MÉLANIE BOUCHARD
ÉVOLUTION T E M P O R E L L E ET MODÉLISATION DES C O L I F O R M E S DANS UNE SOURCE D'EAU P O T A B L E
Mémoire présenté
à la Faculté des études supérieures de l'Université Laval dans le cadre du programme de maîtrise en génie civil pour l'obtention du grade de maître ès sciences (M. Se.)
DEPARTEMENT DE GENIE CIVIL FACULTÉ DES SCIENCES ET DE GÉNIE
UNIVERSITÉ LAVAL QUÉBEC
2008
Résumé du mémoire
Les objectifs de cette étude consistent à dresser un portrait de la présence de coliformes totaux et fécaux dans une source d'eau potable et à développer des modèles décrivant la variabilité temporelle de ces indicateurs. Le cas à l'étude est la principale source d'eau potable de la Ville de Québec, à savoir la rivière Saint-Charles. Le portrait temporel comprend une description de la présence saisonnière, journalière et intra-journalière des coliformes totaux et fécaux dans la source d'eau. Ce portrait est basé sur des données historiques acquises par la Ville et des données issues d'une campagne d'échantillonnage intensive réalisée dans le cadre de ce projet. La présence des coliformes totaux et fécaux dans l'eau a été analysée en fonction de divers paramètres environnementaux et de la qualité de l'eau. Des modèles multivariés basés sur des séries temporelles ont été développés afin d'expliquer et de prédire la présence des coliformes totaux et fécaux dans l'eau. Les modèles obtenus décrivent de manière très satisfaisante la variabilité temporelle des coliformes dans la source d'eau à l'étude. Selon les résultats de cette étude, les paramètres expliquant la présence des coliformes dans l'eau diffèrent selon la saison de l'année. L'analyse des modèles démontre que la pluviométrie, la hauteur d'eau au barrage, les heures d'ensoleillement, la turbidité, l'alcalinité et la température extérieure sont les meilleurs prédicteurs des variations temporelles des coliformes dans la source d'eau potable.
Remerciements
Je tiens à remercier pour leur contribution à la réalisation de ce mémoire :
M o n directeur de maîtrise, M. Manuel J. Rodriguez, du Centre de recherche en aménagement et développement ( C R A D ) de l'Université Laval, pour le soutien qu'il m'a apporté durant la réalisation de cette recherche. L'ensemble de ses connaissances m'a permis de mener à bon port ce mémoire.
M. Jean-Baptiste Sérodes, du Département de génie civil de l'Université Laval, d'avoir agi à titre de co-directeur et aussi pour ses commentaires et suggestions tout au long de cette recherche.
- Les responsables et employés du laboratoire du Service de l'environnement de la Ville de Québec (François Proulx, Frédéric Aubin et Ginette Plante) pour l'aide technique qu'ils m'ont accordée tout au long de ce projet de recherche, pour leurs réponses et commentaires ainsi que d'avoir mis à notre disposition les bases de données sur les paramètres physico-chimiques et microbiologiques de l'eau brute.
Le responsable de l'usine de production d'eau potable de la Ville de Québec (Éric Rozon) d'avoir mis à notre disposition les bases de données sur les paramètres de l'eau brute ainsi que de nous avoir permis d'installer notre équipement sur le terrain.
Philippe Cantin, du Ministère du Développement Durable, de l'Environnement et des Parcs pour les réponses à ses questions et pour m'avoir permis de tester la méthode Colilert.
Toutes les personnes qui ont contribué de près ou de loin à la réalisation de cette étude.
Finalement, j e tiens à remercier Jean de sa présence, de son soutien et de ses encouragements ainsi que pour ses connaissances en statistiques.
Résumé du mémoire i Remerciements ii Table des matières iii Liste des tableaux v Liste des figures vi
1. Introduction 1 2.Problématique 3
2.1 Les paraméetres servant à décrire la qualité de l'eau 3 2.1.1 Les paramètres microbiologiques de la qualité de l'eau 3
2.2 Principaux désinfectants utilisés 8 2.3 Les méthodes d'analyse des coliformes reconnues au Québec 10
2.3.1 La fermentation en tubes multiples ( T M ) 10
2.3.2 La fîltration sur membrane (FM) 11
2.3.3 La méthode Colilert 12
2.4 La réglementation 14 2.5 Les variations des coliformes dans une source d'eau 15
2.6 Revu des travaux sur la modélisation des coliformes dans les plans d'eau 17
3. Objectifs du projet 26 4. Méthodologie 28
4.1 Cas à l'étude et stratégie d'échantillonnage 28
4.1.1 Site d'échantillonnage 28 4.1.2 Eau de surface à l'étude 29 4.1.3 Fréquence d'échantillonnage 30 4.1.4 Paramètres caractérisés 32 4.2 Analyses des paramètres de la qualité de l'eau 32
4.3 Procédures d'analyses des coliformes 33 4.4 Développement des bases de données 34
5. Résultats 40 5.1 Évolution dans le temps des coliformes 40
5.1.1 Variations annuelles et saisonnières 41 5.1.2 Variations sur de courtes périodes 51 5.1.3 Corrélations saisonnières entre les coliformes et la turbidité 62
5.1.4 Comparaisons entre la méthode Colilert et la méthode de filtration sur
membranes 65 5.2 Modélisation des coliformes 67
5.2.1 Modèles basés sur les données prospectives 71
5.2.1.1 Le modèle général 71 5.2.1.2 Les modèles saisonniers 78 5.2.2 Modèle basé sur les données rétrospectives 92
6. Conclusions et recommandations 95 7. Références bibliographiques 98
Liste des tableaux
Tableau 1 - Les différentes méthodes de désinfection de l'eau 9 Tableau 2 - Paramètres utilisés et leurs sources pour le volet rétrospectif. 35
Tableau 3 - Paramètres utilisés et leurs sources pour le volet prospectif... 37 Tableau 4 - Les résultats d'estimation du modèle général par la méthode des moindres
carrés ordinaires ( M C O ) 73 Tableau 5 - Les résultats d'estimation du modèle général par la méthode des
maximums de vraisemblance de Box-Jenkins ( M V ) 74 Tableau 6 - Les résultats d'estimation du modèle par saisons par la méthode des
moindres carrés ordinaires ( M C O ) 79 Tableau 7 - Les résultats d'estimation du modèle par saisons par la méthode des
maximums de vraisemblance (Box-Jenkins) 80 Tableau 8 - Les résultats d'estimation du modèle pour les deux automnes combinés
selon les deux méthodes utilisées ( M C O et M V ) 90 Tableau 9 - Résultats de modèle de prédiction des coliformes totaux
Liste des figures
Figure 1 - Schéma de la rivière Saint-Charles et de son bassin versant 30
Figure 2 - Auto-échantillonneur réfrigéré 31 Figure 3 - Variations saisonnières des coliformes totaux, de E. coli et de la turbidité
dans l'eau de la rivière Saint-Charles (base de données
' propective), 2002-2003 41 Figure 4 - Évolution des coliformes totaux et fécaux dans l'eau de la rivière Saint-Charles
(base de données rétrospective), 1999-2003 42 Figure 5 - Évolution des coliformes totaux et des bactéries hétérorophes aérobies et
anaérobies facultatives dans la rivière Saint-Charles (base de données
rétrospectives), 1999-2002 44 Figure 6 - Évolution de différents paramètres en lien avec les coliformes totaux dans la
rivière Saint-Charles (base de données rétrospective), 1999-2002 45 Figure 7 - Variations des coliformes totaux, fécaux et de la turbidité à la prise d'eau de la
rivière Saint-Charles (base de données rétrospective), 1999 48 Figure 8 - Les variations des coliformes fécaux et des B H A A dans la rivière Saint-Charles
(base de données rétrospective), 1999 49 Figure 9 - Les variations des coliformes totaux et des B H A A dans la rivière Saint- Charles
(base de données rétrospective), 1999 50 Figure 10 - Variations des coliformes totaux et de la température de l'eau à la prise
d'eau de la rivière Saint-Charles (base de données rétrospective), 1999 51 Figure 11 - Évolution des coliformes totaux et de E. coli à la prise d'eau de la
rivière Saint-Charles (base de données prospective), printemps 2003 52 Figure 12 - Évolution des coliformes totaux et de la turbidité à la prise d'eau de la
rivière Saint-Charles (base de données prospective), printemps 2003 53 Figure 13 - Évolution sur deux semaines de E. coli et de la turbidité à la prise d'eau de la
V i l
Figure 14 - Évolution hebdomadaire de E. coli et de la pluviomérie à la prise d'eau de la rivière Saint-Charles à deux moments différents
(base de données prospective), 2003 56 Figure 15 - Évolution hebdomadaire de E. coli et de la pluviométrie à la prise d'eau
de la rivière Saint-Charles selon deux quantités de pluie différentes
(base de données prospective), 2003 58 Figure 16 - Corrélation entre E. coli et la turbidité à la prise d'eau de la rivière
Saint-Charles à quatre pas de temps différents (base de données prospective); a) aucun pas de temps, b) 8 heures, c) 16 heures, d) 24
heures 60 Figure 17 - Corrélation entre E. coli et la turbidité à la prise d'eau de la rivière
Saint-Charles selon les saisons (base de données prospectives);
a) été, b) automne, c) hiver, d) printemps 63 Figure 18 - Corrélation entre les résultats d'analyse de E. coli selon la méthode Colilert
et selon la méthode classique de filtration sur membranes
(base de données prospective) 65 Figure 19 - Évolution de E. coli à la prise d'eau de la rivière Saint-Charles selon
la méthode Colilert et selon la méthode classique de filtration sur membranes 67 Figure 20 - Comparaison entre les comptes de E. coli prédits et les comptes de
E. coli mesurés par la méthode Colilert (modèle M V ) , automne 2002 82
Figure 21 - Comparaison entre les comptes de E. coli prédits et les comptes de
E. coli mesurés par la méthode Colilert (modèle M V ) , hiver 2003 84
Figure 22 - Comparaison entre les comptes de E. coli prédits et les comptes de
E. coli mesurés par la méthode Colilert (modèle M V ) , printemps 2003 86
Figure 23 - Comparaison entre les comptes de E. coli prédits et les comptes de
E. coli mesurés par la méthode Colilert (modèle M V ) , été 2003 87
Figure 24 - Comparaison entre les comptes de E. coli prédits et les comptes de
E. coli mesurés par la méthode Colilert (modèle M V ) , automne 2003. 88
Figure 25 - Comparaison entre les comptes de coliformes totaux prédits et les
1. I N T R O D U C T I O N
Depuis toujours, l'homme utilise l'eau pour boire et pour diverses autres fonctions. Malheureusement, l'eau, aussi vitale soit elle, est parfois vecteur de maladies, entre autres de gastro-entérites. Plusieurs cas de maladies d'origine hydrique sont survenus à travers le monde, notamment en Amérique du Nord. C'est le cas de la ville de Milwaukee, aux États-Unis, où plusieurs cas de maladies dues à l'ingestion de Cryptosporidium ont été recensés en 1993, causant 104 décès et environ 4 000 hospitalisations. Un autre cas plus récent est celui de la ville de Walkerton, où, en mai 2000, plus de 2 000 personnes avaient été contaminées par Escherichia coli 0 1 5 7 : H 7 , ce qui causa sept décès. Plus près de nous encore, au Québec, 33 éclosions de maladies reliées à l'eau se sont produites au cours de l'année 1998, touchant ainsi 576 individus. Sur ce nombre, plus de la moitié des cas étaient de nature infectieuse et causés par l'ingestion d'eau (INSPQ, 2001).
Pourtant, les cas mentionnés ci-haut sont survenus, pour la plupart, dans des villes où il y avait des usines de production d'eau potable pourvues de systèmes de traitement de l'eau avec filtration. En outre, depuis plusieurs années, les procédés de traitement sont de plus en plus complets et performants et les normes relatives à la qualité de l'eau traitée et distribuée sont de plus en plus strictes (Coulibaly et al., 2003, Gouvernement du Québec, 2001). Toutefois, malgré ces mesures, certains cas de maladies d'origine hydrique sont encore répertoriés au Québec.
Afin de minimiser le risque pour la santé publique, les opérateurs des usines de production d'eau potable ont pour rôle de veiller à ce que l'eau distribuée par les usines de traitement d'eau potable soit exempte de pathogènes pour l'humain. Les indicateurs de pathogènes les plus régulièrement utilisés sont les coliformes totaux et fécaux.
La qualité des sources d'eau de surface est toujours variable et la qualité microbiologique de ces sources influence celle des eaux traitées. Il est donc important de mieux connaître les variations de la qualité microbiologique des sources d'eau pour que les opérateurs des usines puissent adapter leurs traitements en conséquence. La qualité de l'eau brute et traitée étant analysée de façon périodique par la prise et l'analyse d'échantillons d'eau, il est facile d'avoir
un bon suivi de l'eau distribuée à la population par les usines de production d'eau potable. La majorité des résultats d'analyses (turbidité, chlore résiduel, couleur de l'eau, charge en matière organique, etc.) sont disponibles dans un très court laps de temps. Par contre, en ce qui a trait aux paramètres microbiologiques, et en particulier aux indicateurs les plus utilisés que sont les coliformes, il faut attendre souvent plus de 24 heures avant d'obtenir les résultats des analyses de laboratoire (Rompre et al., 2002). Compte tenu de ces délais, l'eau aura déjà été consommée par la population lorsque les résultats d'analyse deviennent disponibles.
De plus, il y a un manque de connaissance en ce qui concerne les facteurs qui influencent les variations de la qualité microbiologique de l'eau, et en particulier des coliformes, dans une source d'eau potable. Aucun outil n'est présentement disponible pour expliquer ces variations et ainsi permettre aux opérateurs de prévoir plus facilement les fluctuations des coliformes dans les eaux brutes.
2. P R O B L É M A T I Q U E
La qualité microbiologique des cours d'eau de surface est souvent très variable. Plusieurs facteurs peuvent influencer ces variations tout au long de l'année. Les variations microbiologiques des eaux brutes affectent la qualité des eaux traitées et distribuées. Il serait donc important d'identifier les facteurs qui influencent ces variations, notamment en ce qui a trait aux coliformes. Comme les résultats d'analyses des coliformes ne sont disponibles souvent que 24 heures après le début de l'échantillonnage, il n'y a pas moyen de détecter les variations de ces indicateurs dans l'eau avant que ces résultats ne soient disponibles. Il serait donc également intéressant de développer des outils permettant de prévoir à l'avance les variations des coliformes dans l'eau brute.
2.1. Les paramètres servant à décrire la qualité l'eau
Plusieurs types de paramètres sont utilisés pour décrire la qualité des eaux brutes ou traitées: paramètres physiques, chimiques et microbiologiques. Les principaux paramètres physiques sont la turbidité, la température, le goût et les odeurs ou encore la couleur de l'eau. Pour ce qui est des paramètres chimiques de l'eau, les principaux sont la dureté, la conductivité, la concentration de certains composés (sulfates, aluminium, zinc, trihalométhanes, acides haloacétiques, etc.) ou encore le pH. Les principaux paramètres microbiologiques sont les coliformes, les bactéries hétérotrophes aérobies et anaérobies facultatives ( B H A A ) ainsi que divers pathogènes comme les virus entériques, les kystes de Giardia et les oocytes de Cryptosporidium.
2.1.1. Les paramètres microbiologiques de la qualité de l'eau
Comme ce mémoire touche plus particulièrement la qualité microbiologique des sources d'eau potable, il serait important de fournir ici quelques explications plus détaillées concernant les paramètres microbiologiques de l'eau.
Les différents paramètres qui feront l'objet de cette section sont les virus entériques, les Giardia, les Cryptosporidium, les B H A A ainsi que les coliformes totaux et fécaux.
Les B H A A sont en fait des bactéries qui utilisent du carbone organique comme source de carbone, et ce, en présence ou non d'oxygène (il peut être présent, mais il n'est pas essentiel) et à des températures allant de 20 à 35°C (Prescott et al., 1995). Ce sont donc toutes les bactéries capables de pousser dans un milieu de culture comprenant une source de carbone organique simple, avec ou sans oxygène. Ces bactéries sont plutôt utilisées pour décrire la qualité du réseau de distribution d'eau potable (Bouchard et Sérodes, 2002). Le dénombrement de ces bactéries a pour but d'estimer la population bactérienne générale de l'eau.
En ce qui concerne les virus présents dans l'eau, ce sont des virus entériques, qui peuvent être à l'origine des cas de gastro-entérites reliés à l'ingestion d'eau potable. Les principaux virus responsables des gastro-entérites virales sont les rotavirus, les adénovirus entériques, le virus de Norwalk, les calcivirus et les astrovirus (Prescott et al., 1995). Ces virus sont probablement transmis par la voie fécale-orale. Contrairement aux maladies diarrhéiques bactériennes qui sont plus fréquentes pendant les période chaudes, les cas de gastro-entérites causées par des virus se produisent plutôt en période froide (Prescott et a l , 1995). Certaines études indiquent que les gastro-entérites causées par des virus sont responsables, aux États-Unis, de 30 à 4 0 % des diarrhées infectieuses recensées (Prescott et al., 1995). Ces cas de gastro-entérites virales se retrouvent surtout chez déjeunes enfants de moins d'un an.
Le protozoaire Giardia lamblia, quant à lui, fait partie des protozoaires flagellés. Il est à l'origine d'une maladie connue sous le nom de giardiase, maladie intestinale assez répandue.
Giardia est un protozoaire cosmopolite qui affecte davantage les enfants que les adultes
(Prescott et al., 1995). Aux États-Unis, ce sont les cas de giardiase qui sont responsables du plus grand nombre d'épidémies de maladies diarrhéiques causées par l'eau. Environ 7% de la population est porteur sain de Giardia et rejette des kystes dans leurs selles. Pour ce qui est de son mode de transmission, c'est plutôt par l'ingestion d'eau en provenance de réservoirs contaminés par des kystes qu'elle se fait. Les principaux réservoirs de Giardia sont les rongeurs, les cervidés, les bovins ou les animaux domestiques. Une fois dans l'eau, ce
protozoaire peut survivre de un à trois mois (Bouchard et Sérodes, 2003). Qui plus est, le problème que les opérateurs des usines rencontrent avec ce microorganisme, c'est qu'il est difficilement détruit par le chlore. De plus, l'ingestion de seulement une dizaine de kystes de
Giardia suffit pour infecter une personne.
En ce qui regarde le Cryptosporidium, il s'agit aussi d'un protozoaire. En fait,
Cryptosporidium fait partie du groupe des sporozoaires (Prescott et al., 1995). Ce protozoaire
cause une maladie connue sous le nom de cryptosporidiose. Ces microorganismes forment des kystes au cours de leur reproduction qui se veut sexuée. Cryptosporidium est un parasite intracellulaire animal ou humain. Les hôtes de ce protozoaire sont variés. Effectivement, on peut le retrouver chez de nombreuses espèces d'animaux, autant sauvages que domestiques. Comme c'est le cas pour les kystes de Giardia, Cryptosporidium est aussi un microorganisme très résistant à la chloration, mais qui est facilement détruit par les rayons ultraviolets. Pour déclencher la maladie et causer l'infection, il faut ingérer environ 30 organismes ou plus.
Selon plusieurs études, un lien pourrait être fait entre la présence de pathogènes tels que
Giardia et Cryptosporidium et la présence de coliformes ou encore la turbidité de l'eau. Entre
autres, il y aurait une corrélation importante entre la présence de parasites pathogènes et les indicateurs de pollution fécale dans les eaux naturelles (Payment et al., 2001; Chauret et al., 1995).
Selon une étude de LeChevalier (1991), il y aurait de nombreux liens à faire entre la présence de Giardia et de Cryptosporidium dans les sources d'eau potable et entre la présence de coliformes. Un lien relativement fort (coefficient de corrélation (r) de 0,70) existerait entre la présence de Giardia dans une source d'eau potable et celle des coliformes fécaux. Quant à
Cryptosporidium, les relations avec les coliformes fécaux sont un peu moins fortes. Toujours
selon LeChevalier (1991), il y aurait un lien entre le nombre de kystes de Giardia ou de
Cryptosporidium et la turbidité dans les sources d'eau potable. Pendant l'étude de LeChevalier
(1991) qui fut menée sur des prélèvements (85 au total) faits aux États-Unis et au Canada, les chercheurs ont constaté que dans 8 1 % des cas (69 cas sur 85), les échantillons étaient contaminés par des kystes de Giardia tandis que 8 7 % de ces mêmes échantillons (74 cas sur
85) étaient contaminés par des oocytes de Cryptosporidium. En tout, c'est 9 7 % des échantillons qui étaient contaminés par l'un ou l'autre des deux protozoaires, ce qui veut dire que seulement 3 % des échantillons ne contenaient pas de pathogènes d'origine fécale.
Toujours selon LeChevalier (1991), cette fois dans une étude portant sur les eaux filtrées, c'est 1 7 % des 82 échantillons d'eau filtrée qui étaient contaminés par des kystes de Giardia, tandis que 2 7 % de ces mêmes échantillons d'eau filtrée étaient contaminés par des oocytes de
Cryptosporidium.
En cette étape du mémoire, il serait opportun de donner plus de précisions en ce qui concerne les coliformes.
Les coliformes font partie de la famille des Enterobacteriaceae et sont des bactéries saprophytes, indicatrices d'une contamination fécale. Ils sont en fait divisés en deux groupes, soit les coliformes totaux et les coliformes fécaux (Prescott, 1995, Rompre et al, 2002).
Les coliformes totaux sont des bactéries en forme de bacilles, non sporulantes, Gram négative, aérobies facultatives et qui fermentent le lactose en 48 heures à 35°C avec production de gaz (Prescott et al., 1995). Cette définition peut changer selon les-pays et aussi selon la méthode d'analyse utilisée. Par contre, les coliformes totaux ne sont pas nécessairement des bactéries originaires du système intestinal. Plusieurs bactéries qui font partie du groupe des coliformes totaux se retrouvent en fait sur les feuilles des arbres et sur toute autre forme de végétation. Donc, la présence de coliformes totaux ne veut pas dire à coup sûr que l'on se retrouve devant une contamination d'origine fécale.
Pour pallier à ce problème, un autre groupe, soit les coliformes fécaux, ou thermotolérants, est considéré. Les coliformes fécaux sont en fait des coliformes qui poussent à des températures plus ékvées, soit à partir de 44,5°C. Ces coliformes fécaux sont des bactéries que l'on retrouve dans la flore intestinale des animaux à sang chaud. La bactérie Escherichia coli (E. coli) fait partie des coliformes fécaux. Comme la présence de ces bactéries dans une source d'eau ne peut pas être considérée comme normale, elle peut donc représenter une menace ou
l'indication d'une éventuelle dégradation de la qualité microbiologique de l'eau, due à la présence d'une contamination fécale (Canale et al., 1992). Le mécanisme de transport de ces bactéries dans l'eau serait surtout le ruissellement des eaux de pluies sur le bassin versant, entraînant avec lui les microorganismes contenus dans la terre (Solo-Gabrielle et al., 1999).
Les coliformes sont donc un indicateur de pollution fécale, mais ne sont pas, en général, à l'origine des maladies hydriques. Cet indicateur est plutôt utilisé parce que les pathogènes de l'eau, en l'occurrence Giardia, Cryptosporidium et les virus entériques, demandent des méthodes analytiques complexes. L'analyse de routine de ces pathogènes est même impensable pour plusieurs raisons. D'abord, les méthodes d'analyse sont très complexes et très coûteuses. En effet, les laboratoires qui font ces analyses requièrent des équipements et de la main-d'œuvre très spécialisés et les volumes d'eau à filtrer pour réaliser les analyses sont très importants (Prescott et al., 1995). C'est pourquoi l'utilisation des coliformes comme indicateur de la qualité microbiologique des sources d'eau est favorisé. Pour avoir le titre d'indicateur de pollution fécale, les groupes de microorganismes devaient répondre à plusieurs critères précis qui ontété établis par un groupe de microbiologistes. Ces critères sont les suivants (Prescott et al., 1995) :
• La bactérie indicatrice doit convenir à l'analyse de tous les types d'eau, que ce soit en alimentaire, en eau potable, eau usée, à des fins récréatives. • La bactérie indicatrice doit être présente à toutes les fois que les agents
pathogènes entériques sont présents.
• La bactérie indicatrice doit survivre plus longtemps que le pathogène entérique le plus résistant.
• La bactérie indicatrice ne doit pas se reproduire dans l'eau.
• La technique utilisée pour déterminer l'indicateur doit être très spécifique. • La méthode de mesure doit être facile à utiliser.
• L'indicateur se doit d'être absent de dangers pour l'humain.
• La concentration de la bactérie indicatrice doit être en lien direct avec le niveau de pollution fécale de l'eau.
En réalité, à ce jour, aucune bactérie ou groupe bactérien ne correspond parfaitement à tous ces critères. Par contre, les coliformes ont été adoptés comme bactéries indicatrices d'une pollution fécale depuis longtemps déjà.
Il est important de noter une fois de plus que les coliformes ne peuvent se développer dans les milieux aquatiques. Ces derniers présentent une teneur en nutriments qui est trop faible pour permettre la croissance des coliformes (Prescott et al., 1995). De plus, la température de l'eau est souvent trop basse pour ces bactéries qui ont un optimum de croissance se situant à 37° (Boone et al., 2001). De surcroît, les coliformes sont des bactéries qui sont de très faibles compétiteurs dans un milieu aussi dilué en nutriment que l'eau. De ce fait, ils vont subir le phénomène de prédation par des microorganismes comme les protozoaires et ainsi voir lentement leur nombre décroître (Atlas et Bartha, 1998). Donc, les coliformes que l'on retrouve dans une source d'eau sont en fait des microorganismes allochtones, ou encore étrangers, qui sont amenés par un mécanisme externe, par exemple le ruissellement des eaux de pluies, les débordements d'égouts, le ruissellement dans les champs agricoles, etc.
2.2. Principaux désinfectants utilisés
Les principaux désinfectants utilisés par les usines de production d'eau potable sont de nature chimique comme le chlore, l'ozone, les chloramines ou le dioxyde de chlore. Par ailleurs, une méthode physique peut également être utilisée, comme celle des rayons ultraviolets. Au Québec, c'est le chlore qui est de loin le moyen de désinfection le plus répandu. L'ozone est aussi utilisé, mais comme il ne permet pas de garder une concentration résiduelle en réseau de distribution, il est seulement utilisé comme désinfection primaire, suivi du chlore ou d'un autre désinfectant moins courant comme le chloramine.
Plusieurs facteurs vont influencer le taux d'inactivation obtenu par les différentes méthodes. Les opérateurs et les concepteurs des usines devront donc veiller à choisir, en fonction de ces facteurs, la bonne méthode de désinfection des eaux, les bonnes doses à appliquer ainsi que les temps de contact du désinfectant avec l'eau.
Aussi, l'effet des différentes méthodes de désinfection ne sera pas la même en fonction des différents microorganismes de l'eau. Le tableau 1, adapté du Règlement sur Veau potable du Québec ( M E N V , 2001), résume l'effet des principaux moyens de désinfection sur les organismes retrouvés dans l'eau.
Tableau 1 - Les différentes méthodes de désinfection de l'eau
Virus Kystes de Giardia Oocytes de Cryptosporidium
Chlore Très bon Acceptable Négligeable
O z o n e Exceptionnel Très bon Négligeable
Rayons U V Acceptable Très bon Excellent
Chloramines Faible Faible Négligeable
Source : M E N V , 2001
D'après le tableau 1, on voit bien qu'une usine qui n'utilise que le chlore ne pourra pas réussir à atteindre les critères d'enlèvements qui sont de 99,99% (ou 4 log) d'enlèvement pour les virus entériques, de 9 9 , 9 % (ou 3 log) d'enlèvement pour les kystes de Giardia et de 9 9 % (ou 2 log) d'enlèvement pour les oocytes de Cryptosporidium (MENV, 2001).
Toujours selon le tableau, on constate que seulement les rayons U V ont un effet appréciable sur les oocytes de Cryprosporidium. Ce phénomène est dû au fait que les autres méthodes de désinfection sont de nature chimique. Comme Cryptosporidium peut former un kyste, qui est une structure de résistance à des conditions adverses, les produits de nature chimique on un effet très limité sur ces microorganismes. Pour ce qui est des rayons ultraviolets, il s'agit en fait d'une méthode physique qui ne va pas tuer le microorganisme, mais plutôt le désactiver en
le rendant incapable de se reproduire. Les rayons UV vont ainsi produire une mutation dans F A D N des microorganismes, les rendant ainsi inaptes à la reproduction. Ces mutations sont en fait la formation de dimères de thymines qui vont bloquer la réplication cellulaire (Atlas et Bartha, 1998). C'est pour cette raison que les rayons U V n'agissent pas de la même façon que les désinfectants de nature chimique, qui eux, vont plutôt tuer les microorganismes avec lesquels ils sont en contact.
2.3. Méthodes d'analyse des coliformes reconnues au Québec
Selon le Ministère du Développement Durable, de l'Environnement et des Parcs (MDDEP), trois méthodes différentes d'analyse des coliformes sont reconnues au Québec. Deux de ces méthodes sont utilisées depuis fort : la méthode de fermentation en tubes multiples et celle de filtration sur membranes. La troisième méthode, qui est plus récente, est la méthode Colilert. Puisque c'est cette nouvelle méthode qui a servi à faire les analyses dans le présent mémoire, elle sera traitée plus longuement que les deux autres méthodes qui sont plus courantes.
2.3.1. L a fermentation en tubes multiples
La technique de fermentation en tubes multiples (TM) est une technique connue depuis plus de 80 ans. Cette méthode consiste à inoculer une série de tubes avec des dilutions décimales appropriées à l'échantillon d'eau à analyser. La réaction positive présumée se caractérise par la production de gaz, la production d'acide ou encore par la croissance abondante dans les tubes après 48 heures d'incubation à 35°C. Les milieux utilisés comme étape de présomption peuvent être des milieux composés de lactose ou encore de lauryl-tryptose (Rompre et al., 2002).
Par la suite, tous les tubes qui présentent une réaction positive à cette première étape vont être soumis à une étape de confirmation. Un test de confirmation positif est caractérisé par la formation de gaz dans un tube de fermentation qui contient un bouillon lactose biliaire, et ce, dans les 48 heures d'incubation et cette fois encore à 35°C.
Les résultats obtenus lors de ces analyses sont exprimés en nombre le plus probable (ou NPP) de microorganismes présents dans l'échantillon. Ce nombre est donc une estimation statistique du nombre moyen de coliformes dans l'échantillon. Cette technique est donc une technique d'énumération semi-quantitative et non quantitative. Cependant, la précision de cette méthode dépend du nombre de tubes que l'on utilise lors de l'analyse (APHA, 1998).
La technique T M comporte de nombreux avantages mais aussi de nombreux inconvénients. En effet, elle comporte le risque de sous-évaluer la concentration en coliformes. Aussi, il est nécessaire d'incuber un grand nombre de tubes pour avoir une précision acceptable des résultats et une étape de confirmation est absolument nécessaire lors de la dilution en tubes multiples. Par conséquent, le temps d'incubation de cette technique est plus long que celui de la technique de membranes filtrantes, entre autres. Par contre, c'est une technique qui est facile à mettre en place et qui peut être réalisée par quelqu'un qui ne possède qu'une expérience de base en microbiologie. Aussi, comme cette méthode ne demande que des équipements de laboratoire non sophistiqués, elle est bon marché bien qu'elle demande beaucoup de temps.
2.3.2. L a filtration sur membrane
La filtration sur membranes (FM), qui a depuis un certain temps remplacé la technique T M , est aussi une technique acceptée comme méthode de suivi de la qualité microbiologique de l'eau. Elle consiste à filtrer un échantillon d'eau au travers une membrane stérile de 0,45 |Jm de porosité; à cette taille, les bactéries sont retenues. Par la suite, les filtres sont incubés sur un milieu de culture sélectif et les colonies typiques du milieu utilisé sont dénombrées (Rompre et al., 2002).
Les milieux de cultures utilisés pour la technique FM peuvent être variés. Par contre, pour cette méthode, c'est le milieu m-Endo qui est le plus utilisé en Amérique du Nord. Sur ce milieu contenant du lactose, les bactéries forment (en 24 heures d'incubation à 35°C pour les coliformes totaux) des colonies rouges avec un reflet métallique (Rompre et a l , 2002). Pour ce qui est des coliformes fécaux, l ' A P H A (1998) propose l'utilisation du milieu m-FC pour
l'incubation des filtres à 44,5°C pendant 24 heures. C'est encore une fois un milieu enrichi en lactose et dans lequel des sels d'acide rosolique sont ajoutés. En raison de la composition du milieu ainsi que de la température d'incubation élevée, très peu de coliformes non-fécaux peuvent se développer sur ce milieu (Rompre et al., 2002).
Un des inconvénients de la filtration sur membrane est le fait qu'elle n'est pas totalement spécifique. Effectivement, des colonies dites atypiques peuvent se développer et ainsi fausser les résultats. C'est donc pour cette raison qu'une étape de confirmation de la présence réelle des coliformes est recommandée, autant pour les coliformes totaux que fécaux (APHA, 1998). De plus, on note que lors de l'utilisation de cette technique, un trop grand nombre de B H A A peut interférer avec les coliformes et ainsi diminuer le taux de récupération de ces derniers. Aussi, dans la même voie, cette technique ne permet pas de récupérer les coliformes stressés ou blessés lors de l'analyse, ce qui mène à sous-estimer le nombre réel de coliformes présents dans l'échantillon. En outre, comme la méthode n'est pas entièrement spécifique, une étape de confirmation de 24 heures de plus après la première incubation peut se voir nécessaire.
Cependant, la méthode de la filtration sur membrane présente de nombreux avantages comme celui de permettre l'analyse de plus grands volumes d'eau, ce qui augmente la sensibilité des résultats, leur donnant ainsi une plus grande fiabilité. Cette méthode, contrairement à la technique T M , permet d'obtenir des résultats quantitatifs. Elle est aussi relativement simple, ce qui permet de traiter beaucoup d'échantillons à l'intérieur d'une seule journée, et ce, avec des équipements de laboratoire limités et avec un technicien ne possédant qu'une connaissance de base en microbiologie. Cette méthode est de loin la plus utilisée au Québec présentement.
2.3.3. L a méthode Colilert
La méthode Colilert est une méthode relativement nouvelle. Cette méthode de substrat permet la détection simultanée des coliformes totaux ainsi que de Escherichia coli, grâce à deux substrats contenus dans le milieu de culture Colilert. Ces substrats, l'o-nitrophenyl-P-D-galactopyranoside (ONPG) sont scindés par l'enzyme P-D-galactosidase qui est une enzyme
spécifique aux coliformes totaux, tandis que le 4-méthyl-lumbelliféryl-p-D-glucoronoside ( M U G ) est scindé par l'enzyme p-D-glucoronidase qui est spécifique aux E. coli (www.idexx.com; Manafi, 1998).
Pour la détection des coliformes totaux, le réactif ONPG (un analogue du lactose) est utilisé (Manfi, 1998). L ' O N P G est hydrolyse par les coliformes totaux à l'aide de l'enzyme P D -galactosidase , qui leur est spécifique. Un des produits formés par cette hydrolyse est l'orthonitrophénol qui donne une coloration jaune au milieu. Comme l'enzyme P D -galactosidase est spécifique aux coliformes totaux, l'apparition d'une coloration jaune permet de conclure à la présence de ces derniers (Rompre et al., 2002).
Simultanément, il est possible de détecter la présence de E. coli grâce au deuxième réactif présent dans la formulation de Colilert. Ce substrat, le M U G est métabolisable seulement par
E. coli à l'aide de la P-D-glucoronidase. L'enzyme P-D-glucoronidase est présente chez
94-9 6 % des souches de E. coli (Manafi, 194-994-98). Le produit résultant de l'hydrolyse du M U G est le methylumbrelliforme qui peut être détecté par sa capacité à émettre de la fluorescence sous une lumière U V à une longueur d'ondes de 365 nm (Manafi, 1998).
Pour obtenir une valeur précise du nombre de coliformes présent dans un échantillon d'eau, il faut non seulement utiliser le réactif Colilert (seul, il donne seulement un indicateur de présence/absence), mais aussi le Tray ou le Tray/2000 de Idexx. Les Quanti-Tray sont des méthodes de numérations semi-automatisées qui sont basées sur les méthodes de référence de la technique du nombre le plus probable (dilutions multiples) (www.idexx.com).
La méthode d'utilisation du Colilert est aussi fort simple. Il s'agit en fait de mélanger le réactif Colilert à 100 ml d'eau de l'échantillon dans un flacon gradué de la compagnie Idexx (Manafi, 1998). Par la suite, il suffit de bien homogénéiser le milieu avec l'échantillon d'eau et de verser le mélange dans un Quanti-tray/2000 qui sera à son tour scellé dans le Scelleur de la compagnie Idexx. Une fois la plaque du Quanti-tray/2000 bien scellée, il suffit d'incuber le tout à 35°C pendant une période de 24 heures, avec une marge de manœuvre de 2 heures.
Une fois l'incubation complétée, il faut ensuite faire le décompte des puits positifs. En ce qui a trait aux coliformes totaux, tous les puits présentant une coloration jaune au moins aussi foncée que le comparateur Colilert sont considérés comme positifs. En allant dans la table fournie avec les Quanti-tray/2001, il est facile de trouver le nombre de cellules contenues dans l'échantillon. Il suffit de faire la même chose pour les E. coli, sauf qu'il faut placer la plaque Quanti-tray/2000 sous une lumière émettant à une longueur d'onde de 365 nm et de considérer positifs tous les puits qui émettent une lumière bleutée au moins aussi foncée que celle du comparateur (www.idexx.com). Il n'y a pas d'étape de confirmation nécessaire. Les résultats obtenus dans la table sont en fait des résultats semi-quantitatifs comme ceux obtenus avec la méthode de membranes filtrantes. Les résultats sont donc exprimés sous NPP.
En conclusion, la méthode Colilert est rapide d'exécution et elle donne une réponse dans un délai relativement court. Cependant, cette méthode est un peu plus coûteuse en termes de consommables lorsqu'une étape de confirmation n'est pas nécessaire pour les méthodes standard. Toutefois, dès qu'une étape de confirmation est nécessaire, les coûts de la méthode Colilert sont comparables à ceux des autres méthodes (Rompre et al., 2002).
Suite à plusieurs études, il a été démontré que les résultats obtenus avec la méthode Colilert sont biens corrélés avec les résultats obtenus par des méthodes plus traditionnelles comme la méthode de filtration sur membranes ou encore la méthode de dilution en tubes multiples (Solo-Gabrielle et a l , 1998).
2.4. L a Réglementation sur l'eau potable au Québec ,
Le Règlement sur la qualité de l'eau potable (2001) du Québec (MENV, 2001) exige la conformité à des normes de qualité pour des eaux distribuées, mais non pour les sources d'approvisionnement. Effectivement, il n'y a pas de normes pour les coliformes en ce qui a trait à l'eau brute qui sera traitée puis consommée. En revanche, il y a cependant des critères établis dans le Guide de conception des installations de production d'eau potable (MENV, 2001) en ce qui a trait à la qualité microbiologique des sources en eau potable. Dans ce guide, ce sont des critères et non des normes qui sont élaborés. En l'absence de normes sur la qualité
de l'eau brute, l'information générée par les usines de production d'eau potable en ce qui concerne les microorganismes comme les coliformes le sont seulement à des fins opérationnelles et non à des fins réglementaires.
2.5. Les variations des coliformes dans une source d'eau
Comme il a été mentionné antérieurement, les coliformes ne sont pas des microorganismes naturellement présents dans une source d'eau. Ils sont plutôt amenés par des mécanismes externes tel que le ruissellement des eaux de pluies. Selon certaines études, la source primaire de E. coli serait la terre des berges des cours d'eau qui serait drainée par le ruissellement des eaux de pluies (Solo-Gabrielle et a l , 1999). Aussi, selon ces mêmes auteurs, les excréments d'animaux qui feraient leurs déjections sur les berges seraient aussi une source de E. coli, car ces déjections seraient aussi lavées par les eaux de pluies et entraînées dans les cours d'eau. Comme l'entraînement des coliformes dans les eaux des lacs et des rivières est associé à des mécanismes externes, il serait normal de penser que les concentrations en coliformes soient variables. Effectivement, des variations importantes des coliformes dans les aux de surface, mais aussi des autres paramètres microbiologiques, ont été observés pendant l'année (Hébert et al., 2000 et 2001, Barbé et al., 1999). Ces variations sont très importantes selon les saisons, les comptes microbiens étant normalement plus élevés en été qu'en hiver. On peut aussi noter des variations importantes à l'intérieur d'une même saison, d'une même semaine et aussi à l'intérieur d'une seule journée (Hébert et Simard, 2000).
Les variations des coliformes dans les eaux de surfaces sont influencées par plusieurs facteurs qui peuvent être de nature climatique (température, pluie, etc.) et anthropiques (des rejets d'eaux usées, l'utilisation récréo-touristique du bassin versant ainsi que les sources d'origine agricole). En fait, des variations importantes des coliformes sont généralement remarquées à la suite d'importantes pluies (Kay et al., 1983; Solo-Gabrielle et al., 1999).
Selon Solo-Gabrielle et al. (1999), les principaux facteurs qui pourraient avoir une incidence sur les variations (disparitions) des coliformes dans une source d'eau potable sont la température, la lumière du soleil, la salinité de l'eau, la prédation par d'autres
micro-organismes, les nutriments disponibles et les polluants environnementaux. Selon Auer et al. (1992), ce serait principalement les toxines produites par les algues, les bactériophages, les nutriments, le pH, la prédation par d'autres micro-organismes, la température, la salinité et les radiations du soleil qui seraient responsable de la disparition des coliformes dans une source d'eau potable.
Ces variations ont une incidence importante sur les eaux traitées et distribuées. Comme les résultats des analyses des coliformes sont relativement longs à obtenir, généralement au moins 24 heures, il est important de connaître et de documenter les variations de la qualité microbiologique, notamment des coliformes. Par exemple, si des bactéries ou autres pathogènes sont encore présents à la suite du traitement de l'eau par l'usine de production d'eau potable, cette eau contaminée aurait le temps d'être acheminée et bue par les consommateurs avant que les résultats d'analyse ne soient disponibles. C'est donc pour cette raison qu'il est important de bien comprendre les variations des coliformes dans une source d'eau potable.
Pourtant, très peu d'études ont été réalisées en ce qui concerne les facteurs influençant la qualité microbiologique de l'eau, surtout en ce qui concerne les prises d'eau brute. En revanche, plusieurs recherches ont été faites en ce qui regarde les paramètres physico-chimiques à l'eau brute et en réseau de distribution, pour la salinité, la turbidité et le chlore (Rodriguez et Sérodes, 2004, Lambrix et al, 2003, ) . Il faut noter qu'il est relativement facile d'obtenir des données physico-chimiques puisqu'il est possible d'installer des moniteurs en continu, que les analyses peuvent parfois être faites sur le terrain et que souvent les méthodes d'analyses sont plus rapides et moins coûteuses. A l'opposé des données physico-chimiques, les données microbiologiques sont souvent plus difficiles à obtenir car ce sont des analyses qui se font essentiellement en laboratoire, sont plus longues à produire et aussi souvent plus coûteuses.
Par conséquent, pour toutes les raisons précitées, très peu d'effort de modélisation (prédiction) a été fait pour les paramètres de la qualité microbiologique dans l'eau brute alimentant des
usines de traitement. La prochaine section porte sur les études de modélisation recensées dans le domaine de la microbiologie des sources d'eau.
2.6. Revue des travaux sur la modélisation des coliformes dans les plans d'eau
Afin d'identifier les paramètres de l'eau et de l'environnement qui peuvent influencer les variations des coliformes dans une source d'eau, il est possible de développer des modèles explicatifs et prédictifs. Une fois ces paramètres identifiés, il est réalisable de prévoir les épisodes de dégradation de la qualité microbiologique de l'eau et ainsi de réagir plus rapidement en fonction de ces variations.
Il existe très peu de modèles explicatifs et prédictifs dans la littérature en ce qui concerne la qualité de l'eau brute. La plupart des modèles en microbiologie des eaux concernent surtout la recroissance en réseau de distribution (LeChevalier et al., 1991). Les modèles disponibles pour l'eau brute sont souvent des modèles générés sur de courtes périodes (Hébert et al., 2000) et avec des données quotidiennes. Les modèles avec des données journalières et/ou intrajournalières sont à peu près inexistants.
Dans cette section, nous allons d'abord nous intéresser aux modèles développés sur l'eau brute pour ensuite enchaîner avec des modèles sur l'eau traitée. Pour chaque modèle présenté dans cette section, nous allons, dans la mesure du possible, donner le coefficient de détermination ( R2) , le nombre d'observations (n), les avantages et inconvénients ainsi que quelques particularités. Nous allons commencer par la présentation des modèles développés récemment.
Hébert et Simard (2000) ont proposé des modèles prédisant les variations des coliformes dans l'eau d'un site potentiel de baignade à l'Anse-au-Foulon, à Sillery, dans la région de Québec. Ces auteurs ont proposé trois modèles différents, soit un modèle général, un modèle à marée montante ainsi qu'un modèle à marée baissante.
Pour ce qui est du premier modèle, le général, l'équation est la suivante :
Équation 1 L o g1 0( C F + 1 )=1,794+0,5 801og1 0(ff ^
n = 432 ; R2 = 0,533
Où CF représente les coliformes fécaux, IP1 représente l'intensité des précipitations au cours des 24 heures précédant l'échantillonnage, M M représente la marée montante, ANIM représente le nombre d'animaux présents sur le site la journée de l'échantillonnage et A M représente l'amplitude de la marée.
Donc, ce modèle explique un peu plus de 5 3 % des variations des coliformes fécaux (transformation logarithmique). L'intensité des précipitations au cours des 24 heures précédant l'échantillonnage représente, à elle seule, 2 7 % de toute la variance tandis que l'ajout de la marée montante apporte un 18% de plus. Pour ce qui est du nombre d'animaux et de l'amplitude des marées, ils expliquent un 9% supplémentaire de la variance.
En ce qui concerne le modèle à marée montante, l'équation proposée est la suivante :
Équation 2
Logio(CF+l) = 1,233 + 0,4601ogio(IPl+l) + 0,5361og1 0(TO+l) + 0,2341ogi0(SP3+l) n = 120 ; R2- 0 , 7 9 1 7
Où CF représente les coliformes fécaux (transformation logarithmique), LP1 représente l'intensité des précipitations au cours des 24 heures précédant l'échantillonnage (transformation logarithmique), T O représente le nombre total d'oiseaux présents sur le site et SP3 représente la somme des précipitations des trois derniers jours (transformation logarithmique) précédant la journée d'échantillonnage.
Ce modèle explique donc près de 8 0 % des variations des coliformes fécaux (transformation logarithmique). L'intensité des précipitations au cours des 24 heures précédant
l'échantillonnage représente, à elle seule, près de 5 3 % de toute la variance tandis que le nombre total d'oiseaux présents sur le site le jour de l'échantillonnage explique 17% de la variance. La somme des précipitations des trois jours précédant la journée de l'échantillonnage explique un 1 0 % supplémentaire de la variance.
Quant au modèle à marée baissante, l'équation proposée est la suivante :
Équation 3
L o g1 0( C F + l ) = l , 6 6 5 + 0 , 5 2 5 1 o g i o(n)l + l ) ) + 0 , 1 4 3 ( A M ) + 0 , 5 3 5 1 o g i o ( A N M + l ) n = 312 ; R2= 0,442
Où CF représente les coliformes fécaux (transformation logarithmique), EPI représente l'intensité des précipitations au cours des 24 heures précédant l'échantillonnage (transformation logarithmique), A M représente l'amplitude de la marée et A N I M représente le nombre d'animaux présents sur le site la journée de l'échantillonnage.
En somme, ce modèle explique un peu plus de 4 4 % des variations des coliformes fécaux (transformation logarithmique). L'intensité des précipitations au cours des 24 heures précédant l'échantillonnage représente, à elle seule, près de 2 7 % de toute la variance tandis que l'amplitude de la marée explique 1 2 % de la variance et que le nombre d'animaux présents sur le site la journée de l'échantillonnage explique les 6% supplémentaires restants. De manière générale, le modèle pourrait permettre aux auteurs de prédire avec une efficacité assez importante jusqu'à 8 0 % des variations des coliformes dans les eaux de la plage potentielle de l'Anse-au-Foulon et ainsi être en mesure de prévoir les journées d'ouverture ou de fermeture de la plage. De plus, les journées de dépassement du critère établi par le MEDDP du Québec en ce qui à trait aux coliformes pourraient être ciblées à l'avance, ce qui éviterait de mettre les baigneurs face à un danger présumé pour leur santé.
Lors de cette étude, les auteurs ont noté que la plage aurait dû être fermée pendant une période de 28 jours sur les 40 jours analysés, ce qui veut dire une fermeture de plus de 7 0 % du temps. Un des avantages de ces modèles est le fait que les prélèvements se font à une fréquence relativement élevée, soit deux fois par jour. Par contre, les prélèvements se font seulement
pendant les jours ouvrables, ce qui fait qu'il est impossible de faire un suivi en continu des coliformes dans ce plan d'eau.
Hébert (2001) a aussi fait une autre étude qui porte sur la modélisation de la qualité microbiologique d'un site potentiel de baignade à l'île Saint-Quentin, à Trois-Rivières. Dans cette étude, l'auteur tente de modéliser les variations des coliformes dans ce site potentiel de baignade. Pour ce faire, il a développé deux modèles différents, soit un modèle basé sur les précipitations à Shawinigan et un second basé sur les précipitations à F île Saint-Quentin et à Trois-Rivières.
En regard du premier modèle, l'équation proposée par l'auteur est la suivante :
Équation 4 L o g1 0( C O L I ) = 1,709 + 0,037 (SHA2)
n = 240 ; R2 = 0,55
Où COLI représente les coliformes fécaux (transformation logarithmique) et SHA2 représente la quantité de précipitations mesurées à Shawinigan pendant une période de 24 heures l'avant-veillè de chaque journée d'échantillonnages. Ce modèle explique un peu plus de 5 5 % des variations des coliformes fécaux (transformation logarithmique). Toutes les autres variables utilisées n'ont pas été retenues puisqu'elles ne contribuaient pas, à un niveau de probabilité de 5%, à expliquer une partie supplémentaire de la variance des comptes en coliformes mesurés.
Pour ce qui est du deuxième modèle, l'équation proposée par l'auteur est la suivante :
Équation 5 L o g1 0( C O L I ) = 1,733 + 0,026 (TR2)
n - 2 4 0 ; R2= 0 , 4 2
Où COLI représente les coliformes fécaux (transformation logarithmique) et TR2 représente la quantité de précipitations mesurées à Trois-Rivières pendant une période de 24 heures l'avant-veille de chaque journée d'échantillonnages. Donc, ce modèle explique un peu plus de 4 2 % des
variations des coliformes fécaux (transformation logarithmique). Encore une fois, de manière générale, le modèle pourrait permettre aux auteurs de prédire avec une efficacité relativement importante (jusqu'à 5 5 % des variations), quoi que moindre que pour la précédente étude, les variations en coliformes dans les eaux de la plage potentielle de l'île Saint-Quentin. Un des avantages de ces modèles est le fait que, pour chaque journée de prélèvements, ceux-ci se font toujours à raison de 6 échantillons par jour. Par contre, les prélèvements se font seulement pendant les jours ouvrables et une seule fois par jour, ce qui fait qu'il est impossible de faire un suivi en continu des coliformes dans plan d'eau.
Dans leur étude, Barbé et Francis (1995) ont proposé un modèle général qui a comme équation :
Équation 6 Y = 0,207+ 1.172X
n = 347 ; R2 = 0,28
Où Y représente les coliformes fécaux (transformation logarithmique) et X représente le débit de la rivière (transformation logarithmique). Donc, ce modèle explique un peu plus de 2 8 % des variations des coliformes fécaux (transformation logarithmique).
Les auteurs ont aussi produit deux autres modèles, soit un pour l'été et un pour l'hiver. Donc, le modèle développé pour l'été a comme équation :
Équation 7 Y = 0,239+ 1.096X
n = 172 ; R2 = 0,22
Où Y représente les coliformes fécaux (transformation logarithmique) et X représente le débit de la rivière (transformation logarithmique). Ce modèle explique un peu plus de 2 2 % des variations des coliformes fécaux (transformation logarithmique).
Pour ce qui est du modèle pour l'hiver, l'équation proposée par les auteurs est la suivante :
Équation 8 Y = 0 , 5 9 0 + 1 . 0 4 3 X
n = 175 ; R2 = 0,25
Où Y représente les coliformes fécaux (transformation logarithmique) et X représente le débit de la rivière (transformation logarithmique). Ce modèle explique un peu plus de 2 5 % des variations des coliformes fécaux (transformation logarithmique).
Dans une autre étude, Barbé et al. (1999) ont développé des modèles servant à décrire les variations des coliformes dans une source d'eau, pour deux rivières différentes en Louisiane. Pour ce qui est du modèle général de la première rivière, l'équation proposée par les auteurs est la suivante :
Équation 9 Y = 2,792 + 3,175X
n = 362 ; R2 = 0,196
Où Y représente les coliformes fécaux (transformation logarithmique) et X représente le la quantité de pluie tombée sur le bassin versant pendant le jour même et le jour d'avant l'échantillonnage (transformation logarithmique), ce modèle explique D O N C à peu près 2 0 % des variations des coliformes fécaux (transformation logarithmique).
Barbé et al. (1999) ont aussi tenté de répartir les observations en périodes de 6 mois, puis de 4 et 3 mois. Les résultats obtenus pour cette première rivière démontrent qu'il n'y a pas d'effets saisonniers en ce qui concerne l'effet des précipitations sur les variations des coliformes. Par contre, comme il sera mentionné plus loin, il y aurait un effet saisonnier pour la deuxième rivière, même si les deux rivières sont sous l'influence d'un climat semblable.
Quant à la deuxième rivière, Barbé et al. (1999) ont aussi construit un modèle général dont l'équation proposée est la suivante :
Équation 10 Y = 2,22 + 5,19X
n = 347 ; R2= 0 , 2 0
Où Y représente les coliformes fécaux (transformation logarithmique) et X représente le la quantité de pluie tombée sur le bassin versant pendant le jour même ainsi que un, deux, trois et même quatre jours avant l'échantillonnage (transformation logarithmique). Ce modèle explique lui aussi à peu près 2 0 % des variations des coliformes fécaux (transformation logarithmique). Pour cette rivière, Barbé et al. (1999) ont démontré l'effet de la saisonnalité sur les variations des coliformes. Ainsi, le modèle pour la saison chaude a pour équation :
Équation 11 Y = 2,027 + 4,728X
n = non disponible ; R = non disponible
L'équation proposée pour la saison froide est la suivante :
Équation 12 Y = 2,429 + 5,472X
n = non disponible ; R2 = non disponible
Des modèles par saisons ont été développés également par Barbé et al. (1999) pour la même rivière e, car les auteurs ont trouvé qu'un modèle général aurait tendance à sous-évaluer les comptes bactériens en hiver et à les surévaluer en été.
En ce qui touche les modèles de prédiction de recroissance en réseau de distribution, la principale étude dans ce domaine est celle de LeChevalier et al. (1990). Dans son étude, l'auteur tente de produire un modèle qui expliquerait la recroissance bactérienne lors de son séjour dans le réseau de distribution. Un des paramètres retenu qui peut expliquer la présence de coliformes dans le réseau de distribution est la température de l'eau. En effet, les auteurs ont remarqué que
les épisodes de coliformes se produisaient quand la température de l'eau atteignait plus de 15°C. Selon les auteurs, un autre paramètre qui peut expliquer les variations des coliformes est le carbone organique total (COT). En général, selon l'auteur, la plupart des épisodes de coliformes dans le réseau surviennent quand la concentration en carbone organique total dépasse 2,4 mg/L et il y a toujours des épisodes quand ce C O T dépasse 2,9 mg/L. Aussi, pour ce qui est du carbone organique assimilable, il doit être de plus de 50 ug/L pour être associé à des épisodes de coliformes élevés.
Toujours dans cette même étude, LeChevalier et al. (1990) ont observé une variation dans les épisodes de coliformes en réseau de distribution, en moyenne sept jours suivant un épisode de pluies intenses. Toutefois, les chercheurs n'ont pas trouvé de variations des coliformes lors de périodes de pluies plus froides, les coliformes n'étant pas plus nombreux. Ils notent aussi que l'hydrologie des pluies n'a pas été prise en compte et soulignent également qu'une petite pluie qui a été précédée d'une longue sécheresse n'a peut être pas le même impact qu'une grande pluie lors d'une période plus pluvieuse. En ce qui concerne les modèles, ce sont le carbone organique assimilable, le C O T , la température de l'eau, les pluies et le phosphate qui expliqueraient 43,9% des variations des coliformes dans le réseau.
Un second groupe de chercheurs, soit (Volk et Joret, 1994), a aussi tenté de voir les paramètres qui pourraient expliquer la recroissance bactérienne en réseau de distribution. Comme LeChevalier et al. (1990), ils ont aussi trouvé que la plupart des cas ( 7 6 % ) d'apparition des coliformes dans les réseaux étaient associés à des températures de l'eau supérieures ou égales à 15°C.
Les modèles présentés ci-dessus se sont révélés utiles pour prédire les variations de la qualité microbiologique de l'eau, que ce soit brute ou traitée. Par contre, ces modèles sont spécifiques à un site précis et ne sont pas applicables à d'autres sites.
La littérature démontre que peu de recherches se sont penchées sur la modélisation des variations microbiologiques des eaux brutes alimentant des usines de production d'eau potable. Également, très peu d'efforts ont été faits pour comprendre les facteurs qui peuvent être responsables des
variations microbiologiques des sources en eau potable. Des modèles pourraient permettre aux opérateurs des usines de production d'eau potable de prévoir à l'avance, ou même sur le moment, les variations de la qualité microbiologique de la source en eau potable qui alimente l'usine, en particulier en ce qui a trait aux coliformes. De cette façon, il leur serait possible de pallier à ces variations en réalisant des ajustements aux précédés de traitement de l'eau et, dans certains cas, en accentuant de façon ponctuelle la surveillance de la qualité de l'eau distribuée.
3. O B J E C T I F S DU P R O J E T
À ce jour, il y a un manque d'informations en ce qui concerne les variations des coliformes dans les sources en eau potable ainsi que les facteurs responsables de leurs variations temporelles. Puisque les variations des coliformes dans une source d'eau potable peuvent survenir sur de courtes périodes, voire à l'intérieur d'une même journée, que ces variations ont une incidence importante sur l'eau traitée et que les méthodes d'analyses actuelles ne permettent pas d'obtenir les résultats en moins de 24 heures, il est important d'approfondir les connaissances sur les variations temporelles des coliformes dans l'eau ainsi que les facteurs responsables de ces dernières.
Ce projet de recherche a pour but, dans un premier temps, de comprendre l'occurrence des coliformes dans une source d'eau potable ainsi que les facteurs associés à leur présence et à leur variabilité et, dans un deuxième temps, de développer des modèles permettant de prévoir, à l'aide d'indicateurs (paramètres prédictifs), les variations de la qualité microbiologique d'une source d'eau.
Pour ce faire, nous avons comme tâche de développer des bases de données diversifiées et complexes sur la qualité de l'eau brute. Elles doivent contenir de l'information sur les coliformes totaux, fécaux et E. coli (paramètres à l'étude), sur les paramètres physico-chimiques et microbiologiques de l'eau brute ainsi que sur les paramètres environnementaux (paramètres explicatifs).
4. M É T H O D O L O G I E
La présente section décrit les étapes qui ont été suivies dans le but d'atteindre les objectifs mentionnés précédemment. La première partie de la recherche consiste à développer une base de données sur l'évolution temporelle des coliformes. Cette base de données doit non seulement inclure les variations des coliformes, mais aussi divers paramètres susceptibles de les influencer, tels les paramètres de qualité de l'eau, ainsi que les paramètres environnementaux. La deuxième partie de la recherche consiste, dans un premier temps, à tracer un portrait des coliformes et des facteurs pouvant être responsables de leurs variations, et, dans un deuxième temps, à construire des modèles prédictifs et explicatifs des variations des coliformes dans une source d'eau potable.
Cas à l'étude et stratégie d'échantillonnage
Pour ce projet, c'est la principale source en eau potable de la ville de Québec qui a été sélectionnée. Il s'agit de la source située sur la rivière Saint-Charles qui alimente une usine desservant les sept municipalités suivantes de l'ancien territoire précédant les récentes fusions municipales: Québec, Sillery, Vanier, Loretteville, l'Ancienne-Lorette, Lac Saint-Charles et Saint-Émile. Le choix de cette usine a aussi été motivé par le fait qu'il s'agit d'une source d'eau de surface pour laquelle il y a beaucoup d'informations historiques disponibles à la Ville de Québec, et qu'il existe un solide partenariat entre le Groupe de recherche en eau potable de l'Université Laval (GREPUL) et la Ville de Québec.
Site d'échantillonnage
Le site d'échantillonnage pour ce projet se devait d'être fait directement à l'eau brute de l'usine de traitement, avant que tout traitement ne soit appliqué sur l'eau. Pour ce faire, les échantillons ont été prélevés au Château d'eau, juste à la hauteur des dégrilleurs, avant qu'un traitement de pré-chloration ne soit appliqué. Aussi, comme l'auto-échantillonneur requis pour obtenir des échantillons fréquents se devait d'être à l'abri des intempéries et du froid, le choix de l'intérieur de Château d'eau était d'autant plus justifié.
Eau de surface à l'étude
La rivière Saint-Charles alimente en eau potable une bonne partie de la nouvelle ville de Québec (après fusion), soit près de 240 000 personnes (Ville de Québec, 2003). Le territoire du bassin versant de cette rivière est d'une superficie d'environ 513 K m2 selon le MDDEP (www.mddep.gouv.qc.ca) et de 550 K m selon le Conseil du bassin versant de la rivière Saint-Charles (www.rivierestcharles.org). En tout, c'est environ 398 000 personnes qui habitent sur le territoire du bassin versant de la rivière Saint-Charles (MDDEP) et 1 2 % des ces résidents ne sont pas connectés au réseau d'égout de la ville de Québec. A u total, il y aurait 45 immeubles commerciaux, industriels et institutionnels de toutes sortes sur le territoire rejetteraient des eaux usées dans la rivière. A mentionner aussi, en cas de pluies importantes les eaux usées d'environ
135 000 personnes peuvent déborder dans les eaux de la rivière sans que ces eaux n'aient été traitées.
En outre, il faut mentionner que la rivière Saint-Charles, longue d'environ 33 km (Conseil du bassin versant de la rivière Saint-Charles, www.rivierestcharles.org) possède de nombreux tributaires qui vont se déverser dans son lit, ce qui augmente les sources potentielles de contamination microbiologique. Ces tributaires sont, entre autres, la rivière des Hurons, les rivières Jaune, Hibou, Nelson, du Berger et Lorette. De plus, il est intéressant de mentionner que sur le territoire du bassin versant de la rivière Saint-Charles, on peut retrouver plusieurs lacs dont le lac Saint-Charles, le lac Beauport, le lac Delage, le lac Durand et le lac Des-Roches (Conseil du bassin versant de la rivière Saint-Charles, www.rivierestcharles.org).
Le lac Saint-Charles est en fait un lac donc le niveau a été augmenté artificiellement par la construction d'un barrage situé à l'embouchure du lac et de la rivière dans le but de moduler artificiellement le niveau du lac ainsi que le débit de la rivière. Le barrage, construit par la Ville de Québec, a donc pour objectif non seulement de maintenir le niveau du lac (qui sert de réserve en eau potable) le plus haut possible, mais aussi de laisser passer suffisamment d'eau dans la rivière afin de répondre à certaines normes concernant le débit minimal de la rivière. Ces normes ont été imposées à la Ville de Québec par le MDDEP dans le but de protéger la faune et la flore de la rivière et de ses berges. Suite à la construction de ce barrage, le lac s'est agrandi compte
tenu de la quantité d'eau qui était retenue au nord du dit barrage. Cette accumulation d'eau a non seulement rehausser la profondeur du lac, mais elle a aussi eu comme effet de créer un deuxième lac séparé par un étranglement du lac naturel présent avant la construction du barrage. Un aperçu schématique de la rivière Saint-Charles en amont de la prise d'eau à l'étude est présenté à la figure 1.
Figure 1 - Schéma de la rivière Saint-Charles et de son bassin versant
Fréquence d'échantillonnage
Pour établir un portrait des coliformes dans la source d'eau potable et des paramètres susceptibles d'influencer leurs variations temporelles, une campagne d'échantillonnage intensive a été effectuée sur une période de 14 mois, soit de octobre 2002 à décembre 2003. Des échantillons ont été prélevés à une fréquence élevée, soit à raison de trois fois par jour. Pour être
en mesure de se servir des données sur la qualité physico-chimiques générées par le laboratoire du service de l'environnement de la Ville de Québec, ainsi que par l'usine de production d'eau potable de la Ville de Québec, les échantillons ont été prélevés environ aux mêmes heures que les heures de prélèvement de la ville, soit 8 h, 16 h et minuit. Pour ce faire, un auto-échantillonneur a été installé et programmé de façon à prélever les échantillons de 250 ml à des intervalles réguliers de 480 minutes (huit heures). (Figure 2).
Figure 2- Auto-échantillonneur réfrigéré
Une fois les échantillons prélevés, ils étaient récupérés dans des contenants de vitre de 250 ml et gardés au froid à l'aide du système de réfrigération de l'échantillonneur. A tous les jours de la semaine, un employé de la Ville de Québec passait récupérer les échantillons d'eau. Pour ce faire, il transvidait les échantillons prélevés dans une bouteille Nalgène, différente pour chaque échantillon, en ayant pris soin de bien homogénéiser la solution. Pour les jours de fin de semaine, nous devions passer pour récupérer les échantillons et reprogrammer l'auto-échantillonneur pour une nouvelle semaine d'échantillonnage.
Paramètres caractérisés
Pour chaque échantillon prélevé lors de la campagne d'échantillonnage, quatre paramètres étaient mesurés, soit la turbidité, l'absorbance U V à 254 nm (UV-254), les coliformes totaux et
E. coli.
Pour chaque échantillon prélevé, des bouteilles de verre étaient utilisées dans échantillonneur. Ces bouteilles étaient lavées, puis placées dans le réfrigérateur de l'auto-échantillonneur. Les bouteilles n'ont pas été stérilisées parce qu'elles étaient placées à l'air ambiant à l'intérieur de l'auto-échantillonneur. À chaque fin de semaine, lors de la reprogrammation de l'auto-échantillonneur, les bouteilles de vitre étaient rincées avec de l'eau stérile et remises dans le socle.
Les échantillons prélevés étaient gardés à 4°C à l'aide du réfrigérateur de l'auto-échantillonneur. Une fois les échantillons rapportés au laboratoire du Service de l'Environnement de la Ville de Québec, ils étaient de nouveau gardés à 4°C jusqu'au moment de l'analyse. Toutes les analyses étaient effectuées dans les 48 heures suivant leur échantillonnage, sauf pour les mesures de PUV-254 qui étaient faites deux fois par semaine.
Analyses des paramètres de la qualité de l'eau
Les paramètres caractérisés sur chaque échantillon étaient les coliformes totaux, E. coli, la turbidité et l'UV-254. Pour ce qui est des coliformes totaux et de E. coli, ils ont été mesurés à l'aide de la méthode Colilert mentionnée à la section 2.3.3, qui sera décrite en détails un peu plus loin. Quant à la turbidité, elle était analysée à l'aide du turbidimètre du laboratoire du service de l'environnement de la Ville de Québec (modèle 18900-00, Hach) tandis que l'UV-254 était analysé au laboratoire du GREPUL à l'Université Laval avec un spectrophotomètre UV/visible (modèle 80-2097-62, Pharmacia) en utlisant des cellules de quartz de 10 mm.
