les virus susceptibles d’être transmis par la voie fécale-orale, on compte des
parvovirus, le virus TT et le virus JC. Ces virus ont tous été détectés dans les eaux usées (Vaidya
et coll., 2002; Bofill-Mass et Girones, 2003; AWWA, 2006). Le virus JC est aussi excrété dans
l’urine. Il est important de souligner qu’on continue de détecter et de reconnaître de nouveaux
virus entériques. Ces virus ont été associés à des maladies chez des personnes
immunodéficientes, par exemple la gastroentérite, des maladies respiratoires et d’autres maladies
plus graves, dont la leucoencéphalopathie multifocale progressive et le cancer du côlon (AWWA,
2006). Bien que ces virus aient été détectés dans les eaux usées, leur transmission par l’eau n’a
pas été examinée dans la documentation scientifique.
5.0
Sources et exposition
5.1
Sources
Les matières fécales humaines constituent la principale source de virus entériques
humains dans l’eau. Les virus entériques sont excrétés en grande quantité dans les matières
fécales des personnes infectées (symptomatiques et asymptomatiques). Ils se diffusent facilement
dans l’environnement par les matières fécales et sont transmissibles à d’autres sujets par la voie
fécale-orale. Les personnes infectées peuvent excréter plus d’un milliard (109) de virus par
gramme de matières fécales. Certains virus entériques peuvent aussi être excrétés dans l’urine. La
présence de ces virus dans une population humaine est variable et reflète la conjoncture
épidémique et endémique (Fields et coll., 1996). Les effluents de stations d’épuration d’eaux
usées, les décharges de bassins de stabilisation des eaux usées, les débordements des réseaux
d’égout et les fuites de fosses septiques peuvent être responsables de la contamination des
sources d’eau. Il a été rapporté que les concentrations de virus entériques sont à leur pic dans les
échantillons d’eaux usées au cours de l’automne et de l’hiver, ce qui donne à penser que le taux
endémique de la maladie est plus élevé pendant cette période de l’année ou que les virus
entériques survivent mieux à des températures froides. Les animaux peuvent être une source de
virus entériques, mais les virus entériques qu’on détecte chez eux ne causent généralement pas de
maladies chez les êtres humains (Cox et coll., 2005), à quelques exceptions près. Comme nous
l’avons vu plus haut, le VHE en est une puisque ce virus peut avoir un réservoir non humain. À
ce jour, c’est dans les pays en voie de développement que le VHE a posé problème. Par
conséquent, la plupart des renseignements sur sa présence dans des sources d’eau proviennent
d’études menées dans ces pays. Nous disposons de peu d’information sur sa présence dans l’eau
et les eaux usées des pays développés (Clemente-Casares et coll., 2003; Kasorndorkbua et coll.,
2005). Il est important de ne pas oublier que la transmission de personne à personne et la
transmission d’origine alimentaire sont aussi des mécanismes importants de transmission des
virus entériques.
La plupart des virus entériques décrits ci-dessus, dont les norovirus, les rotavirus, le
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
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Les virus entériques (mars 2011)
VHA, le VHE, les entérovirus, les adénovirus et les astrovirus ont été détectés dans les eaux
usées, les sources d’eau de surface, les sources d’eau souterraine et les sources d’eau potable
dans le monde entier, y compris au Canada (Subrahmanyan, 1977; Sattar, 1978; Sekla et coll.,
1980; Payment et coll., 1984, 2000, 2001; Gerba et coll., 1985; Raphael et coll., 1985a,b;
Payment, 1989, 1991, 1993; Bloch et coll., 1990; Payment et Franco, 1993; Pina et coll., 1998,
2001; AWWA, 1999a; Jothikumar et coll., 2000; Scipioni et coll., 2000; Van Heerden et coll.,
2005; Locas et coll., 2007). Ces études rapportent des taux de prévalence et de concentration
variables des virus entériques, mais il est impossible de les comparer facilement compte tenu de
l’éventail des méthodes de détection employées (Payment et Pintar, 2006). En général, la
concentration des virions entériques infectieux dans les eaux usées varie de 100 à 10 000 unités
infectieuses/L (Sano et coll., 2004; Sedmak et coll., 2005; Geldreich et coll., 1990). Dans les
eaux de surface contaminées, des taux de 1 à 100 virions entériques infectieux/L sont courants.
Dans les eaux de surface moins polluées, leur nombre est plus près de 1 à 10/100 L (Gerba et
coll., 1985; Bloch et coll., 1990; AWWA, 1999a; Jothikumar et coll., 2000; Scipioni et coll.,
2000; Pina et coll., 2001; Dorner et coll., 2007). Des concentrations variant entre 0 et 200 virions
entériques infectieux/100 L ont été rapportées pour des sources d’eau souterraine, selon
l’ampleur de la contamination, mais on croit que les taux sont très faibles (<2/100 L) dans la
plupart des réseaux d’eau souterraine contaminés (U.S. EPA, 2006a). Ces taux ont généralement
été obtenus dans le cadre d’études ciblées, puisque la présence de virus entériques dans les
sources d’eau et dans les eaux usées ne fait pas l’objet d’une surveillance régulière. Il convient
également de souligner que la concentration des virus entériques dans une source d’eau peut
présenter une variabilité temporelle et spatiale importante selon que la source de pollution est
continue ou le résultat d’un afflux soudain de matières fécales.
La contamination des sources d’eau peut survenir de différentes façons, y compris par les
effluents de station de traitement des eaux usées, l’épandage d’eaux usées domestiques ou de
boues de station d’épuration sur des terres, les effluents de fosses septiques et l’infiltration d’eau
de surface dans des aquifères souterrains (Bitton, 1999; Hurst et coll., 2001). La migration des
virus entériques dans les sources d’eau souterraine dépend du degré de rétention du virus dans les
sols environnants et de son taux de survie. Par exemple, la recherche sur la rétention de particules
en fonction de la composition du sous-sol a révélé que les virus ont tendance à être adsorbés
davantage dans l’argile que dans un substrat de limon et de sable (Goyal et Gerba, 1979). Il est
important de souligner que l’adsorption des virus dans le sous-sol n’a pas pour effet de les
inactiver et que l’adsorption est un processus réversible qui dépend des caractéristiques ioniques
de l’eau qui filtre (Bales et coll., 1993). Par conséquent, s’ils sont désorbés du sol, les virus
infectieux retenus pourraient encore contaminer les sources d’eau. De nombreux facteurs, dont
les précipitations, la température, les stress hydrauliques et les caractéristiques du sol, comme le
pH et la teneur en eau, ainsi que les attributs propres aux virus, tels que le point isoélectrique, la
taille du virus et sa charge, peuvent avoir une incidence sur le mouvement des virus sous la
surface (Schijven et Hassanizadeh, 2000; U.S. EPA, 2003). Dans certaines conditions, les virus
peuvent migrer sur des distances considérables. Des études rapportent que des virus ont été
détectés dans des échantillons d’eau souterraine à plus de 100 mètres des sources septiques
connues et dans des eaux souterraines provenant d’aquifères confinés (Gerba et Bitton, 1984;
Bales et coll., 1993; Borchardt et coll., 2007; Locas et coll., 2007).
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
13
Les virus entériques (mars 2011)
5.2
Survie
Tel que mentionné plus tôt, les virus ne peuvent pas se répliquer hors des tissus de leur
hôte. Par conséquent, ils ne peuvent pas se multiplier dans l’environnement, mais ils peuvent y
survivre pendant des périodes prolongées. Les premières études portant sur la survie des virus
entériques ont rapporté des périodes variant de 23 à 188 jours (Rhodes et coll., 1950; Wellings et
coll., 1975; Stramer et Cliver, 1984).
La survie dépend de nombreux facteurs, entre autres des caractéristiques propres aux
virus, de la présence d’autres microorganismes et des caractéristiques de l’eau, telles que son pH,
sa température, sa turbidité et les niveaux de rayonnement ultraviolet (UV). Certains de ces
facteurs ont été caractérisés. Les effets de la température sur les taux de survie ont été définis
pour de nombreux virus entériques (Yates et coll., 1985; U.S. EPA, 2003). En général, plus la
température augmente, plus la période de survie diminue. L’exposition aux rayons UV abrège
également la survie des virus. D’autres paramètres, comme l’activité microbienne, sont moins
bien connus. Il a été suggéré que les bactéries et les protozoaires peuvent inactiver les virus
d’origine hydrique, en particulier dans les eaux de surface. L’inactivation peut découler de
l’activité enzymatique qui détruit les protéines de la capside du virus ou de la prédation (Herrman
et Cliver, 1973; Pinheiro et coll., 2007). Dans un cas comme dans l’autre, le degré d’inactivation
dépend de l’écologie microbienne et il est actuellement mal compris. À l’inverse, des facteurs
peuvent prolonger la survie des virus, comme la présence de sédiments auxquels les virus
peuvent facilement s’adsorber.
Le taux de survie varie selon le type de virus. Les virus entériques d’intérêt pour la
transmission d’origine hydrique sont généralement des virus sans enveloppe, plus résistants à la
dégradation environnementale que les virus enveloppés. Les comparaisons entre les virus
entériques révèlent aussi un degré de variabilité, les adénovirus survivant potentiellement plus
longtemps dans l’eau que d’autres virus entériques comme le VHA et les poliovirus (Enriquez et
coll., 1995).
Les taux de survie des virus entériques diffèrent aussi des taux de survie des protozoaires
et des bactéries. Dans l’environnement, il a été rapporté que les virus entériques sont plus
résistants à la dégradation environnementale que les bactéries et certains protozoaires (p. ex.
Giardia) (Johnson et coll., 1997). La survie des virus aux procédés de traitement de l’eau potable
diffère également de la survie des bactéries et des protozoaires. Par exemple, des virus entériques
ont été détectés à de faibles niveaux (c.-à-d. 1-20/1000 L) dans l’eau potable traitée ne
comportant aucune bactérie coliforme dans des échantillons de 100 mL (Payment, 1989; Gerba et
Rose, 1990; Bitton, 1999; Payment et coll., 2000; Ehlers et coll., 2005). La survie des virus
entériques, et par conséquent leur présence dans l’eau potable, peut découler de l’absence de
traitement (pour de nombreuses sources d’eau souterraine) ou d’un traitement insuffisant pour la
charge de virus présente dans la source d’eau (Payment, 1989; Payment et Armon, 1989; Gerba
et Rose, 1990; Payment et coll., 1997; Bitton, 1999).
5.3
Exposition
Les virus entériques sont transmis par la voie fécale-orale. Les moyens de transmission
peuvent comprendre l’eau, les aliments (en particulier les crustacés et les salades), les aérosols,
les vecteurs passifs (objets inanimés, comme les poignées de porte qui, une fois contaminés par
un virion infectieux, facilitent le transfert du pathogène à un hôte) et le contact de personne à
personne. Une mauvaise hygiène est également un facteur qui contribue à la propagation des
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
14
Les virus entériques (mars 2011)
virus entériques. De plus, l’incidence élevée d’infections à rotavirus, surtout chez les jeunes
enfants, laisse croire à certains chercheurs que les rotavirus peuvent aussi se propager par la voie
respiratoire (Kapikian et Chanock, 1996; Chin, 2000). Il y a également des indications que les
norovirus peuvent se propager par contact avec des vomissures (Marks et coll., 2003). Pour bon
nombre des virus entériques susmentionnés, des éclosions sont survenues à la fois par suite d’une
transmission de personne à personne et par des sources communes telles que des eaux employées
à des fins récréatives, des aliments ou des approvisionnements d’eau potable contaminés.
5.4
Maladies d’origine hydrique
L’exposition aux virus entériques par l’eau peut produire à la fois un taux endémique de
maladies dans la population et des éclosions d’origine hydrique. Les taux endémiques de
maladies entériques sont difficiles à mesurer ou à estimer. Au Canada, il y a environ 1,3 épisode
de maladies entériques par habitant par an (Majowicz et coll., 2004; ASPC, 2007). Cette
estimation englobe les maladies gastro-intestinales causées par tous les types de pathogènes
entériques et non exclusivement les virus entériques, ainsi que toutes les sources de transmission.
Les nombreuses voies de transmission et la nature hautement infectieuse des virus entériques
compliquent la tâche de déterminer la proportion des maladies entériques endémiques
directement liées aux sources d’eau potable.
Des éclosions d’origine hydrique causées par les virus entériques ont été rapportées au
Canada, ces virus étant une cause courante d’éclosions dans le monde entier. Ce n’est que
récemment qu’on a identifié une partie des agents viraux responsables de ces éclosions (Craun,
1986, 1992; Fields et coll., 1996; Payment et Hunter, 2001). La véritable prévalence des
éclosions virales d’origine hydrique au Canada et dans le monde entier est inconnue. Au Canada,
entre 1974 et 2001, on a rapporté 24 éclosions et 1 382 cas confirmés de maladies d’origine
hydrique causées par des virus entériques (Schuster et coll., 2005). Dix de ces éclosions ont été
imputées au VHA, 12 à des norovirus et deux à des rotavirus (O’Neil et coll., 1985; Santé et
Bien-être social Canada, 1990; Santé Canada, 1994; INSPQ, 1994, 1998, 2001; Boettger, 1995;
Santé Canada, 1996; Beller et coll., 1997; Todd et Chatman, 1997; Todd et Chatman, 1998; De
Serres et coll., 1999; BC Provincial Health Officer, 2001; Todd et coll., 2001). Il y a aussi eu 138
éclosions d’étiologie inconnue, dont une partie pourrait être imputable à des virus entériques,
ainsi qu’une seule éclosion impliquant plusieurs pathogènes viraux. Sur les dix éclosions
imputées au VHA d’origine hydrique, quatre étaient dues à la contamination de sources
publiques d’approvisionnement en eau potable, deux à la contamination de sources
d’approvisionnement semi-publiques1 et les quatre autres étaient dues à la contamination
d’approvisionnements en eau privés. Seulement quatre des 12 éclosions d’origine hydrique
d’infections à norovirus au Canada sont survenues dans des approvisionnements en eau publics
et les autres ont été imputées à des approvisionnements semi-publics. Les deux éclosions à
rotavirus ont découlé de la contamination d’approvisionnements en eau potable semi-publics.
1
Pour les besoins du présent document, on entend par système semi-public d’approvisionnement en eau un
système sans réseau de distribution ou doté d’un réseau minimal qui fournit de l’eau au public à partir d’une
installation non reliée à une source d’approvisionnement publique. Des exemples de telles installations comprennent
des écoles, des établissements de soins personnels, des hôtels et des restaurants. La définition d’un
approvisionnement semi-public peut varier d’une administration à une autre.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
15
Les virus entériques (mars 2011)
Aux États-Unis, entre 1991 et 2002, 15 éclosions et 3 487 cas confirmés de maladies
virales d’origine hydrique ont été rapportés. De ce nombre, 12 éclosions et 3 361 cas ont été
imputés à des norovirus, une éclosion et 70 cas à un « petit virus rond » et deux éclosions et
56 cas au VHA (Craun et coll., 2006). Pendant cette période, 77 éclosions représentant 16 036
cas d’étiologie inconnue ont aussi été signalées. Il est probable que des virus entériques étaient
responsables d’une proportion considérable de ces éclosions (Craun et coll., 2006). Avant 1991,
des éclosions associées à une contamination à rotavirus avaient aussi été signalées (Hopkins et
coll., 1984).
Des éclosions d’origine hydrique imputables à des norovirus et au VHA surviennent dans
le monde entier (Brugha et coll., 1999; De Serres et coll., 1999; Brown et coll., 2001; Boccia et
coll., 2002; Anderson et coll., 2003; Carrique-Mas et coll., 2003). Une étude des éclosions
d’origine hydrique en Finlande (1998-2003) a révélé que dans les échantillons analysés afin de
déceler la présence de virus, le virus le plus fréquent était un norovirus (Maunula et coll., 2005).
Il arrive fréquemment aussi que des sources d’eau souterraine soient associées à des éclosions
imputables à des norovirus et au VHA (Häfliger et coll., 2000; Maurer et Stürchler, 2000;
Parchionikar et coll., 2003).
De grandes épidémies de VHE d’origine hydrique sont survenues dans des pays en voie
de développement (Guthmann et coll., 2006), mais aucune n’a été rapportée au Canada ni aux
États-Unis (Purcell, 1996; Chin, 2000). Des astrovirus et des adénovirus ont aussi été impliqués
dans des éclosions dues à l’eau potable, même s’ils n’en étaient pas la cause principale (Kukkula
et coll., 1997; Divizia et coll., 2004). Cependant, la présence de l’ARN d’astrovirus dans l’eau du
robinet a été corrélée avec un risque accru de maladies intestinales dans une étude réalisée en
France (Gofti-Laroche et coll., 2003). La mise au point de nouvelles méthodes de détection pour
déterminer l’agent responsable des nombreuses éclosions d’étiologie inconnue pourrait
potentiellement établir un lien entre ces virus et les éclosions (Martone et coll., 1980; Turner et
coll., 1987; Hedberg et Osterholm, 1993; Gray et coll., 1997; Kukkula et coll., 1997, 1999; Lees,
2000).
5.5
Liens avec les microorganismes indicateurs
La surveillance des virus entériques souffre encore de limites inhérentes à la détection des
pathogènes sur le plan de la méthodologie et de l’interprétation (Medema et coll., 2003; Payment
et Pintar, 2006). Ces limites comprennent la nécessité de concentrer des volumes d’eau
importants, le besoin d’équipement de laboratoire spécialisé et de personnel très bien formé, le
coût des analyses, ainsi que la détermination des pathogènes à cibler compte tenu de la multitude
de pathogènes qui peuvent être présents et qui peuvent varier au fil du temps et d’un lieu à un
autre. Par conséquent, la surveillance régulière des virus entériques n’est actuellement pas
praticable. On utilise plutôt des microorganismes indicateurs pouvant faire l’objet d’une
surveillance régulière pour révéler la contamination par des matières fécales et la présence
potentielle de virus entériques. Les indicateurs couramment utilisés comprennent des bactéries,
comme E. coli, des entérocoques et des spores de Clostridium perfringens ainsi que des virus de
bactéries (c.-à-d. des bactériophages). On peut aussi utiliser les coliformes totaux, non pas en
guise d’indicateur de la pollution fécale, mais pour fournir des renseignements généraux sur la
qualité de l’eau, en particulier pour les sources d’eau souterraine (Locas et coll., 2007). Des
indicateurs non microbiens, tels que les stérols fécaux, la caféine ou le chlorure, ont également
été utilisés dans des études de recherche pour indiquer la contamination fécale (Borchardt et
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
16
Les virus entériques (mars 2011)
coll., 2003; Peeler et coll., 2006; Shah et coll., 2007; Hussain et coll., 2010); cependant, des
recherches plus approfondies sur l’utilisation systématique de ces indicateurs sont toujours
nécessaires.
De nombreuses études publiées portent sur la relation entre les différents
microorganismes indicateurs et la présence de virus entériques dans l’eau potable traitée, dans les
eaux de surface et dans les eaux souterraines. La détermination d’une relation entre les
pathogènes et les indicateurs fécaux comporte des difficultés inhérentes, en premier lieu à cause
des différences méthodologiques liées aux volumes d’eau analysés. Pour les microorganismes
indicateurs, on analyse habituellement des échantillons de 100 mL, tandis que pour des
pathogènes, on concentre des dizaines à des centaines de litres d’eau, puis on analyse une portion
du volume obtenu. Malgré ces limites, les indicateurs fécaux se sont avérés utiles pour révéler la
présence potentielle de virus entériques dans différentes sources d’eau. Le choix de l’indicateur
(ou des indicateurs) dépend de l’objectif visé : fournir de l’information sur la présence de virus
dans des sources d’eau souterraine ou de surface, ou servir d’indicateur de l’élimination ou de
l’inactivation des virus par les procédés de traitement ou de la qualité de l’eau potable traitée.
5.5.1
Eau potable traitée
Les microorganismes indicateurs régulièrement surveillés au Canada dans le cadre de
l’approche à barrières multiples « de la source au robinet » pour vérifier la qualité de l’eau
potable sont E. coli et les coliformes totaux. La présence d’E. coli dans l’eau potable indique une
contamination fécale récente et la présence potentielle de pathogènes entériques, y compris des
virus entériques. Cependant, les coliformes totaux ne sont pas propres aux matières fécales et ne
peuvent donc pas être utilisés pour révéler une contamination par des matières fécales (ni la
présence potentielle de pathogènes entériques). On utilise plutôt les coliformes totaux pour
révéler des problèmes généraux liés à la qualité de l’eau. Les documents techniques des
recommandations sur E. coli et les coliformes totaux (Santé Canada, 2006a,b) renferment plus de
détails sur le rôle d’E. coli et des coliformes totaux dans la gestion de la qualité de l’eau potable.
Comme nous l’avons vu plus haut, la survie des bactéries et des virus diffère dans
l’environnement et selon les procédés de traitement. Par conséquent, bien que la présence d’E.
coli révèle la présence potentielle de virus entériques, l’absence d’E. coli n’indique pas
forcément l’absence de tout virus entérique. Cependant, si une approche à barrières multiples de
la source au robinet est mise en œuvre et que chaque barrière du réseau d’approvisionnement en
eau potable est contrôlée pour garantir son bon fonctionnement, suivant la qualité de la source
d’eau, il est alors possible d’utiliser E. coli et les coliformes totaux dans le cadre du processus de
vérification pour montrer que l’eau a été convenablement traitée et qu’elle est d’une qualité
microbiologique acceptable.
Les entérocoques, les spores de Clostridium perfringens et différents bactériophages
(coliphages somatiques, coliphages à ARN spécifique-F et phages de Bacteroides) sont d’autres
indicateurs fécaux pouvant servir à vérifier l’efficacité du traitement. Comme les entérocoques et
les spores de Clostridium perfringens sont tous deux des indicateurs bactériens, ils souffrent des
mêmes limites que E. coli en ce sens que leur survie et leur réaction aux procédés de traitement
diffèrent de celles des virus entériques. La concentration de ces indicateurs dans les sources
d’eau peut aussi être beaucoup plus faible que les concentrations d’E. coli et de coliformes
totaux, ce qui les rend moins utiles que E. coli et les coliformes totaux pour vérifier
régulièrement les procédés de traitement. Étant des virus (de bactéries), les bactériophages ont
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
17
Les virus entériques (mars 2011)
des taux de survie plus proches de ceux des virus entériques et sont souvent employés en guise de
substitut aux virus entériques pour déterminer l’efficacité du traitement. Cependant, leur
concentration dans les sources d’eau est généralement insuffisante pour qu’ils soient utiles pour
vérifier l’efficacité du traitement de façon régulière.
5.5.2
Sources d’eau de surface
Plusieurs études ont examiné les relations entre des microorganismes indicateurs et la
présence ou l’absence de virus entériques humains dans des sources d’eau de surface. Elles ont
révélé que Escherichia coli et Clostridium perfringens étaient associés à la présence de virus
entériques dans les eaux de surface polluées par des matières fécales humaines (Payment et
Franco, 1993; Payment et coll., 2000; Ashbolt et coll., 2001; Hörman et coll., 2004). On a aussi
trouvé que des bactériophages étaient associés à la présence de virus entériques dans certaines
études (Skraber et coll., 2004; Ballester et coll., 2005; Haramoto et coll., 2005) mais pas dans
d’autres (Hörman et coll., 2004; Choi et Jiang, 2005). On a également observé aussi bien
l’existence d’une corrélation avec des bactéries coliformes (Haramoto et coll., 2005) que
l’absence de corrélation avec des bactéries coliformes (Skraber et coll., 2004; Ballester et coll.,
2005; Choi et Jiang, 2005). D’après ces études, il est évident qu’aucun indicateur fécal ne peut
être utilisé isolément pour révéler la présence de virus entériques dans toutes les sources d’eau de
surface. L’indicateur ou les indicateurs les plus adaptés dépendront de la source d’eau de surface
et des apports en pollution fécale propres au site. Des études ciblées peuvent aussi être menées
pour déterminer directement les concentrations de virus entériques, au lieu d’utiliser des
microorganismes indicateurs, bien que cette méthode ne soit pas utilisée à des fins de
surveillance régulière.
5.5.3
Sources d’eau souterraine
Les indicateurs microbiens employés d’habitude pour révéler la contamination d’une
source d’eau par des matières fécales, comme E. coli, ne migrent pas forcément à travers le
substrat ou n’ont pas un taux de survie dans l’environnement comparable à celui des virus
entériques. Plusieurs études récentes ont examiné l’utilité d’E. coli et des coliformes totaux en
tant qu’indicateurs de la contamination de sources d’eau souterraine par des virus entériques.
La présence de l’un de ces microorganismes indicateurs dans une source d’eau
souterraine est un bon indice que la source est susceptible d’être contaminée par des matières
fécales et de compromettre la santé humaine. Dans une étude sur la consommation d’eau
souterraine, Craun et coll. (1997) ont trouvé que la présence de coliformes était très étroitement
liée à la présence de gastroentérites virales. Cependant, l’absence d’indicateurs ne confirme pas
nécessairement l’absence de virus entériques. Une étude portant sur des puits privés aux
États-Unis faisant appel à la PCR a révélé la présence de un ou plusieurs virus entériques dans
8 % des puits analysés, mais aucun des puits contaminés ne contenait d’indicateurs de
contamination fécale (c’est-à-dire E. coli, entérocoques ou coliphages), et la présence de
coliformes totaux a été détectée dans seulement 25 % des puits touchés par les virus (Borchardt
et coll., 2003). Dans plusieurs autres études menées aux États-Unis, aucun lien n’a été établi
entre la détection d’un organisme indicateur et la détection de virus entériques dans un
échantillon d’eau souterraine (Abbaszadegan et coll., 1998, 2003; Borchardt et coll., 2004), et
près de 15 % des échantillons renfermaient des virus entériques en l’absence d’indicateurs
(Abbaszadegan et coll., 2003). Cependant, certaines études ont révélé qu’avec un échantillonnage
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
18
Les virus entériques (mars 2011)
répété, lorsqu’on obtenait des résultats positifs dans un site pour la présence d’agents pathogènes,
on obtenait généralement des résultats positifs, à un certain moment, pour l’un des indicateurs
microbiens (Lieberman et coll., 2002; Abbaszadegan et coll., 2003). Dans une étude sur la qualité
de l’eau souterraine au Canada visant 23 puits municipaux dont la qualité bactériologique avait
toujours été acceptable dans le passé, les chercheurs ont constaté qu’un faible nombre
d’échantillons (7 échantillons sur 122) provenant de puits qui avaient fait l’objet d’une
surveillance répétée (122 échantillons provenant de 16 puits) ont donné un résultat positif. Des
organismes indicateurs ont été détectés dans 4 des 16 puits, tandis que des virus entériques ont
été détectés dans seulement 1 des 16 puits. Cependant, le site qui a produit un résultat positif
pour les virus entériques n’était pas l’un des sites positifs pour les organismes indicateurs (Locas
et coll., 2008). Une autre étude portant sur plusieurs aquifères dans différents pays a révélé que
l’emploi d’une combinaison d’un indicateur bactérien et d’un bactériophage était plus utile pour
évaluer la contamination des eaux souterraines que l’emploi exclusif d’indicateurs bactériens
(Lucena et coll., 2006). D’après ces études, on peut conclure que la surveillance régulière au
moyen d’indicateurs bactériens et de bactériophages (dans certains cas), couplée aux données
recueillies dans les enquêtes sanitaires et les évaluations de la vulnérabilité, peuvent permettre
d’obtenir une évaluation utile de la présence de virus entériques dans des sources d’eau
souterraine.
6.0
Méthodes d’analyse
6.1
Détection des virus entériques
Des limites sur le plan de la méthodologie et de l’interprétation compliquent encore
actuellement la détection des pathogènes (Payment et Pintar, 2006). Ces limites comprennent la
nécessité de concentrer des volumes d’eau importants, le besoin d’équipement de laboratoire
spécialisé et de personnel très bien formé, le coût des analyses, ainsi que la détermination des
pathogènes à cibler compte tenu de la multitude de pathogènes qui peuvent être présents et qui
peuvent varier au fil du temps et d’un lieu à un autre. Par conséquent, la surveillance régulière de
la présence de virus entériques dans l’eau potable n’est actuellement pas praticable.
Bien qu’elle ne soit pas utilisée à des fins de surveillance régulière, la détection des virus
entériques dans des échantillons de la source d’eau peut servir d’outil pour évaluer les risques
pouvant être associés à l’utilisation d’une source d’eau brute donnée et pour vérifier qu’un
traitement convenable est mis en œuvre. De plus, au cours d’enquêtes sur les éclosions dans
lesquelles des données épidémiologiques indiquent que l’eau potable pourrait être la source de
l’infection, une analyse visant à détecter la présence de virus entériques peut fournir des données
précieuses aux chercheurs et aux autorités de la santé publique.
Des méthodes normalisées de récupération et de détection des virus entériques ont été
publiées (U.S. EPA, 1996, 2001c; APHA et coll., 1998; ASTM, 2004). Ces méthodes ont été
validées et peuvent être utilisées par les laboratoires qui sont en mesure d’assurer la surveillance
des virus entériques. Dans les sections suivantes, nous donnons un aperçu de ces méthodologies
ainsi que des informations sur les techniques récentes qui sont utilisées dans un contexte de
recherche pour détecter les virus entériques.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
19
Les virus entériques (mars 2011)
6.1.1
Concentration de l’échantillon
Les virus entériques sont généralement présents en petit nombre dans l’eau contaminée
par des matières fécales. Par conséquent, il peut être nécessaire de filtrer de 10 à 1 000 litres
d’eau pour concentrer les pathogènes à un niveau où ils deviennent détectables.
Deux méthodes de filtration ont été employées dans le passé pour la concentration initiale
des virus : la filtration par adsorption et la filtration par exclusion (ultrafiltration). Pour la
filtration par adsorption, on peut employer des filtres électropositifs comme ceux prescrits par la
règle de collecte d’information de l’Environmental Protection Agency des États-Unis (U.S. EPA)
pour la récupération de virus dans l’eau (U.S. EPA, 1996), des filtres chargés négativement
(Beuret, 2003; Fuhrman et coll., 2005; Villar et coll., 2006) ou des membranes de nitrocellulose
(Hsu et coll., 2006). Au pH ambiant, la plupart des virus entériques sont chargés négativement et
par conséquent, ils sont capturés par un support filtrant électropositif. Pour adsorber des virus au
moyen d’un support filtrant chargé négativement, il faut ajouter à l’échantillon un ion positif,
comme du chlorure de magnésium, et il peut être nécessaire de rajuster le pH de l’échantillon
pour obtenir un pH acide. Comme les virus s’adsorbent sur le support filtrant, il faut les éluer par
la suite du filtre à l’aide d’une solution alcaline qui modifie la charge superficielle des particules
virales de façon à ce qu’elles soient éluées dans la solution. Les éluents incorporent couramment
de l’extrait de boeuf, de la glycine, un tampon tryptose-phosphate ou de l’hydroxyde de sodium
dans les solutions (Katayama et coll., 2002; Hörman et coll., 2004; Brassard et coll., 2005; Villar
et coll., 2006). Les méthodes d’exclusion, comme l’ultrafiltration, sont indépendantes du pH et
ont l’avantage de ne pas nécessiter une étape d’élution (Olszewski et coll., 2005).
L’ultrafiltration a toutefois certains inconvénients. Étant donné la petite taille des virus, les pores
du filtre doivent être extrêmement petits et peuvent se boucher. D’habitude, on ne peut filtrer
qu’environ 20 litres d’eau à la fois (Griffin et coll., 2003), bien qu’on utilise jusqu’à 100 litres
dans certains laboratoires (Linquist et coll., 2007). L’ultrafiltration est aussi plus coûteuse et
moins rapide que la filtration par adsorption (Fong et Lipp, 2005). Des études en cours examinent
l’utilisation de l’ultrafiltration pour récupérer simultanément des protozoaires, des bactéries et
des virus, ce qui pourrait être avantageux d’un point de vue économique et en termes de gain de
temps (Morales-Morales et coll., 2003; Hill et coll., 2005).
La concentration initiale de l’échantillon d’eau est habituellement suivie d’une
concentration secondaire pour réduire le volume de l’échantillon à 1 à 2 mL de manière à
produire un concentré suffisant pour la détection des virus. Les méthodes de concentration
secondaires comprennent la floculation organique, la précipitation par polyéthylèneglycol et
l’ultracentrifugation.
6.1.2
Méthodes de détection
Après la concentration de l’échantillon, on emploie des méthodes de détection des virus
entériques. En général, ces méthodes obtiennent des taux de récupération d’environ 50 %
(Payment et coll., 2000). Les méthodes de détection courantes comprennent les méthodes de
culture cellulaire et les méthodes de réaction de polymérisation en chaîne (PCR), ou une
combinaison des deux.
Dans le passé, la culture cellulaire était la technique la plus répandue pour détecter les
virus et elle demeure la meilleure méthode pour déterminer la présence de virus infectieux dans
l’eau. La capacité de détecter des virus infectieux dans des échantillons prélevés dans
l’environnement est importante pour prédire les risques pour la santé du public. Cependant, la
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
20
Les virus entériques (mars 2011)
culture cellulaire ne permet pas de détecter facilement tous les virus entériques. Certains d’entre
eux ne produisent pas un effet cytopathogénique clair, nécessaire à la détection visuelle. Ainsi,
cette méthode peut sous-estimer la concentration virale dans un échantillon. Pour d’autres virus
entériques, comme certains norovirus, on n’a que récemment réussi à utiliser la culture cellulaire
à l’aide de nouvelles techniques de culture cellulaire tridimensionnelle (Straub et coll., 2007). Si
certains virus se développent rapidement en quelques jours, la plupart des analyses par culture
cellulaire nécessitent plusieurs semaines pour confirmer des résultats négatifs et pour détecter les
virus à croissance lente. De plus, la méthode des plages de lyse peut sous-estimer la
concentration virale puisque les virus ne produisent pas tous un effet cytopathogénique clair,
comme mentionné plus tôt. Il y a d’autres facteurs de sous-estimation : l’agrégation des virus
dans un échantillon, faisant en sorte qu’une plage donnée soit infectée par plus d’un virus
(Teunis et coll., 2005); l’incapacité de préserver les cellules en monocouche suffisamment
longtemps pour que certains virus à croissance lente produisent une plage visible; et la présence
de virus entériques à croissance rapide, qui peuvent provoquer une sous-estimation de la
concentration des virus à croissance lente (Irving et Smith, 1981; Fong et Lipp, 2005).
Les méthodes de détection par PCR ont été mises au point pour la plupart des principaux
virus entériques d’intérêt pour la transmission d’origine hydrique. De récentes améliorations de
la technologie ont aussi fait de ce qu’on désigne désormais du nom de PCR en temps réel ou
PCR quantitative (PCRq) la méthode par PCR la plus courante pour détecter et quantifier les
virus entériques. Il faut souligner toutefois que la quantification à l’aide de la PCRq n’est pas
encore très précise et nécessite des matériaux qui ne sont pas encore couramment disponibles. De
plus, il est impossible de comparer directement les résultats de la PCRq avec ceux de la culture
cellulaire. Les méthodes de détection par PCR offrent certains avantages par rapport aux
méthodes de culture cellulaire : elles sont rapides (résultats en moins de 24 heures), hautement
sensibles et si elles sont bien conçues, elles sont très spécifiques comparativement à la culture
cellulaire. Les principaux inconvénients des méthodes basées sur la PCR sont dus au fait qu’elles
ne permettent pas de déterminer si les virus sont infectieux et qu’elles sont susceptibles d’être
inhibés par des composés environnementaux courants, par exemple des acides humiques et
fulviques, des métaux lourds et des composés phénoliques (Fong et Lipp, 2005). Il est possible
d’extraire les inhibiteurs des échantillons, mais cela nécessite un traitement additionnel et
entraîne une perte de sensibilité. D’un point de vue de la santé publique, il est important de
savoir si un virus est infectieux afin de déterminer s’il constitue une source de préoccupation
pour la santé publique. Par exemple, une étude récente portant sur la présence d’adénovirus dans
une source d’eau n’a pas réussi à révéler la présence de virus infectieux par culture cellulaire,
mais environ 16 % des échantillons ont donné des résultats positifs pour la présence d’adénovirus
au moyen de la PCRq (Choi et Jiang, 2005). Il faut prendre en compte ces limites en interprétant
les résultats de la PRC.
Les méthodes intégrant la culture cellulaire et la PCR permettent de raccourcir le délai de
traitement (comparé à la culture cellulaire seule) et de détecter des virus infectieux. Les méthodes
de culture cellulaires peuvent aussi être combinées à des méthodes immunologiques pour
améliorer la détection des virus. Des auteurs ont mentionné que les méthodes intégrées sont à la
fois sensibles et spécifiques, notamment pour les virus difficiles à analyser au moyen d’une
culture cellulaire conventionnelle, tels que les adénovirus et les rotavirus (Payment et Trudel,
1993; Jothikumar et coll., 2000; Hurst et coll., 2001; Payment, 2001, 2007; Reynolds et coll.,
2001; Greening et coll., 2002; Ko et coll., 2003). Le fait de combiner la culture cellulaire à des
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
21
Les virus entériques (mars 2011)
méthodes immunologiques ou moléculaires présente aussi l’avantage d’améliorer la sensibilité de
l’analyse, puisque les cellules infectées amplifient la quantité de virus et procurent ainsi
davantage de matière cible à détecter.
6.2
Détection des indicateurs viraux
Les méthodes de détection des virus dans l’eau ne sont pas pratiques à des fins de
surveillance régulière. Par conséquent, différents paramètres substituts (indicateurs) ont été
proposés pour évaluer l’efficacité du traitement de l’eau ou pour révéler la présence de virus
entériques dans l’eau (Deere et coll., 2001; OMS, 2004). Les indicateurs proposés à ce jour
comprennent E. coli, les coliformes totaux, les entérocoques, les spores de Clostridium
perfringens et les bactériophages.
6.2.1
E. coli
Escherichia coli est l’indicateur microbien le plus souvent utilisé pour révéler la
contamination fécale de sources d’eau. Le document technique de la recommandation sur E. coli
(Santé Canada, 2006a) fournit plus de détails sur les méthodes de détection de E. coli.
6.2.2
Coliformes totaux
Bien qu’il ne s’agisse pas d’un indicateur de la contamination fécale, les coliformes
totaux sont utiles en guise d’indicateur de la qualité globale de l’eau. Le document technique de
la recommandation sur les coliformes totaux (Santé Canada, 2006b) fournit plus de détails sur les
méthodes de détection des coliformes totaux.
6.2.3
Entérocoques
Les entérocoques peuvent servir d’indicateur de la contamination fécale et, indirectement,
de la présence de virus (U.S. EPA, 2000; Ashbolt et coll., 2001). Des méthodes normalisées de
détection des entérocoques dans l’eau ont été publiées (APHA et coll., 1998; U.S. EPA,
2002a,b). Des trousses commerciales pour la détection de ces indicateurs sont aussi disponibles.
6.2.4
Clostridium perfringens
Les spores de Clostridium perfringens sont des indicateurs de la contamination fécale
récente et passée, mais elles ne sont pas aussi nombreuses que les coliformes dans les matières
fécales ou dans l’eau contaminée. Ces spores servent aussi d’indicateurs de l’efficacité du
traitement. Des méthodes de détection normalisées pour C. perfringens ont été publiées (ASTM,
2002; HPA, 2004).
6.2.5
Bactériophages
On utilise généralement trois types de bactériophages en guise d’indicateurs : les
coliphages somatiques, les bactériophages à ARN-F spécifiques au mâle (ou coliphages Fspécifiques) et les phages Bacteroides (c.-à-d. les phages qui infectent Bacteroides fragilis, B.
thetaiotaomicron et la souche GB-124 de Bacteroides). Aux États-Unis, des méthodes
normalisées de détection des coliphages somatiques et spécifiques au mâle ont été mises au point
(U.S. EPA, 2001a,b). L’Organisation internationale de normalisation (ISO) a aussi publié des
méthodes normalisées (série ISO 10705) pour la détection des bactériophages (Mooijman et coll.,
2001, 2005).
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
22
Les virus entériques (mars 2011)
7.0
Techniques de traitement
L’approche à barrières multiples constitue la meilleure façon de réduire les virus
entériques et les autres pathogènes d’origine hydrique dans l’eau potable. Puisque les méthodes
d’analyse dont on dispose rendent difficile la surveillance régulière des pathogènes microbiens
dans l’eau potable traitée, on doit se concentrer sur la caractérisation des risques associés aux
sources d’approvisionnement en eau et veiller à ce que des procédés de traitement efficaces
soient en place afin d’assurer la salubrité de l’eau potable. Si possible, on doit aussi mettre en
place des mesures de protection des sources d’eau, notamment pour empêcher une pollution par
les eaux usées domestiques, afin de réduire au minimum la contamination fécale.
La qualité des sources d’eau doit être caractérisée en fonction des concentrations et de la
variabilité des pathogènes d’origine hydrique, de même qu’à l’aide d’indicateurs fécaux. On peut
y parvenir en effectuant des analyses régulières pour détecter la présence éventuelle de
pathogènes microbiens ou des indicateurs fécaux dans les sources d’eau ou en effectuant des
enquêtes sanitaires ou des suivis pour recenser les sources potentielles de contamination fécale
(humains et animaux). Pour bien caractériser la qualité des sources d’eau, on doit recueillir des
données dans des conditions normales, de même que dans des conditions météorologiques
extrêmes ou pendant des déversements ou des événements perturbateurs (p. ex. ruissellement
printanier, tempêtes). Ainsi, la surcharge des systèmes de collecte et de traitement des eaux usées
pendant une pluie abondante peut entraîner une augmentation soudaine de la concentration des
virus entériques ou d’autres pathogènes microbiens dans les sources d’eau.
En général, le traitement des approvisionnements alimentés par des eaux de surface ou
des eaux souterraines sous l’influence directe de l’eau de surface doit comprendre, au minimum,
une filtration (ou un traitement permettant d’obtenir une réduction logarithmique équivalente) et
une désinfection adéquates. Des données récemment publiées ont révélé la présence de virus
entériques dans certaines sources d’eaux souterraines peu vulnérables à une contamination
d’origine fécale (c’est-à-dire celles qui ne sont pas sous l’influence directe des eaux de surface)
(Abbaszadegan et coll., 1998, 1999; Borchardt et coll., 2003, 2004; Locas et coll., 2007). Ainsi,
il est recommandé d’effectuer un traitement adéquat de toutes les eaux souterraines pour éliminer
ou inactiver les virus entériques, à moins d’une exemption de l’autorité responsable. En ce qui
concerne les petits réseaux d’alimentation en eau, des techniques considérées comme
résidentielles peuvent être utilisées pour obtenir une réduction de 4 log des virus entériques,
selon les exigences relatives à la capacité du réseau. Bien que classées comme résidentielles, bon
nombre de ces techniques ont une capacité nominale permettant de traiter des volumes supérieurs
à ceux d’une seule résidence. Des conseils spécifiques sur les techniques applicables aux petits
réseaux doivent être obtenus auprès de l’autorité compétente en matière d’eau potable dans
l’administration concernée.
Une fois que l’on a caractérisé la qualité des sources d’eau, on peut établir des objectifs
d’élimination/inactivation des pathogènes et adopter des procédés de traitement efficaces afin de
garantir la salubrité de l’eau complètement traitée. Pour assurer l’élimination optimale des
pathogènes, il faut bien comprendre l’importance relative de chacun de ces procédés de
traitement. Certains réseaux de distribution sont dotés de procédés redondants, ce qui assure un
traitement adéquat même si l’un des procédés ne remplit pas pleinement sa fonction. Dans les
autres réseaux, tous les procédés en place doivent bien fonctionner pour permettre d’obtenir le
degré de traitement requis. En effet, la défaillance d’un seul d’entre eux pourrait entraîner
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
23
Les virus entériques (mars 2011)
l’éclosion d’une maladie d’origine hydrique.
Compte tenu de leur petite taille et de la facilité relative avec laquelle ils traversent les
barrières de filtration, il est difficile de retirer les virus entériques de l’eau brute. Cependant, on
peut les inactiver efficacement au moyen de diverses techniques de désinfection, que l’on
applique individuellement ou en combinaison en utilisant des doses relativement faibles. Dans la
majorité des cas, une usine de traitement conventionnelle bien exploitée devrait fournir de l’eau
qui présente un risque négligeable de transmission de maladies. Le présent document examine
brièvement les options de traitement et de réduction des virus; des renseignements plus détaillés
sont fournis dans d’autres documents (U.S. EPA, 1991; Santé et Bien-être social Canada, 1993;
AWWA, 1999b; Deere et coll., 2001; Hijnen et coll., 2004, 2006; LeChevallier et Au, 2004;
Medema et coll., 2006).
7.1
Échelle municipale
En général, il faut désinfecter toutes les sources d’eau potable et maintenir en tout temps
une concentration résiduelle de désinfectant dans l’ensemble du réseau de distribution. En plus
de la désinfection primaire, le traitement des eaux de surface ou des eaux souterraines sous
l’influence directe de l’eau de surface doit comprendre des méthodes d’élimination physique
telles que la filtration chimique (coagulation, floculation, clarification et filtration) ou un
traitement permettant d’obtenir une réduction logarithmique équivalente. Il est essentiel
d’atteindre les objectifs d’élimination physique et de désinfection avant que l’eau ne parvienne
au premier consommateur dans le réseau de distribution. Des mesures adéquates de contrôle des
procédés et la formation des opérateurs sont aussi nécessaires pour assurer en tout temps
l’efficacité du traitement (U.S. EPA, 1991; Santé et Bien-être social Canada, 1993; AWWA,
1999b).
Des techniques de traitement doivent être mises en place pour obtenir une élimination ou
une inactivation minimale des virus entériques de 4 log (99,99 %). Avec un tel traitement, une
concentration de 1 virus/100 L d’eau d’une source d’eau peut être réduite à 1 × 10!4 virus/100 L,
ce qui satisfait à l’objectif sanitaire de 10!6 années de vie corrigées du facteur invalidité
(AVCI)/personne par année (voir la section 8.0 pour plus de renseignements sur les AVCI).
Toutefois, l’eau brute peut renfermer une concentration plus élevée de virus et nécessiter un
traitement supplémentaire pour éliminer ou inactiver ces virus et assurer ainsi la salubrité de
l’eau potable.
7.1.1
Degré de traitement requis
Le degré de traitement requis varie selon la concentration connue ou estimée de
pathogènes dans la source d’eau. Une concentration de 1 virus/100 L, par exemple, serait réduite
à 1 × 10!4 virus/100 L avec une élimination ou une inactivation de 4 log (99,99 %). Si la
concentration est plus élevée, il faut effectuer une élimination ou une inactivation plus
importante pour que le risque associé à l’eau potable traitée soit acceptable. Le tableau 1 fournit
le degré de traitement requis pour obtenir un risque acceptable de 1 × 10!6 AVCI/personne par
année pour diverses concentrations de virus dans les sources d’eau.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
24
Les virus entériques (mars 2011)
Tableau 1 : Exigences globales en matière de traitement pour les réductions logarithmiques des
virus exprimées en fonction de la concentration approximative dans les sources d’eau
correspondant à un risque de 1 × 10!6 ACVI/personne par année
Concentration de virus dans la source d’eau
Réduction globale des virus requise
(nombre de virus/100 L)
(log10)
1
4
10
5
100
6
1000
7
Dans la mesure du possible, il faut caractériser les concentrations de virus dans les
sources d’eau en s’appuyant sur un échantillonnage et une analyse à l’échelle réelle. Il faut tenir
compte des conditions normales et de la surveillance guidée par les événements, notamment le
ruissellement printanier, les tempêtes et les déversements. Les résultats des essais doivent
également tenir compte de l’efficacité de récupération pour la méthode d’analyse et de la viabilité
des pathogènes afin d’obtenir l’évaluation la plus précise de la présence de pathogènes infectieux
dans les sources d’eau. À de nombreux endroits, il n’est pas possible d’effectuer
l’échantillonnage de la source d’approvisionnement pour la recherche de virus entériques et il
faut procéder à une estimation du risque de maladies entériques au moyen d’une combinaison
d’enquêtes sanitaires, de comparaisons avec d’autres sources d’approvisionnement, de
microorganismes indicateurs ou de recherches afférentes. Puisqu’il est difficile d’analyser les
sources d’eau afin de mesurer les concentrations de virus, la surveillance régulière de
microorganismes indicateurs et des caractéristiques des sources d’eau peut s’avérer efficace pour
évaluer la nécessité d’apporter des changements aux traitements. Par contre, étant donné
l’incertitude reliée à ces estimations, il faut appliquer des facteurs de sécurité technique ou
effectuer des traitements additionnels afin d’assurer la salubrité microbiologique de l’eau
potable.
On peut satisfaire aux exigences globales en matière de traitement en procédant à une
étape de traitement ou plus comprenant l’élimination physique ou une désinfection primaire. Les
réductions logarithmiques des virus propres à chacun des procédés peuvent être combinées pour
définir la réduction globale.
7.1.2
Élimination physique
L’élimination physique des virus peut s’effectuer par clarification et par filtration. La
clarification est toujours suivie d’une filtration. Cependant, certains systèmes de filtration sont
utilisés sans clarification (filtration directe). Les virus présents dans l’eau peuvent circuler
librement ou être liés à des particules. Leur adsorption dépend de plusieurs facteurs, comme le
point isoélectrique et l’hydrophobie du virus et de la particule (Templeton et coll., 2008). Le
point isoélectrique correspond au pH auquel le virus n’a aucune charge électrique nette et il varie
selon l’espèce virale. L’association entre le virus et les particules joue un rôle dans l’élimination
physique, de même que dans la désinfection et l’inactivation des virus.
L’ajout d’un coagulant chimique à l’eau brute produit des flocs qui s’adsorbent aux virus
liés à des particules. On retire ensuite ces flocs de l’eau au moyen de la sédimentation par
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
25
Les virus entériques (mars 2011)
gravité, d’un lit de boues ou de la flottation à l’air dissous. Des études indiquent une élimination
des virus variant de 1,1 à 3,4 log pour la clarification seulement (coagulation, floculation et
sédimentation) (LeChevallier, 1999; Hijnen et coll., 2004).
La filtration granulaire est le type de filtration le plus courant. Les systèmes de traitement
faisant appel à la coagulation, à la floculation, à la clarification et à la filtration rapide sur sable
sont souvent considérés comme des systèmes de traitement conventionnels. Des études indiquent
une élimination des virus variant de 0,1 à 3,8 log pour la filtration seulement. En combinant ces
étapes, on attribue à la filtration conventionnelle un taux de réduction équivalent à une
élimination physique des virus entériques de 2,0 log (tableau 2). Il est possible d’obtenir une
élimination plus poussée en adaptant le traitement en fonction de la turbidité et de l’élimination
des particules (Xagoraraki et coll., 2004).
Tableau 2 : Taux d’élimination physique des virus pour diverses techniques de traitement
répondant aux limites de turbidité établies dans les Recommandations pour la qualité de l’eau
potable au Canada
Traitement
Taux d’élimination des virusa (log10)
a
B
Filtration classique
2
Filtration directe
1
Filtration lente sur sable
2
Filtration sur diatomées
1
Microfiltration
Aucun facteur de réductionb
Ultrafiltration
Démonstration et tests de provocation; vérifiés par des
tests d’intégrité directs
Nanofiltration et osmose inverse
Démonstration et tests de provocation; vérifiés par des
tests d’intégrité
Valeurs tirées du Disinfection Profiling and Benchmarking Guidance Manual (U.S. EPA, 1999), p. 6-3.
L’utilisation d’une memb rane de m icrofiltration pourrait perm ettre une réduction logarithmique lorsqu’elle est
précédée d’une étap e de c oagulation.
Les membranes de microfiltration ne constituent pas une barrière physique définitive pour
les virus en raison du diamètre de leurs pores, lequel varie de 0,1 à 10 µm. Cependant, plusieurs
études révèlent que l’on peut obtenir une réduction de 4 log des virus lorsque la microfiltration
est précédée d’une coagulation (Zhu et coll., 2005a,b; Fiksdal et Leiknes, 2006). Les membranes
d’ultrafiltration ont des pores d’un diamètre de 0,01 à 0,1 µm et peuvent donc intercepter les
virus. Selon diverses études, elles permettent généralement une réduction des virus de plus de
3 log (AWWA, 2005). Les membranes de nanofiltration et d’osmose inverse sont généralement
considérées comme non poreuses et constituent une barrière physique pour les virus. Comme les
virus peuvent traverser le filtre en cas de rupture des membranes, les membranes d’ultrafiltration
doivent faire l’objet de tests d’intégrité directs pendant la filtration. À l’heure actuelle, il est
impossible de vérifier directement l’intégrité des membranes de nanofiltration et d’osmose
inverse sans perturber la production pendant une période prolongée. Toutefois, il faut procéder à
des tests d’intégrité indirects de façon continue et à des tests directs de façon régulière.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
26
Les virus entériques (mars 2011)
Soulignons que les procédés de traitement sont souvent interdépendants et nécessitent des
conditions optimales en amont pour que les étapes subséquentes du traitement puissent être
exécutées avec efficacité. Il faut, par exemple, optimiser la coagulation et la floculation pour que
les particules soient enlevées de façon efficace par filtration. Les filtres doivent être
soigneusement vérifiés, surveillés et lavés à contre-courant afin d’empêcher la pénétration de
particules (Huck et coll., 2001), et l’eau de lavage à contre-courant des filtres ne doit pas être
redistribuée dans l’usine de traitement sans traitement additionnel après la coagulation, la
floculation et la clarification (Medema et coll., 2006).
La filtration lente sur sable peut également être efficace, l’élimination physique des virus
variant de 0,9 à 3,5 log (Hijnen et coll., 2004). Plusieurs facteurs, comme l’utilisation d’eau
froide, des charges hydrauliques élevées et du sable de faible profondeur, peuvent nuire à
l’élimination des virus. Une étude de surveillance sur un an de trois installations pleine grandeur
de filtration en rive révèle une réduction de 2,1 log pour les bactériophages spécifiques au mâle
et de 3,2 log pour les coliphages somatiques (Weiss et coll., 2005).
7.1.2.1 Taux d’élimination physique logarithmique
Pour ce qui est des usines de production de l’eau potable qui respectent les limites de
turbidité établies dans les Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada (Santé
Canada, 2003b), on peut appliquer les taux d’élimination physique estimés pour les virus
entériques figurant au tableau 2. Ces taux d’élimination logarithmique s’appuient sur les
éliminations moyennes ou médianes établies par l’U.S. EPA (1999) dans les documents intitulés
Disinfection Profiling and Benchmarking Guidance Manual et Long Term 2 Enhanced Surface
Water Treatment Rule (LT2ESWTR) (U.S. EPA, 2006b). On peut aussi établir les taux
d’élimination logarithmique en fonction de l’efficacité observée ou d’études pilotes. Les taux
d’élimination physique logarithmique peuvent être combinés aux taux de désinfection afin de
répondre aux objectifs de traitement globaux. À titre d’exemple, si une élimination de 4 log
(99,99 %) des virus est nécessaire dans un approvisionnement en eau donné et que la filtration
conventionnelle assure une élimination de 2 log, on doit obtenir la réduction de 2 log restante à
l’aide d’un autre procédé, comme la désinfection.
7.1.3
Désinfection chimique
Parmi les désinfectants chimiques couramment utilisés pour le traitement de l’eau
potable, mentionnons le chlore, la chloramine, le dioxyde de chlore et l’ozone. On procède
habituellement à la désinfection après les traitements qui retirent les particules et la matière
organique. Cette stratégie aide à assurer l’inactivation efficace des pathogènes et réduit au
minimum la formation de sous-produits de désinfection (SPD). Soulignons que dans la
description de la désinfection microbienne de l’eau potable, le terme « inactivation » est employé
pour indiquer que le pathogène ne peut plus se reproduire dans l’organisme hôte et n’est donc
plus infectieux, quoiqu’il puisse toujours être présent.
7.1.3.1 Caractéristiques de la qualité de l’eau
Les caractéristiques physiques de l’eau, comme la température, le pH et la turbidité,
peuvent influer considérablement sur l’inactivation et l’élimination des pathogènes. Les taux
d’inactivation, par exemple, doublent ou triplent par tranche de 10 °C d’élévation de la
température. Lorsque les températures se rapprochent de 0 °C, comme c’est souvent le cas en
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
27
Les virus entériques (mars 2011)
hiver au Canada, l’efficacité de la désinfection est réduite et il faut augmenter la concentration de
désinfectant ou le temps de contact (CT) avec celui-ci, ou les deux, pour atteindre le même degré
d’inactivation.
L’efficacité de certains désinfectants varie également selon le pH. Lorsque l’on emploie
du chlore libre, une augmentation du pH de 6 à 10 réduit de 8 à 10 fois le taux d’inactivation
(voir les tableaux des valeurs « CT » à l’annexe B). Toutefois, une étude récente menée par
Thurston-Enriquez et coll. (2005a) révèle que le dioxyde de chlore est 1,9 et 19,3 fois plus
efficace à un pH de 8 qu’à un pH de 6 pour l’adénovirus 40 et le calicivirus félin (utilisé en
remplacement du norovirus), respectivement. On a obtenu des résultats semblables pour d’autres
virus entériques avec le dioxyde de chlore (Alvarez et O’Brien, 1982; Moss et Olivieri, 1985).
On a constaté que le pH avait peu d’effet sur l’efficacité d’inactivation des virus par l’ozone,
quoiqu’un pH élevé influe sur la stabilité de l’ozone et, par conséquent, augmente la demande en
ozone.
La réduction de la turbidité constitue une étape importante dans l’inactivation des virus et
d’autres microorganismes. La désinfection chimique peut être touchée, car les virus et d’autres
microorganismes peuvent bénéficier d’une protection dans les particules auxquelles ils sont liés.
On a observé des effets négatifs des virus liés à des particules sur les procédés de désinfection
dans plusieurs études (Templeton et coll., 2008). L’effet de la turbidité sur l’efficacité du
traitement est étudié plus en détail dans le document technique de la recommandation sur la
turbidité (Santé Canada, 2003b).
7.1.3.2 Concept CT pour la désinfection
Il est possible de prédire l’efficacité des désinfectants chimiques d’après la concentration
résiduelle de désinfectant, la température, le pH et le temps de contact (AWWA 1999b). Cette
relation est communément appelée le concept CT, où CT représente le produit de « C »
(concentration résiduelle de désinfectant, en mg/L) par « T » (temps de contact avec le
désinfectant, en minutes). Généralement, les objectifs liés au concept CT sont déterminés dans
des études de laboratoire contrôlées. Dans les usines de traitement, on utilise normalement la
concentration résiduelle, que l’on mesure à la sortie du bassin de contact, plutôt que la dose
appliquée ou la concentration initiale afin de tenir compte de la dégradation des désinfectants.
Pour tenir compte du mélange hydraulique dans le bassin de contact, le temps de contact « T » est
habituellement calculé en employant une valeur T10, de sorte que le temps de contact requis est
respecté pour 90 % de l’eau. On peut effectuer une estimation des valeurs T10 en fonction de la
géométrie et des conditions d’écoulement de la chambre (ou du bassin) de désinfection. Les
essais de traçage hydraulique constituent toutefois la méthode la plus précise pour déterminer le
temps de contact dans les conditions d’écoulement réelles de l’usine.
L’annexe B comprend des tableaux complets des valeurs CT pour une inactivation de
2 log, 3 log et 4 log des virus. Certaines valeurs CT sont présentées au tableau 3 pour
l’inactivation de 4 log (99,99 %) des virus entériques avec le chlore, la chloramine, le dioxyde de
chlore et l’ozone. Ces valeurs indiquent que la chloramine est un désinfectant beaucoup moins
puissant que le chlore libre, le dioxyde de chlore et l’ozone, puisqu’il faut des concentrations ou
des temps de contact beaucoup plus élevés pour atteindre le même taux d’inactivation. La
chloramine n’est donc pas recommandée comme désinfectant primaire. Le chlore libre est le
produit chimique le plus souvent utilisé pour la désinfection primaire, car on peut s’en procurer
facilement, il est relativement peu coûteux et il fournit un résidu dont on peut se servir pour
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
28
Les virus entériques (mars 2011)
maintenir la qualité de l’eau dans le réseau de distribution. À titre d’exemple, avec une
concentration moyenne de chlore de 0,5 mg/L et un temps de contact de 15 minutes, on peut
obtenir une inactivation des virus supérieure à 4 log à 20 °C (tableau 3). L’ozone constitue un
autre désinfectant puissant pour l’inactivation des virus, comme l’indiquent les faibles valeurs
CT requises pour une inactivation de 4 log. Toutefois, l’ozone se dégrade facilement après
application pendant le traitement et ne peut fournir de résidu pour la désinfection secondaire.
Bien qu’ils représentent des désinfectants efficaces, l’ozone et le dioxyde de chlore sont
habituellement plus coûteux et leur utilisation est plus complexe, surtout dans les petits systèmes
de traitement.
Tableau 3 : Valeurs CT pour une inactivation de 4 log (99,99 %) des virus entériques avec
divers désinfectants à 5 °C et à 20 °C (pH de 6 à 9)a
Valeurs CT pour une inactivation de 4 log (99,99 %)
Chlore libre
(Cl2)
Chloramine
(NH2Cl)
Dioxyde de
chlore
(ClO2)
Ozone
(O3)
5
8
1988
33,4
1,2
20
3
746
12,5
0,5
Température
(°C)
a
Fondées sur des études utilisant le VHA com binées à un facteur de sûreté, à l’exception des valeurs CT pour
l’ozone, qui sont fondées sur le poliovirus de type 1 (U.S. EPA , 1991).
7.1.3.3 Résistance de divers virus aux produits chimiques
Des études portant sur divers virus entériques révèlent des degrés différents de résistance
aux désinfectants chimiques (Engelbrecht et coll., 1980; Payment et coll., 1985; Hoff, 1986;
Sobsey et coll., 1988; Payment et Armon, 1989; U.S. EPA, 1989; AWWA, 1999a,b;
Thurston-Enriquez et coll., 2003a, 2005a,b). Le tableau 4 indique les valeurs CT tirées de
diverses études de recherche pour une inactivation de 2 log (99 %) de plusieurs virus avec divers
désinfectants chimiques. Dans ces études, le VHA résistait davantage à l’inactivation au dioxyde
de chlore et à l’ozone que d’autres types de virus. Dans le cas du chlore libre, le VHA affichait
continuellement une résistance plus importante que les rotavirus et l’adénovirus 40; cependant, la
vulnérabilité du virus Coxsackie B5 et du poliovirus de type 1 variait considérablement d’une
étude à l’autre. Des recherches supplémentaires sur l’inactivation de ces virus sont nécessaires.
Par conséquent, les objectifs de désinfection et les tableaux des valeurs CT sont fondés sur des
valeurs s’appliquant au VHA (U.S. EPA, 1991).
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
29
Les virus entériques (mars 2011)
Tableau 4 : Comparaison des valeurs CT tirées d’études de recherche pour une inactivation de
2 log (99 %) de virus sélectionnés avec divers désinfectants à une température de 5 à 15 °C
Valeurs CT pour une inactivation de 2 log (99 %)
Chlore libre
(Cl2)
pH de 6 à 7
Chloramine
(NH2Cl)
pH de 8 à 9
Dioxyde de chlore
(ClO2)
pH de 6 à 7
Ozone
(O3)
pH de 6 à 7
1,1 à 6
768 à 3 740
0,2 à 6,7
0,1 à 0,2
Rotavirusc
0,01 à 0,05
3 806 à 6 476
0,2 à 2,1
0,006 à 0,06
Virus de
l’hépatite Ad
0,7 à 1,18
428 à 857
< 0,17 à 2,8
0.5
Virus Coxsackie
B5a, b, d
1,7 à 12
550
N/D
N/D
Adénovirus 40e, f
0,02 à 2,4
360
0,25
0,027
Virus
Poliovirus de
type 1 a, b, c
N/D = non disponible
Valeurs tirées des études suivantes : a Engelbrecht et co ll. (198 0); b Payment et coll. (1985); c Ho ff (198 6); d Sobsey et
coll. (1988 ); e Thurston-Enriquez et coll. (2003, 20 05a,b); f Cromeans et coll. (2010).
7.1.3.4 Sous-produits de désinfection
Outre l’inactivation microbienne, la désinfection chimique peut entraîner la formation de
sous-produits de désinfection (SPD), dont certains peuvent présenter un risque pour la santé
humaine. Le chlore, le désinfectant le plus couramment utilisé, réagit avec la matière organique
naturelle et forme des trihalométhanes et des acides haloacétiques, ainsi que plusieurs autres
composés organiques halogénés (Krasner et coll., 2006). L’utilisation d’ozone et de dioxyde de
chlore peut aussi entraîner la formation de SPD inorganiques, comme le bromate (dans le cas de
l’ozone) et le chlorite/chlorate (dans le cas du dioxyde de chlore). Lorsqu’on choisit un
désinfectant chimique, il faut tenir compte de l’effet potentiel des SPD. Dans la mesure du
possible, on doit tenter de réduire au minimum la formation de ces SPD sans pour autant
diminuer l’efficacité de la désinfection. On traite davantage des SPD dans les documents
techniques sur les trihalométhanes (Santé Canada, 2006c), les acides haloacétiques (Santé
Canada, 2008), le bromate (Santé Canada, 1998) et le chlorite/chlorate (Santé Canada, 2008).
7.1.4
Désinfection aux rayons ultraviolets
La désinfection aux rayons ultraviolets constitue une autre méthode de désinfection. La
dose de rayons UV, que l’on appelle habituellement la fluence, s’exprime en millijoules par
centimètre carré (mJ/cm2). Un mJ/cm2 équivaut à un milliwatt seconde par centimètre carré
(mW@s/cm2). La lumière UV est habituellement appliquée après les procédés d’élimination des
particules, comme les membranes de filtration, pour empêcher la protection des pathogènes par
les particules en suspension et favoriser la pénétration de la lumière jusqu’aux pathogènes cibles.
Plusieurs études récentes ont porté sur l’effet des particules sur l’efficacité de la désinfection aux
rayons UV; dans la majorité des cas, on a conclu que la réaction des microorganismes à la dose
de rayons UV n’était pas influencée par les variations de turbidité de 10 unités de turbidité
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
30
Les virus entériques (mars 2011)
néphélométriques et moins (Christensen et Linden, 2002; Oppenheimer et coll., 2002;
Mamane-Gravetz et Linden, 2004; Passantino et coll., 2004). Cependant, on a constaté que la
présence de particules d’acides humiques et de coagulants influe considérablement sur
l’efficacité de la désinfection aux rayons UV, l’inactivation obtenue étant plus faible en présence
de ces substances (Templeton et coll., 2005). Des études plus poussées sont nécessaires pour
mieux comprendre l’effet des particules et des coagulants sur l’inactivation microbienne par la
lumière UV.
7.1.4.1 Résistance des virus aux rayons UV
Plusieurs études ont porté sur l’inactivation des virus entériques par les UV (Chang et
coll., 1985; Arnold et Rainbow, 1996; Meng et Gerba, 1996; AWWA, 1999b; U.S. EPA, 2000;
Cotton et coll., 2001). Elles révèlent que les adénovirus sont beaucoup plus résistants à la
désinfection aux UV que d’autres virus entériques (Cotton et coll., 2001; Thurston-Enriquez et
coll., 2003b; Nwachuku et coll., 2005). Une dose relativement élevée de rayons UV de
152 mJ/cm2 était requise pour assurer une inactivation de 4 log (99,99 %) de l’adénovirus 40
dans une eau tamponnée sans demande de chlore. Par comparaison, dans une étude récente
(Linden et coll., 2007), on a obtenu une inactivation de 3 log de l’adénovirus 40 en utilisant une
source polychromatique à une fluence d’environ 30 mJ/cm2 et à des longueurs d’onde de 220 nm
et de 228 nm. On a obtenu une inactivation de 4 log des rotavirus à une dose moyenne de rayons
UV de 40 mJ/cm2. Le tableau 5 indique les doses typiques de rayons UV requises pour obtenir
une inactivation de 4 log (99,99 %) de divers types de virus entériques. Un tableau plus détaillé
des doses de rayons UV est présenté dans une étude de Chevrefils et coll. (2006) pour un certain
nombre de réductions logarithmiques.
Tableau 5 : Comparaison des doses habituelles de rayons UV requises (mJ/cm2) pour une
inactivation de 1 log (90 %), de 2 log ((99 %), de 3 log (99,9 %) et de 4 log (99,99 %) de divers
virus entériques a
Virus
1 log
2 log
3 log
4 log
Virus de l’hépatite A
4,1 à 5,5
8,2 à 13,7
12,3 à 22
16,4 à 29,6
Virus Coxsackie B5
6,9 à 9,5
13,7 à 18
20,6 à 27
36
Poliovirus de type 1
4,0 à 8
8,7 à 15,5
14,2 à 23
20,6 à 31
Rotavirus SA-11
7,1 à 10
14,8 à 26
23 à 44
36 à 61
58
100
143
186
Adénovirus
a
b
Adapté de M alley et coll. (2004); Chevrefils et coll. (2006); Hijnen et coll. (2006); U.S. EPA (2 006c).
Une étude (M alley et coll., 2004) a révélé qu’une inactivation de l’ordre de 3 log et de 4 log des rotavirus
nécessitait une dose de rayons UV supérieure à 40 mJ/cm2.
Il semble que les virus à ADN bicaténaire, comme les adénovirus, résistent davantage aux
rayons UV que les virus à ARN monocaténaire (comme le VHA) (Meng et Gerba, 1996). Les
mécanismes associés à cette résistance ne sont pas bien compris à l’heure actuelle. La résistance
peut découler des propriétés physiques ou chimiques des virus ou de la réparation des dommages
provoqués par les rayons UV par le virus ou avec l’aide des enzymes des cellules de l’hôte (Shin
et coll., 2005). En raison de leur forte résistance au traitement UV et du fait qu’ils provoquent
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
31
Les virus entériques (mars 2011)
des maladies chez les enfants et les adultes immunodéficients, les adénovirus ont été utilisés par
l’EPA des États-Unis pour établir les exigences relatives à l’inactivation par les rayons UV des
virus entériques dans le cadre du LT2ESWTR. Le LT2ESWTR exige une dose de rayons UV de
186 mJ/cm2 pour obtenir un taux d’inactivation des virus de 4 log (U.S. EPA, 2006b).
En ce qui concerne les réseaux d’approvisionnement en eau au Canada, on emploie
habituellement une dose de rayons UV de 40 mJ/cm2, souvent en combinaison avec une
désinfection au chlore ou d’autres procédés d’élimination physique (MEO, 2006). On estime que
cette dose permet de protéger la santé humaine étant donné que la plupart des virus entériques
sont inactivés par une dose de rayons UV de 40 mJ/cm2. Cependant, une dose de rayons UV de
40 mJ/cm2 ne produit qu’une inactivation de 0,5 log des adénovirus, mais l’ajout de chlore libre
peut entraîner une réduction logarithmique additionnelle. Dans une étude en laboratoire, Baxter
et coll. (2007) ont observé qu’une concentration de 0,22 mg/L de chlore et un temps de contact
de 1 minute dans une eau tamponnée sans demande de chlore produisait une inactivation de
l’ordre de 4 log des adénovirus.
Pour les sources d’eau potable considérées comme peu vulnérables à une contamination
par des matières fécales humaines, l’autorité responsable peut choisir comme organisme cible un
virus entérique tel que le rotavirus (comme celui du tableau 5) pour déterminer la dose de rayons
UV nécessaire. Dans les cas où l’on a recours uniquement à la désinfection aux rayons UV pour
éliminer les pathogènes et où l’on sait ou soupçonne que les sources d’eau sont contaminées par
des eaux usées domestiques, on peut soit utiliser une dose plus forte de rayons UV, comme celle
que l’on propose dans le LT2ESWTR, soit adopter une stratégie axée sur l’utilisation de
désinfectants multiples.
7.1.5
Utilisation de désinfectants multiples
Les stratégies axées sur l’utilisation de désinfectants multiples comprennent au moins
deux étapes de désinfection primaire pour répondre aux objectifs de traitement. La lumière UV et
le chlore libre, par exemple, peuvent être utilisés de façon complémentaire au cours de la
désinfection afin d’inactiver les protozoaires, les virus et les bactéries. La lumière UV est très
efficace pour inactiver les protozoaires et les bactéries (mais moins pour inactiver certains virus),
alors que le chlore est très efficace pour inactiver les bactéries et de nombreux virus (mais moins
pour inactiver les protozoaires). Dans certaines usines de traitement, on peut utiliser de l’ozone
pour régler les problèmes de goût et d’odeur, puis procéder à une désinfection au chlore. Si tel est
le cas, on pourrait considérer que l’ozone et le chlore remplissent l’exigence de réduction
minimale de 4 log des virus entériques tout en répondant aux objectifs d’élimination du goût et
de l’odeur.
On devrait procéder à des évaluations individuelles des approvisionnements en eau
potable afin d’établir la stratégie de traitement la plus appropriée en fonction de la qualité de
l’eau de la source, ce qui comprend les microorganismes préoccupants. À titre d’exemple, les
services publics qui utilisent des eaux de surface ou des eaux souterraines sous l’influence directe
de l’eau de surface devront traiter les sources d’eau de manière à éliminer trois types de
microorganismes (protozoaires, virus et bactéries), c’est pourquoi une stratégie axée sur
l’utilisation de désinfectants multiples peut être appropriée. Les eaux souterraines provenant de
sources considérées comme peu vulnérables à une contamination d’origine fécale, quant à elles,
ne nécessiteront peut-être qu’un traitement contre les virus entériques. Dans ce cas, une stratégie
axée sur l’utilisation de désinfectants multiples ne sera pas nécessaire. Lorsque l’on détermine si
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
32
Les virus entériques (mars 2011)
une telle stratégie est requise pour répondre aux objectifs de traitement globaux, la contribution
de tout traitement visant l’élimination physique doit aussi être prise en considération. Il faut
communiquer avec l’autorité compétente en matière d’eau potable pour d’obtenir de
l’information précise sur les exigences relatives à la désinfection.
7.2
Ééchelle résidentielle
Plusieurs options permettent de traiter les sources d’eau afin de fournir de l’eau potable
d’excellente qualité exempte de pathogènes. Mentionnons la filtration et la désinfection au
moyen de composés chlorés, de même que d’autres techniques, comme le traitement aux rayons
UV. Ces techniques s’apparentent aux procédés de traitement municipaux, mais elles sont
appliquées à plus petite échelle. On peut recourir à d’autres procédés, comme la distillation, mais
ils ne conviennent qu’aux systèmes d’approvisionnement en eau individuels ou de petite taille.
La majorité de ces techniques ont été intégrées à un dispositif au point d’entrée qui traite toute
l’eau qui arrive dans le système, ou à des dispositifs au point d’utilisation qui traitent l’eau en un
seul endroit, comme au robinet de la cuisine, par exemple.
Le traitement de l’eau par rayonnement UV a augmenté en raison de sa grande
disponibilité et de sa facilité d’utilisation. Cependant, le colmatage et l’encrassement de la
surface de la lampe UV constituent un problème courant lorsque l’on applique la lumière UV à
l’eau brute de dureté moyenne ou élevée (p. ex. eaux souterraines). On installe habituellement un
filtre de prétraitement en amont des systèmes UV afin de réduire le colmatage et l’encrassement.
Un filtre de prétraitement peut également être nécessaire pour obtenir le niveau de qualité de
l’eau exigé afin que le système de traitement de l’eau aux rayons UV fonctionne conformément
aux directives du fabricant. De plus, il est essentiel de nettoyer et de remplacer régulièrement la
lampe conformément aux instructions du fabricant afin d’assurer le bon fonctionnement de
l’appareil. On peut également utiliser des mécanismes spéciaux de nettoyage de lampes UV ou
des adoucisseurs pour prévenir le problème de colmatage.
Santé Canada ne recommande pas de marques particulières de dispositifs de traitement de
l’eau potable, mais conseille vivement aux consommateurs de n’utiliser que les dispositifs
certifiés par un organisme de certification accrédité comme étant conformes aux normes
appropriées de NSF International (NSF) et de l’American National Standards Institute (ANSI).
Ces normes visent à protéger l’eau potable en aidant à garantir l’innocuité des matériaux et
l’efficacité des produits qui entrent en contact avec elle.
La norme 55 NSF/ANSI (systèmes de désinfection aux rayons UV), par exemple, établit
les critères d’efficacité pour deux catégories de systèmes certifiés : les systèmes de classe A et les
systèmes de classe B. Les systèmes de classe A sont conçus pour fournir une dose de rayons UV
d’au moins 40 mJ/cm2 afin d’inactiver les microorganismes, y compris les bactéries, les virus, les
oocystes de Cryptosporidium et les kystes de Giardia, et de les éliminer de l’eau contaminée. Ils
permettent une réduction de 4 log de la majorité des virus (tableau 5) et conviennent à cette
utilisation. Soulignons toutefois qu’ils ne sont pas conçus pour traiter les eaux usées, ni les eaux
contaminées par les eaux usèes brutes et qu’ils doivent être installés dans une eau claire. Les
systèmes de classe B sont conçus pour fournir une dose de rayons UV d’au moins 16 mJ/cm2 et
ne permettent pas d’atteindre une réduction de 4 log pour la majorité des virus (tableau 5). Ils
conviennent aux approvisionnements en eau potable qui ont été désinfectés, analysés et jugés
acceptables pour la consommation humaine.
Les membranes d’osmose inverse ont des pores plus petits que les virus et, par
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
33
Les virus entériques (mars 2011)
conséquent, peuvent agir comme barrières physiques. À l’heure actuelle, la norme NSF/ANSI
concernant les systèmes d’osmose inverse ne comporte aucune allégation de réduction des virus;
les dispositifs d’osmose inverse ne peuvent donc être homologués à cette fin.
Les organismes de certification garantissent qu’un produit ou service est conforme aux
normes en vigueur. Au Canada, le Conseil canadien des normes (www.scc.ca) a accrédité un
certain nombre d’organismes qu’il autorise à homologuer les dispositifs de traitement de l’eau
potable qui satisfont aux normes susmentionnées de NSF et de l’ANSI :
•
Canadian Standards Association International (www.csa-international.org);
•
NSF International (www.nsf.org);
•
Underwriters Laboratories Inc. (www.ul.com);
•
Quality Auditing Institute Ltd. (www.qai.org);
•
Water Quality Association (www.wqa.org); et
•
International Association of Plumbing and Mechanical Officials (www.iapmo.org).
8.0
Évaluation des risques
L’adoption d’une approche fondée sur les risques, comme l’approche à barrières
multiples, est essentielle à la gestion efficace des réseaux de distribution d’eau potable (CCME,
2004). Une telle approche doit comprendre l’évaluation de l’ensemble du réseau, depuis le bassin
versant ou l’aquifère et la prise d’eau jusqu’au consommateur, en passant par la chaîne de
traitement et de distribution, afin d’évaluer les effets potentiels sur la qualité de l’eau potable et
la santé publique.
Les recommandations actuelles concernant l’eau potable incitent à adopter une approche
à barrières multiples pour assurer la salubrité de l’eau. Dans une telle approche, on utilise de
nombreux indicateurs, comme des microorganismes indicateurs, la turbidité et les résidus de
désinfection, pour déterminer la qualité de l’eau potable traitée. E. coli et les coliformes totaux
sont des exemples d’indicateurs bactériologiques souvent employés pour évaluer la qualité
microbiologique de l’eau potable. Bien qu’ils représentent un élément important des approches à
barrières multiples, les indicateurs ne fournissent aucune information quantitative sur les
pathogènes ou sur la charge de morbidité potentielle liée à l’eau potable d’une qualité donnée. Il
est important de préciser que même une eau de qualité acceptable présente un risque de maladie,
quoique ce risque soit extrêmement faible.
Les évaluations quantitatives du risque microbien (EQRM) deviennent de plus en plus
acceptées comme éléments des approches à barrières multiples. Elles consistent à utiliser des
données sur la qualité des sources d’eau, des renseignements se rapportant aux procédés de
traitement et les caractéristiques propres au pathogène pour estimer la charge de morbidité liée à
l’exposition aux microorganismes pathogènes dans une source d’eau potable. Les EQRM sont
utiles, car elles permettent d’évaluer chaque réseau d’approvisionnement en eau et d’obtenir de
l’information propre au site afin de :
•
comprendre la façon dont les changements de la qualité des sources d’eau peuvent influer
sur la qualité microbiologique de l’eau potable produite;
•
déterminer si les mesures de contrôle actuelles sont adéquates, compte tenu des variations
propres à chaque site;
•
examiner la possibilité d’améliorer la qualité microbiologique de l’eau potable par la mise
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
34
Les virus entériques (mars 2011)
en place de procédés de traitement additionnels ou par l’optimisation de ceux existants;
•
aider à établir des limites pour des points critiques dans le système de traitement.
Les variations propres au site doivent comprendre l’effet potentiel d’événements
dangereux, comme les tempêtes, les épisodes de contamination et la défaillance d’un procédé de
traitement. Il faut tenir compte des points suivants lorsque l’on interprète les résultats d’une
EQRM :
•
la qualité des données d’une EQRM dépend de la qualité des données d’entrée;
•
certaines données peuvent comporter un haut degré d’incertitude (p. ex. données sur la
qualité des sources d’eau et du taux d’élimination/inactivation des pathogènes par les
systèmes de traitement);
•
les EQRM s’appuient sur des hypothèses qui ne reflètent pas nécessairement avec
justesse l’état du réseau de distribution d’eau ou l’exposition aux pathogènes à tout
moment (voir la section 8.3.4).
En raison de ces limites, on ne devrait pas utiliser les EQRM pour tenter d’estimer le taux
de morbidité au sein d’une population attribuable à un réseau de distribution en particulier. Par
contre, les estimations de la charge de morbidité obtenues grâce aux EQRM sont utiles pour les
évaluations propres à un site donné, dans le cadre d’une approche à barrières multiples visant à
assurer la salubrité de l’eau potable.
8.1
Objectifs en matière de santé
Les objectifs en matière de santé sont les buts que l’on doit atteindre pour garantir la
salubrité de l’eau potable. Au Canada, on tente souvent de réduire les dangers microbiologiques à
l’aide de deux types d’objectifs en matière de santé: les objectifs de qualité de l’eau et les
objectifs de traitement. La recommandation bactériologique concernant E. coli constitue un
exemple d’objectif de qualité de l’eau; elle établit une concentration maximale acceptable pour
ce microorganisme dans l’eau potable. Les objectifs de traitement, quant à eux, décrivent la
réduction des risques qu’entraîneront des mesures telles que les procédés de traitement visant à
réduire la viabilité ou la présence des pathogènes. Les objectifs de traitement aident à choisir les
procédés à mettre en place et doivent être définis en fonction de la qualité des sources d’eau. Ils
doivent tenir compte non seulement des conditions de fonctionnement normales, mais également
des variations potentielles de la qualité de l’eau ou de l’efficacité du traitement. À titre
d’exemple, les courtes périodes pendant lesquelles la qualité des sources d’eau est mauvaise
après une tempête ou une diminution de l’efficacité du traitement due à la défaillance d’un
procédé peuvent représenter la majeure partie des risques dans une usine de traitement d’eau
potable (Gale, 2002; Medema et coll., 2006). En raison du large éventail de microorganismes
pathogènes, il est difficile d’évaluer tous les dangers associés à chacun d’eux; par conséquent, les
objectifs de traitement sont généralement définis en fonction des catégories de microorganismes
(p. ex. bactéries, virus, protozoaires) plutôt que de pathogènes particuliers. Pour les virus
entériques, l’objectif de traitement basé sur la santé est le suivant : réduction ou inactivation d’au
moins 4 log des virus. Dans le cas de nombreuses sources d’eau, il faudra obtenir une réduction
ou une inactivation logarithmique plus grande pour que le niveau de risque demeure acceptable.
8.2
Niveaux de risque acceptables
Les estimations de la charge de morbidité effectuées dans le cadre de l’évaluation des
risques doivent être comparées à un niveau de risque de référence, c’est-à-dire un niveau de
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
35
Les virus entériques (mars 2011)
risque jugé tolérable ou acceptable. Cette comparaison est nécessaire, car elle permet de
comprendre les répercussions de la charge de morbidité estimée sur la santé publique et de fixer
des objectifs de traitement basés sur la santé.
Les niveaux de risque sont exprimés de plusieurs façons. Dans les Directives de qualité
pour l’eau de boisson de l’Organisation mondiale de la santé (OMS, 2004), on utilise les AVCI
comme unités de mesure du risque. Les AVCI permettent d’obtenir une valeur tenant compte du
risque de maladie ou de blessure et des répercussions des effets sur la santé connexes (Murray et
Lopez, 1996a; Havelaar et Melse, 2003. Dans les directives de l’OMS (2004), on utilise la valeur
de 10!6 AVCI/personne par année comme objectif d’ordre sanitaire. Dans le document National
Guidelines for Water Recycling (NRMMC-EPHC, 2006) de l’Australie, on donne la même
valeur. D’autres organismes établissent des niveaux de risque microbien acceptables en
s’appuyant sur le risque d’infection, sans tenir compte du niveau de risque ou de la gravité des
effets sur la santé. L’EPA des États-Unis, par exemple, a utilisé un objectif sanitaire
correspondant à un risque d’infection annuel de moins de 1 personne sur 10 000 (10!4) (Regli et
coll., 1991).
Le niveau de référence de 10!6 AVCI/personne par année équivaut à un risque annuel de
maladie (pour une personne) de 1/1 000 (10!3) pour un pathogène causant la diarrhée et
présentant un faible taux de mortalité. Dans le cas des maladies ayant un effet plus grave sur la
santé, comme le cancer, la valeur de 10!6 AVCI/personne par année équivaut à un risque
additionnel de cancer à vie (au-dessus du niveau de fond) de 10!5 (c.-à-d., 1 cas additionnel de
cancer au-dessus du niveau de fond pour chaque 100 000 personnes qui ingèrent tous les jours
1,5 L d’eau potable contenant la substance à la valeur recommandée sur une période de 70 ans).
Les EQRM constituent un outil efficace pour déterminer si un réseau de distribution d’eau
potable donné peut répondre à cet objectif sanitaire, les systèmes actuels de surveillance des
maladies dans les pays développés comme le Canada ne permettant pas de détecter les maladies
endémiques à un niveau aussi bas.
Dans l’évaluation contenue dans le présent document technique, on estime la charge de
morbidité à l’aide des AVCI. Ces unités de mesure offrent plusieurs avantages. En effet, elles
prennent en compte à la fois le nombre d’années perdues par suite d’un décès prématuré et le
nombre d’années vécues avec une incapacité (en comparaison avec la personne moyenne en
bonne santé dans la région) et permettent de déterminer les effets sur la santé d’un seul type de
pathogène. L’utilisation des AVCI permet aussi de comparer les effets sur la santé de différents
pathogènes et, peut-être, de différents dangers microbiologiques et de certains dangers
chimiques. Bien qu’aucune unité de mesure commune pour la santé n’ait été acceptée à l’échelle
internationale, les AVCI sont utilisées par de nombreux groupes, et l’on dispose d’information
publiée et évaluée par des pairs. Dans la présente évaluation des risques, le niveau de référence
de l’OMS (2004), soit 10!6 AVCI/personne par année, est utilisé comme niveau de risque
acceptable.
8.3
Évaluation quantitative du risque microbien
Dans les EQRM, on se sert de modèles mathématiques et de renseignements pertinents
sur des pathogènes sélectionnés pour estimer la charge de morbidité. Les EQRM s’inscrivent
dans une stratégie commune de l’évaluation des risques qui comporte quatre volets : la
détermination des dangers, l’évaluation de l’exposition, l’évaluation de la relation dose-réponse
et la caractérisation des risques.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
36
Les virus entériques (mars 2011)
8.3.1
Détermination des dangers
La première étape de l’EQRM consiste à déterminer les dangers qui menacent le réseau
de distribution d’eau potable ou la santé humaine, notamment ceux que présentent les
microorganismes, les toxines et les substances chimiques. Au Canada, les virus entériques les
plus préoccupants pour la santé humaine dans les sources d’eau potable sont les norovirus, les
rotavirus, les virus de l’hépatite, les entérovirus et les adénovirus.
La présence et le type de virus entériques dans une source d’eau potable donnée varient. Il
est donc important de recenser pour chaque site toutes les sources et tous les événements
potentiels, qu’ils soient ou non influencés directement par le fournisseur d’eau potable, qui
pourraient entraîner la présence de virus entériques à des concentrations supérieures au niveau de
référence. Les matières fécales humaines et, dans certains cas, l’urine sont les principales sources
de virus entériques. Ceux-ci peuvent provenir de sources de pollution ponctuelles, comme les
rejets d’eaux usées municipales, ou de sources diffuses, comme les systèmes septiques. Outre les
sources de contamination potentielles, il faut déterminer si la présence des virus entériques est
continue ou intermittente, ou si elle suit des tendances saisonnières de pollution. Il faut
également déterminer si les événements rares, tels que les sécheresses et les inondations,
influeront sur les concentrations de virus entériques dans les sources d’eau.
Même si tous les virus entériques préoccupants doivent être recensés, les évaluations des
risques tiennent rarement compte de chacun d’eux. Elles ne portent que sur des virus entériques
précis (des pathogènes de référence ou, dans le cas présent, des virus de référence) qui, de par
leurs caractéristiques, sont représentatifs de tous les virus pathogènes similaires. On présume que
si le traitement est efficace contre le virus de référence, il le sera contre tous les virus
préoccupants similaires. Idéalement, un virus de référence représentera le pire scénario possible,
soit une combinaison des éléments suivants : fréquence élevée, forte concentration et longue
survie dans les sources d’eau, faible élimination ou inactivation pendant le traitement et
pathogénicité élevée pour tous les groupes d’âge. On a utilisé de nombreux virus entériques
comme virus de référence, notamment des adénovirus, des norovirus et des rotavirus. Aucun de
ces virus ne possède toutes les caractéristiques idéales d’un virus de référence. Les adénovirus
représentent le pire scénario en ce qui a trait à l’inactivation au cours du traitement aux rayons
UV. Cependant, leur fréquence au sein de la population est moins élevée que celle des norovirus
et des rotavirus. Pour les norovirus, il n’existe actuellement pas de modèle de la relation doseréponse publié, même si ces virus sont une cause importante de gastroentérite virale chez tous les
groupes d’âge. Même si les rotavirus sont une cause courante d’infection chez les enfants, qu’ils
présentent un risque d’effets graves et que l’on dispose d’un modèle de la relation dose-réponse,
ils sont plus sensibles au traitement que d’autres virus entériques. Étant donné qu’aucun virus ne
possède toutes les caractéristiques idéales d’un virus de référence, la présente évaluation des
risques intègre les caractéristiques clés des rotavirus et les valeurs CT se rapportant au VHA et
aux poliovirus (U.S. EPA, 1999), car il s’agit des meilleures données dont on dispose sur les
virus entériques que l’on trouve couramment dans les eaux de surface et les eaux souterraines.
8.3.2
Évaluation de l’exposition
Les évaluations de l’exposition fournissent une estimation (et le niveau d’incertitude
associé) de la présence et de la concentration d’un contaminant dans un volume d’eau donné au
moment de l’exposition (ingestion, inhalation ou absorption cutanée). La consommation d’eau
potable est la voie d’exposition principale que l’on a prise en considération dans la présente
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
37
Les virus entériques (mars 2011)
évaluation des risques. Pour mesurer l’exposition, il faut connaître ou estimer la concentration de
virus entériques et le volume d’eau consommée. L’exposition est définie comme étant une dose
unique de pathogènes ingérée par une personne à un moment donné ou la quantité totale associée
à plusieurs expositions (p. ex. sur une période d’un an).
On n’effectue généralement pas de surveillance régulière de l’eau potable pour détecter
les virus entériques. Par conséquent, pour déterminer l’exposition, il faut mesurer ou estimer la
concentration du virus de référence dans la source d’eau. Les mesures fournissent une meilleure
évaluation des risques que les estimations. Des pics de concentration à court terme peuvent
augmenter considérablement les risques de maladie et même occasionner des éclosions de
maladies d’origine hydrique; par conséquent, les variations saisonnières et les pics associés à des
événements tels que les tempêtes doivent être pris en considération dans les mesures ou les
estimations. Une fois que l’on connaît les concentrations dans la source d’eau, on calcule les
réductions résultant du traitement pour obtenir la concentration dans l’eau complètement traitée.
Dans la présente évaluation des risques, on présume que tout virus n’ayant pas été éliminé ou
inactivé pendant le traitement peut causer une infection ou des maladies.
En ce qui concerne le volume d’eau consommée, il est important de ne considérer que
l’eau du robinet non bouillie. En effet, l’ébullition entraîne l’inactivation des pathogènes. Par
conséquent, en considérant également le volume total d’eau ingérée (bouillie et non bouillie), on
surestime l’exposition (Gale, 1996; Payment et coll., 1997; OMS, 2004). Au Canada, chaque
personne consomme environ 1,5 L d’eau du robinet par jour. Toutefois, environ 35 % de cette
eau est consommée sous forme de café ou de thé (Santé et Bien-être social Canada, 1981). Les
températures élevées (eau en ébullition ou près du point d’ébullition) utilisées pour faire le café
et le thé inactivent tout pathogène entérique. Par conséquent, on utilise, dans la présente
évaluation des risques, une consommation moyenne de 1 L d’eau par personne par jour afin
d’estimer les risques associés aux microorganismes pathogènes. Cette estimation est comparable
aux tendances de consommation observées dans d’autres pays développés (Westrell et coll.,
2006a; Mons et coll., 2007). Dans les Directives de qualité pour l’eau de boisson de l’OMS, on
recommande également d’utiliser une valeur de 1 L d’eau du robinet non bouillie (OMS, 2004).
8.3.3
Évaluation de la relation dose-réponse
Dans l’évaluation de la relation dose-réponse, on utilise des modèles pour estimer la
probabilité d’infection et le risque de maladie après exposition au virus de référence. Dans la
présente évaluation des risques, la probabilité d’infection (Pinf) est calculée à l’aide d’un modèle
dose-réponse pour les rotavirus. Le modèle bêta-Poisson permet d’effectuer une bonne
approximation des données dose-réponse se rapportant aux rotavirus (équation 1) (Haas et coll.,
1999) :
Pinf . 1 – (1 + d/$)!"
(1)
où :
"
$
d
=
=
=
0,265
0,4415
dose quotidienne estimée
Le modèle bêta-Poisson fournit une description mathématique de la distribution des
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
38
Les virus entériques (mars 2011)
probabilités individuelles de survie et d’infection pour tous les microorganismes, " et $ étant des
paramètres décrivant la probabilité d’infection. Les résultats de l’approximation réalisée au
moyen du modèle laissent à désirer lorsque les valeurs de $ sont faibles ou lorsque la dose
estimée (d) est importante. Ils ne doivent donc pas être employés dans de tels cas. Les paramètres
" et $ sont tirés d’études de la relation dose-réponse menées auprès de sujets en bonne santé; il
se peut donc qu’ils ne représentent pas de façon adéquate les effets sur des sous-groupes
sensibles, comme les personnes immunodéficientes, les jeunes enfants et les personnes âgées
(Ward et coll., 1986). On estime la dose quotidienne de microorganismes pour une personne au
moyen des renseignements provenant de l’évaluation de l’exposition. La probabilité annuelle
d’infection est estimée au moyen de l’équation 2. Aux fins de la présente évaluation des risques,
on présume qu’il n’y a aucune propagation secondaire de l’infection.
Pinf/année = 1 ! (1 ! Pinf)365
(2)
Ce ne sont pas toutes les personnes infectées qui contracteront une maladie clinique. Le
risque annuel pour une personne est estimé au moyen de l’équation 3 :
Risque de maladie = Pinf/année × S × I
(3)
où :
Pinf/année
S
I
=
=
=
probabilité annuelle d’infection (obtenue à l’aide de l’équation 2)
proportion de la population sensible aux infections
proportion des personnes qui contractent une maladie
symptomatique après une infection
La proportion de la population qui est vulnérable aux infections et à la maladie varie
selon le type de virus entérique étudié. Dans le cas des rotavirus, la population sensible à
l’infection se limite généralement aux jeunes enfants. Selon les données canadiennes, cela
représente approximativement 6 % de la population (Ministère des Finances de l’Ontario,
2003a,b). Toutefois, puisque la présente évaluation des risques se rapporte aux rotavirus et que
ceux-ci sont considérés comme des virus représentatifs de tous les virus entériques pouvant se
trouver dans l’eau potable, y compris ceux auxquels de plus grandes proportions ou la majorité
de la population peuvent être sensibles (p. ex. dans le cas des norovirus), on présume que 100 %
de la population est sensible à l’infection. Soulignons que l’infection ne provoque pas forcément
de maladies symptomatiques. Selon des données des États-Unis, 88 % des personnes infectées
par un rotavirus contracteront une maladie symptomatique (Havelaar et Melse, 2003).
Afin de convertir le risque annuel de maladie pour une personne en charge de morbidité
par personne, on utilise les AVCI comme unité de mesure commune pouvant tenir compte de
divers effets sur la santé. Le principal avantage cité de l’AVCI en tant qu’unité de mesure de
santé publique est sa nature globale, qui combine les années de vie perdues (AVP) aux années
vécues avec une incapacité (AVI) pour calculer la charge de morbidité. Le calcul des AVCI
s’effectue comme suit :
AVCI = AVI + AVP
(4)
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
39
Les virus entériques (mars 2011)
où :
AVI
=
AVP
=
somme de [(fraction de l’effet) × (durée) × (poids de la gravité)] pour
chaque effet sur la santé contribuant à la morbidité
[(espérance de vie) ! (âge au moment du décès)] × poids de la gravité
Pour les rotavirus, les effets sur la santé varient quant à leur gravité; il peut s’agir de
diarrhée légère, comme de diarrhée grave et même de mort. La charge de morbidité de la
gastroentérite découlant d’une infection par des rotavirus présents dans l’eau potable est de
8,46 AVCI/1 000 cas (8,46 × 10!3 AVCI/cas) (tableau 6).
Tableau 6 : Calcul de la charge de morbidité pour les rotavirus (AVCI/cas)
Proportion
de la
Poids de
Effet sur la
population
Durée de la
la
a
b
santé
affectée
maladie
gravitéc
AVCI/cas
Morbidité
(AVI)
Diarrhée légère
Diarrhée
sanglante
0,50
0,49
0,01918 (7 jours)
0,01918 (7 jours)
0,067
0,39
6,43 × 10!4
3,67 × 10!3
Mortalité
(AVP)
Mort
0,001
Espérance de vied;
âge au moment du
décèse
1
4,15 × 10!3
8,46 × 10!3
Charge de
morbidité
a
d
e
Mac ler et Regli (1993); b Havelaar et M else (2003 ); c Murray et Lopez (19 96b).
Espérance de vie pour la pop ulation canadienne = 78,4 ans (Santé Canada, 2003a).
L’âge au moment du décès représente l’âge pondéré moyen de la population (on présume que le taux de
mortalité demeure le même, peu importe l’âge) = 36,88.
Au moyen de la charge de morbidité (AVCI/cas) et du risque annuel de maladie pour une
personne, la charge de morbidité (AVCI/personne par année) peut être estimée comme suit :
Charge de morbidité =
risque de maladie × poids de la gravité
(5)
où :
risque de maladie
Charge de morbidité (AVCI/cas)
=
=
valeur calculée au moyen de l’équation 3
8,46 × 10!3
8.3.4
Caractérisation des risques
Dans la caractérisation des risques, on combine les données recueillies ou estimées sur la
présence de pathogènes dans les sources d’eau, l’élimination ou l’inactivation de ces pathogènes
grâce aux procédés de traitement et les tendances de consommation pour estimer l’exposition, de
même que sur les relations dose-réponse associées aux pathogènes pour estimer la charge de
morbidité. Avec ces renseignements, on peut calculer la charge de morbidité potentielle associée
au réseau de distribution d’eau potable en question. Un exemple du calcul de la charge de
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
40
Les virus entériques (mars 2011)
morbidité est présenté à la figure 1. Ce calcul est présenté sous forme d’estimation ponctuelle;
cependant, le calcul a été effectué au moyen d’un modèle mathématique comprenant des
fonctions de probabilité avec les incertitudes associées (annexe C). La charge de morbidité
calculée peut ensuite être comparée au niveau de risque acceptable afin de déterminer si la
qualité de l’eau potable produite est acceptable. Si l’on dépasse le niveau de risque acceptable, on
peut avoir recours aux EQRM pour déterminer le traitement requis afin de répondre à l’objectif
sanitaire (10!6 AVCI/personne par année).
Comme il est illustré à la figure 1, lorsqu’une source d’eau affiche une concentration
moyenne d’environ 1 rotavirus/100 L et que l’usine de traitement produit constamment une
réduction d’au moins 4 log de la concentration des virus, la charge de morbidité au sein de la
population répond au niveau de référence de 10!6 AVCI/personne par année
(1 cas/1 000 personnes par année). Une concentration de 1 rotavirus/100 L d’eau dans une source
d’approvisionnement représente une valeur relativement faible correspondant généralement à des
sources d’eaux souterraines ou à des sources d’eau de surface très peu contaminées. Bon nombre
de sources d’eau de surface présentent des concentrations de 1 à 100 virus/L (de 100 à
10 000 virus/100 L). À ces concentrations, il faut une réduction beaucoup plus importante pour
que la charge de morbidité soit jugée acceptable.
Comme il est indiqué à la figure 2, pour une source d’eau présentant une concentration
moyenne de 10 rotavirus/L (1 000 rotavirus/100 L), l’usine de traitement doit constamment
assurer une réduction de 7 log de la concentration des virus afin de satisfaire au niveau de risque
de référence acceptable. Par conséquent, l’objectif de traitement basé sur la santé correspondant à
une réduction de 4 log des virus entériques représente une exigence minimale. Il faut effectuer
une évaluation propre au site afin de déterminer le taux de réduction des virus entériques qui doit
être obtenu pour n’importe quelle source d’eau. La surveillance des concentrations de virus
entériques permet une meilleure évaluation que les estimations. Toutefois, si on ne peut effectuer
de mesure, on peut estimer les concentrations en fonction de la qualité perçue de la source d’eau.
On peut utiliser de l’information tirée d’enquêtes sanitaires et d’évaluations de la vulnérabilité,
de même que des renseignements sur d’autres paramètres de la qualité de l’eau, comme les
microorganismes indicateurs, pour estimer les risques ou le niveau de contamination fécale des
sources d’eau. Il est important de tenir compte, dans le cadre de l’évaluation propre au site, des
événements qui influent considérablement sur la qualité des sources d’eau (p. ex. déversements,
tempêtes). Ces événements ont des effets majeurs sur le traitement requis; en tenant compte des
variations de la qualité des sources d’eau, on obtient la meilleure estimation des risques dans un
réseau. Une bonne compréhension des variations de la qualité des sources d’eau et une
planification en conséquence aident à créer un système plus robuste pouvant comprendre des
marges de sécurité. Il est également important de tenir compte de l’incertitude associée aux
EQRM afin de garantir que le traitement en place permet de produire une eau de qualité
acceptable. Une analyse de la sensibilité effectuée au moyen d’un modèle d’EQRM comme celui
décrit à l’annexe C peut aussi aider à déterminer les points de contrôle critiques et leurs limites.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
41
Les virus entériques (mars 2011)
Figure 1 : Exemple d’évaluation des risques pour les conditions précisées. Ce calcul est
présenté sous forme d’estimation ponctuelle; cependant, le calcul a été effectué au moyen d’un
modèle mathématique comprenant des fonctions de probabilité avec les incertitudes associées.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
42
Les virus entériques (mars 2011)
Figure 2 : Exigences de traitement pour atteindre un niveau de risque acceptable de 10!6
AVCI/personne par année (consommation de 1 L)
8.4
Considérations internationales
Les EQRM sont de plus en plus employées par les organismes internationaux et les
gouvernements d’autres pays à tous les échelons pour prendre des décisions éclairées sur les
risques sanitaires posés par les pathogènes présents dans l’eau potable. L’OMS, la Commission
européenne, les Pays-Bas, l’Australie et les États-Unis ont tous réalisé des progrès importants en
ce qui concerne la validation et les méthodes d’EQRM (Staatscourant, 2001; OMS, 2004;
NRMMC-EPHC, 2006; Medema et coll., 2006; U.S. EPA, 2006a,b). À l’exception de l’EPA des
États-Unis, ces organismes et gouvernements ont adopté une approche qui tire pleinement profit
du potentiel des EQRM pour établir les objectifs sanitaires (c.-à-d., niveaux de risque ou de
maladie acceptables) et la politique de gestion des risques propre au site (p. ex. plans de salubrité
de l’eau, tels que décrits dans le document de l’OMS de 2004). En misant sur le travail accompli
par l’OMS, les responsables du projet Microrisk de la Commission européenne ont publié un
document d’orientation exhaustif établissant des méthodes et un fondement scientifique solide
pour les EQRM en matière d’eau potable (Medema et coll., 2006).
Les Pays-Bas et l’EPA des États-Unis ont adopté des approches réglementaires fondées
sur les EQRM. Aux Pays-Bas, les fournisseurs d’eau doivent, conformément à l’approche
employée par l’OMS, réaliser une EQRM propre au site pour tous les systèmes
d’approvisionnement en eau de surface afin de déterminer si ceux-ci satisfont à un niveau de
risque précisé. Les autorités hollandaises peuvent aussi exiger une EQRM dans le cas des
approvisionnements en eau souterraine vulnérables. L’EPA des États-Unis, quant à elle, a
récemment effectué une évaluation des risques pour la santé associés aux pathogènes d’origine
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
43
Les virus entériques (mars 2011)
hydrique au moyen d’EQRM et s’est servie des renseignements obtenus pour établir des
exigences nationales en matière d’efficacité du traitement (U.S. EPA, 2006a,b). En général, pour
les systèmes de distribution d’eau potable, on doit obtenir une réduction ou une inactivation des
virus entériques de l’ordre de 4 log pour réduire les risques associés à ces virus (U.S. EPA,
2006a). Pour réduire les risques liés à Cryptosporidium, on doit surveiller les sources
d’approvisionnement des réseaux de distribution d’eau potable, calculer la concentration
moyenne de Cryptosporidium et utiliser les résultats pour déterminer si la source est vulnérable à
la contamination et si elle requiert un traitement supplémentaire. Les réseaux de distribution
d’eau sont classés dans des catégories de risque établies en fonction de la présence ou de
l’absence d’un système de filtration; ces catégories donnent également de l’information sur les
exigences additionnelles en matière d’élimination ou d’inactivation de Cryptosporidium spp.
(U.S. EPA, 2006b).
Santé Canada et le Comité fédéral-provincial-territorial sur l’eau potable ont adopté la
même approche que l’OMS (2004), en fournissant des objectifs d’efficacité fondés sur les
EQRM comme exigences minimales, mais recommandent d’utiliser une EQRM propre au site
dans le cadre d’une approche à barrières multiples de la source au robinet. L’approche fondée sur
les EQRM offre plusieurs avantages : 1) capacité de comparer les risques associés à des groupes
de pathogènes représentatifs (p. ex. virus, protozoaires, bactéries) dans une évaluation globale; 2)
transparence des hypothèses; 3) prise en considération de la variabilité et de l’incertitude liées
aux estimations; 4) élimination des facteurs de sécurité masqués (ceux-ci peuvent être appliqués
consciemment par des organismes de réglementation à la fin du processus, si on le désire); 5)
établissement spécifique des points de contrôle critiques et des limites au moyen d’analyses de la
sensibilité; 6) bonne connaissance des effets de la gestion des réseaux sur un paramètre de santé
publique.
9.0
Justification
On compte plus de 140 virus entériques pouvant infecter les humains. Excrétés dans les
matières fécales et parfois dans l’urine des personnes et des animaux infectés, ils peuvent être
présents dans les sources d’eau de surface et d’eau souterraine. Les virus entériques provoquent
principalement des maladies aiguës, quoique certains liens avec des maladies chroniques aient
été établis. Bon nombre de ces virus ne peuvent être cultivés et leur présence dans l’eau varie au
fil du temps et d’un lieu à un autre. À tout moment, un type de virus peut être plus répandu qu’un
autre dans les eaux usées d’une collectivité et influer sur la qualité des sources d’eau dans les
collectivités en aval. Les méthodes les plus efficaces visant à empêcher la présence de virus
entériques en concentrations dangereuses dans l’eau potable s’appuient sur la mise en œuvre de
l’approche à barrières multiples. Cette approche englobe la protection et le traitement des sources
d’eau, que l’on assure au moyen des paramètres physico-chimiques appropriés, suivis de la
vérification de l’absence de microorganismes indicateurs fécaux dans l’eau complètement traitée.
En raison du nombre considérable de virus entériques, des variations spatiotemporelles de
leur présence et des lacunes des méthodes employées, il est difficile d’assurer une surveillance
régulière de ces microorganismes. C’est pourquoi on n’a établi aucun objectif de qualité de l’eau
(p. ex. concentration maximale acceptable) pour les virus entériques dans l’eau potable. La
protection de la santé publique est plutôt assurée en fixant des objectifs de traitement basés sur la
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
44
Les virus entériques (mars 2011)
santé.
Pour fixer ces objectifs, il faut établir le niveau de risque acceptable. Le Comité
fédéral-provincial-territorial sur l’eau potable a retenu la valeur de 10!6 AVCI/personne par
année, ce qui correspond au niveau de référence utilisé par l’OMS (2004). Il s’agit d’une décision
de gestion des risques qui offre un équilibre entre, d’une part, la charge de morbidité estimée
pour les virus entériques et, d’autre part, le manque d’information sur la prévalence de ces
pathogènes dans les sources d’eau, les limites en matière de surveillance des maladies et les
variations dans l’efficacité des différentes techniques de traitement de l’eau.
Même si tous les virus entériques préoccupants doivent être recensés, les évaluations des
risques tiennent rarement compte de chacun d’eux. Elles ne portent que sur des virus entériques
précis (des pathogènes de référence ou, dans le cas présent, des virus de référence) qui, de par
leurs caractéristiques, sont représentatifs de tous les virus pathogènes similaires. On présume que
si le traitement est efficace contre le virus de référence, il le sera contre tous les virus
préoccupants similaires. Aux fins de la présente évaluation des risques, on s’est servi des
rotavirus comme virus de référence en raison de la prévalence des infections chez les enfants, du
risque d’effets graves et du fait que l’on dispose d’un modèle de la relation dose-réponse.
Une concentration de 1 rotavirus/100 L d’eau dans une source d’approvisionnement
représente une valeur relativement faible correspondant généralement à des sources d’eaux
souterraines ou à des sources d’eau de surface relativement très peu contaminées. Au Canada,
bon nombre de sources d’eau de surface présentent des concentrations de 1 à 100 virus/L (de 100
à 10 000 virus/100 L). À ces concentrations, il faut une réduction beaucoup plus importante pour
que la charge de morbidité soit jugée acceptable. Avec l’approche fondée sur les EQRM utilisée
dans le présent document, on constate que si une source d’eau présente une concentration
moyenne d’environ 1 rotavirus/100 L, l’usine de traitement doit constamment obtenir une
réduction de 4 log de la concentration des virus afin de respecter le niveau de référence de
10!6 AVCI/personne par année. Ainsi, on a établi une réduction ou une inactivation minimale de
4 log pour les virus comme objectif de traitement basé sur la santé. Une autorité compétente peut
accepter une réduction inférieure dans une source d’eau souterraine considérée comme peu
vulnérable à une contamination d’origine fécale si l’évaluation d’une usine de traitement d’eau
potable a confirmé que la présence de virus entériques est peu probable. Bon nombre de sources
d’eau au Canada peuvent nécessiter une réduction supérieure à l’objectif de traitement minimal
pour respecter le niveau de risque acceptable.
Les EQRM peuvent être utilisées pour chaque site afin de déterminer dans quelle mesure
les variations de la qualité des sources d’eau peuvent contribuer au risque microbiologique, si les
mesures de réduction mises en œuvre sont adéquates et si l’on doit recourir à des procédés de
traitement additionnels ou optimiser les procédés existants. Dans la plupart des cas, une usine de
traitement qui fonctionne bien et qui emploie des techniques efficaces de coagulation, de
floculation, de clarification, de filtration et de désinfection pour produire une valeur CT
suffisante devrait donner de l’eau présentant un risque négligeable d’infection par les virus
entériques. Il faudrait, dans la mesure du possible, protéger les bassins versants ou les aquifères
qui servent de sources d’eau potable contre toute contamination par les matières fécales.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
45
Les virus entériques (mars 2011)
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Les virus entériques (mars 2011)
Annexe A : Liste des acronymes
ADN
ANSI
ARN
AVCI
AVM
AVP
C
CT
acide désoxyribonucléique
American National Standards Institute
acide ribonucléique
année de vie corrigée du facteur invalidité
année vécue avec une incapacité
année de vie perdue
concentration résiduelle de désinfectant
produit de la concentration résiduelle de désinfectant (C) et du temps de contact
avec celui-ci (T)
EPA
Environmental Protection Agency (É.-U.)
EQRM
évaluation quantitative du risque microbien
ISO
Organisation internationale de normalisation
LT2ESWTR Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule (É.-U.)
NSF
NSF International
OMS
Organisation mondiale de la santé
PCR
réaction de polymérisation en chaîne
PCRq
réaction de polymérisation en chaîne quantitative
SPD
sous-produit de désinfection
SRAS
syndrome respiratoire aigu sévère
T
temps de contact avec le désinfectant
UV
ultraviolet
VHA
virus de l’hépatite A
VHE
virus de l’hépatite E
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
65
Les virus entériques (mars 2011)
Annexe B : Valeurs CT pour l’inactivation des virus
Tableau B-1 : Valeurs CT pour l’inactivation des virus par le chlore libre (mg@min/L), selon les
données se rapportant au VHA (U.S. EPA, 2006a)
Inactivation
2 log
3 log
4 log
pH de 6 à
9
pH de 10
pH de 6 à
9
pH de 10
pH de 6 à
9
pH de
10
0.5
6
45
9
66
12
90
5
4
30
6
44
8
60
10
3
22
4
33
6
45
15
2
15
3
22
4
30
20
1
11
2
16
3
22
25
1
7
1
11
2
15
Température (°C)
Tableau B-2 : Valeurs CT pour l’inactivation des virus par la chloramine (mg@min/L), selon les
données se rapportant au VHA (AWWA, 1991; U.S. EPA, 2006a)
Inactivation
Température (°C)
2 log
3 log
4 log
#1
1243
2063
2883
5
857
1423
1988
10
643
1067
1491
15
428
712
994
20
321
534
746
25
214
356
497
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
66
Les virus entériques (mars 2011)
Tableau B-3 : Valeurs CT pour l’inactivation des virus par le dioxyde de chlore (mg@min/L),
selon les données se rapportant au VHA (pH de 6 à 9) (AWWA, 1991; U.S. EPA, 2006a)
Inactivation
2 log
3 log
4 log
#1
8,4
25,6
50,1
5
5,6
17,1
33,4
10
4,2
12,8
25,1
15
2,8
8,6
16,7
20
2,1
6,4
12,5
25
1,4
4,3
8,4
Température (°C)
Tableau B-4 : Valeurs CT pour l’inactivation des virus par l’ozone (mg@min/L), selon les
données se rapportant au poliovirus de type 1 (AWWA, 1991; U.S. EPA, 2006a)
Inactivation
2 log
3 log
4 log
#1
0,9
1,4
1,8
5
0,6
0,9
1,2
10
0,5
0,8
1
15
0,3
0,5
0,6
20
0,25
0,4
0,5
25
0,15
0,25
0,3
Température (°C)
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
67
Les virus entériques (mars 2011)
Annexe C : Modèle d’EQRM
On a élaboré des modèles mathématiques pour évaluer de façon quantitative les risques
microbiologiques potentiels associés aux réseaux de distribution d’eau potable, y compris les
risques liés aux bactéries, aux protozoaires et aux virus pathogènes. Ces modèles ont été élaborés
par des organismes à l’étranger (Smeets et coll., 2008; Teunis et coll., 2009), de même que par
des groupes au Canada (Jaidi et coll., 2009). On a également employé les modèles d’EQRM pour
estimer les risques sanitaires potentiels en ce qui concerne d’autres voies d’exposition (Mara et
coll., 2007; Armstrong et Haas, 2008; Diallo et coll., 2008). Bien que les hypothèses varient d’un
modèle à l’autre (p. ex. choix du pathogène de référence et des variables de la relation
dose-réponse), tous les modèles s’appuient sur les principes acceptés de l’EQRM, soit la
détermination des dangers, l’évaluation de l’exposition, l’évaluation de la relation dose-réponse
et la caractérisation des risques.
Santé Canada a élaboré un modèle d’EQRM dans le cadre de l’évaluation des risques
posés par les pathogènes entériques dans l’eau potable. Ce modèle probabiliste permet d’étudier
la charge de morbidité potentielle (avec l’incertitude associée) et peut servir pour des scénarios
définis par les utilisateurs pour les réseaux de distribution d’eau potable. Il permet à l’utilisateur
de saisir des données sur la qualité virologique de la source d’eau brute et la chaîne de traitement
(stratégies de filtration et de désinfection). Lorsqu’il manque des données pour un système de
distribution d’eau potable pour les paramètres susmentionnés, on peut utiliser les valeurs du
modèle, lesquelles sont tirées de publications ou fournies par des spécialistes, et s’en servir
comme point de départ pour l’évaluation. Pour la qualité des sources d’eau, le modèle offre aux
utilisateurs le choix entre quatre catégories : A (0,1 rotavirus/100 L), B (1 rotavirus/100 L), C
(10 rotavirus/100 L), D (100 rotavirus/100 L). On considère que les sources d’eau qui
appartiennent à la catégorie A ou B pour les virus entériques sont très peu contaminées par les
matières fécales humaines. Il peut s’agir de sources d’eau souterraine ou de sources sûres d’eau
de surface d’un bassin versant où l’activité humaine est très faible. Dans le cas des bassins
versants où l’activité humaine est plus importante, la qualité des sources d’eau peut s’inscrire
dans la catégorie C ou D. Les concentrations de virus entériques sont exprimées en nombre de
rotavirus pour un volume d’eau donné parce que le modèle d’EQMR utilise les caractéristiques
clés du rotavirus, associées aux valeurs CT fondées sur le VHA et les poliovirus, pour calculer le
risque. Ces estimations de la qualité des sources d’eau ne doivent être utilisées que dans le
contexte du modèle d’EQRM pour évaluer les effets des variations de la qualité des sources
d’eau sur les risques microbiologiques globaux. Soulignons que même si une source est classée
dans la catégorie A pour les virus entériques, elle peut appartenir à une autre catégorie pour les
bactéries ou les protozoaires pathogènes. Pour les procédés de traitement, le modèle s’appuie sur
un grand intervalle de valeurs tirées de publications, ce qui permet de représenter avec précision
l’efficacité des diverses méthodes de traitement.
Le modèle d’EQRM s’appuie sur ces renseignements concernant l’exposition, de même
que sur le modèle de relation dose-réponse et les calculs d’AVCI pour les rotavirus, afin
d’estimer la charge de morbidité potentielle (AVCI/personne par année) pour l’information sur le
scénario propre au site. La qualité des données de sortie du modèle d’EQRM dépend de la qualité
des données qui y sont entrées. Les mesures du niveau d’exposition produisent des données de
sortie de meilleure qualité que les estimations. Même avec des données d’exposition de haute
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
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Les virus entériques (mars 2011)
qualité, le modèle d’EQRM se base sur un certain nombre d’hypothèses qui augmentent
l’incertitude associée à l’évaluation :
•
On présume que la distribution des virus dans l’eau est aléatoire (Poisson). Toutefois, il y
a lieu de croire que les virus ne suivent pas une distribution aléatoire et qu’ils se
présentent plutôt en amas, légèrement liés les uns aux autres ou fortement liés à ou dans
des particules (Gale, 1996). Cela signifie que la majorité des consommateurs ne seront
pas exposés, mais qu’une petite proportion sera exposée à un virus ou plus. Ce modèle ne
tient pas compte du regroupement des virus en amas et conduit à une sous-estimation de
la probabilité d’exposition et d’infection.
•
L’efficacité du traitement est modélisée en fonction de données tirées de publications
pour divers procédés de traitement, ce qui peut donner lieu à une sous-estimation ou à une
surestimation de l’efficacité dans un site déterminé. De plus, les données sur l’efficacité
du traitement sont obtenues au moyen de souches de laboratoire, lesquelles peuvent ne
pas réagir exactement de la même façon aux traitements que les virus dans les sources
d’eau.
•
Jusqu’à ce que l’on dispose de méthodes d’identification des particules de virus
entériques infectieuses pour les humains qui soient pratiques pour une surveillance
régulière, il est souhaitable, sur le plan de la protection de la santé, de présumer que
toutes les particules de virus entériques humains décelées dans les sources d’eau sont
infectieuses pour les humains, à moins de preuve du contraire. De plus, comme l’on a
utilisé des souches de laboratoire individuelles pour les expériences sur la relation
dose-réponse, on ignore si l’âge du microorganisme, les expositions précédentes dans
l’environnement ou le type de souche influent sur l’infectiosité. En outre, les expériences
sont menées sur des humains en bonne santé ou des animaux de laboratoire et ne tiennent
pas compte de l’état immunitaire ni de la transmission secondaire dans la population
exposée (p. ex. populations vulnérables). Dans le modèle actuel d’évaluation des risques,
on présume que les erreurs causées par la surestimation de la viabilité sont compensées,
au moins en partie, par la récupération des virus, d’une efficacité raisonnable (environ
50 %) pendant la détection.
•
On utilise une valeur présumée de la consommation quotidienne d’eau du robinet non
bouillie de 1,0 L/personne. Au sein d’une population, on relèvera une distribution de la
consommation d’eau de robinet qui n’est pas représentée par cette estimation ponctuelle.
•
Le modèle s’appuie sur les risques associés à la contamination des sources d’eau et ne
tient pas compte de la contamination potentielle dans le réseau de distribution.
Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique
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