Organisation mondiale de la santé (OMS) · Publications

Directives de qualité pour l’eau de boisson : volume 1 : recommendations

31 décembre 1985 Organisation mondiale de la santé

Le texte intégral est hébergé par l’organisation qui le publie. lawenc.com indexe les métadonnées et renvoie vers la source officielle.

Texte intégral

[

~~· ~~·-: --~~ f"\1-....

l,::·p_~"

--~---:1.

L'Organisation mondiale de la Santé (OMS), créée en 1948, est une institution spécialisée des Nations Unies à qui incombe, sur le plan internatiOnal, la responsabilité princtpale en matière de questions sanitaires et de santé publique. Au sein de l'OMS, les professiOnnels de la santé de quelque 165 pays échangent des connaissances et des données d'expérience en vue de faire accéder d'ici l'an 2000 tous les habitants du monde à un niveau de santé qui leur permette de mener une vie socialement et économiquement productive. Grâce à la coopératiOn technique qu'elle pratique avec ses États Membres ou qu'elle stimule entre eux, l'OMS s'emploie à promouvoir la mise sur pted de services de sant.: complets, la prévention et l'endtguement des maladies, l'amélioration de l'environnement, le développement des personnels de santé, la coordination et le progrès de la recherche biomédicale et de la recherche sur les services de santé, ainsi que la planification et l'exécution des programmes de santé. Le vaste domaine où s'exerce l'action de l'OMS comporte des activités très diverses: développement des soins de santé primaires pour que toute la population puisse y avoir accès; promotion de la santé maternelle et infantile, lutte contre la malnutrition, lutte contre le paludisme et d'autres maladies transmissibles, dont la tuberculose et la lèpre; la variole étant déjà éradiquée, promotion de la vaccination de masse contre un certain nombre d'autres maladies évitables; amélioration de la santé mentale; approvisionnement en eau saine; formation de personnels de santé de toutes catégones. Il est d'autres secteurs encore où une coopération internationale s'impose pour assurer un meilleur état de santé à travers le monde et l'OMS collabore notamment aux tàches suivantes: établissement d'étalons internationaux pour les produits biologiques, les pesticides et les préparations pharmaceutiques; formulation de cntères de salubrité de l'environnement; recommandations relatives aux dénominations communes internationales pour les substances pharmaceutiques; application du Règlement sanitaire international; révision de la Classification internationale des maladies, traumatismes et causes de décès; rassemblement et diffusion d'informations statistiques sur la santé. On trouvera dans les publications de l'OMS de plus amples renseignements sur de nombreux aspects des travaux de l'Organisation.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON Volume 1 Recommandations

Organisation mondiale de la Santé Genève 1985

ISBN 92 4 254168 0 © Organisation mondiale de la Santé, 1985

Les publications de l'Organisation mondiale de la Santé bénéficient de la protection prévue par les dispositions du Protocole N° 2 de la Convention universelle pour la Protection du Droit d'Auteur. Pour toute reproduction ou traduction partielle ou intégrale, une autorisation doit être demandée au Bureau des Publications, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse. L'Organisation mondiale de la Santé sera toujours très heureuse de recevoir des demandes à cet effet. Les appellations employées dans cette publication et la présentation des données qui y figurent n'impliquent de la part du Secrétariat de l'Organisation mondiale de la Santé aucune prise de position quant au statut juridique des pays, territoires, villes ou zones, ou de leurs autorités, ni quant au tracé de leurs frontières ou limites. La mention de firmes et de produits commerciaux n'implique pas que ces firmes et produits commerciaux sont agréés ou recommandés par l'Organisation mondiale de la Santé de préférence à d'autres. Sauf erreur ou omission, une majuscule initiale indique qu'il s'agit d'un nom déposé. IMPRIMÉ EN BELGIQUE 85/6375 - Ceuterick - 3500

TABLE DES MATIÈRES Page

Liste des Tableaux Préface 1. Introduction 1.1 1.2 1.3 1.4 1.5 1.6 1. 7 Appréciation par l'usager de la qualité de l'eau de boisson . . . . . . . . . . . . . . . Priorités en matière de qualité de l'eau . . . . . . . Nature des valeurs indicatives . . . . . . . Détermination de valeurs indicatives pour les substances chimiques toxiques . . . . . . . . . Mode opératoire . . . . . . . . . . Tableaux résumés des valeurs indicatives Application des directives . . . . . . 1.7.1 Lois, règlements et normes . . . 1. 7.2 Respect des règles et surveillance 1.7.3 Cas particuliers des petits réseaux ruraux 1. 7.4 Mesures correctives

vii

1 1 2 4 5 9 9 9 15 15 17 18 18 18 19 24 26 27 29 30 30 31

Bibliographie 2. Aspects microbiologiques 2.1 Qualité bactériologique de l'eau de boisson 2.1.1 2.1.2 2.1.3 2.1.4 Introduction . . . . . . Valeurs indicatives Fréquence des prélèvements Prélèvement, conservation et transport des échantillons destinés à l'examen bactériologique 2.1.5 Techniques de détection des coliformes

2.2 Qualité virologique de l'eau de boisson 2.3 Nature des valeurs indicatives 2.3.1 Valeurs indicatives bactériologiques 2.3.2 Incertitudes relatives aux valeurs indicatives lll

DIRECfiVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

2.4 Surveillance 2.4.1 2.4.2 2.4.3 2.4.4 2.4.5 2.4.6 2.4. 7 Modèle de fréquence des prélèvements Précision exigée en matière d'analyse Eau distribuée sous canalisation Eau non traitée sans adduction Eau en bouteille . . . . . . Eau potable de secours Rassemblements importants - approvisionnement temporaire en eau de boisson

32 33 34 35 35 36 36 37 37 37 38

2.5 Mesures correctives 2.5.1 Eau distribuée sous canalisation 2.5.2 Approvisionnement sans adduction 2.6 Coût-utilité 2.6.1 . . . . . . . . . . . . . Décisions concernant le traitement en fonction du rapport coût-utilité . . . . . . . . . . . . . 2.6.2 Analyse de coût-utilité des laboratoires de surveillance

39 39 39

Bibliographie 3. Aspects biologiques 3.1 Protozoaires 3.1.1 Recommandations 3.1.2 Surveillance continue 3.1.3 Mesures correctives 3.2 Helminthes 3.2.1 Recommandations 3.2.2 Surveillance continue 3.2.3 Mesures correctives 3.3 Organismes libres . . . . . 3.3.1 Recommandations 3.3.2 Surveillance continue 3.3.3 Mesures correctives Bibliographie 4. Aspects chimiques et physiques 4.1 Introduction 4.1.1 Effets des polluants chimiques sur la santé 4.1.2 Base des valeurs indicatives . . . . . .

40 41 41 41 42 42 42 43 43

44 45 45 46 46

47 48 48 48

TABLE DES MATIÈRES

4.1.3 Réserves relatives à la fixation des valeurs indicatives 4.2 Constituants minéraux importants sur le plan sanitaire . 4.2.1 Valeurs indicatives . . . . . . . . . . . . . 4.2.2 Résumé des éléments de preuve utilisés pour fixer les valeurs indicatives . . . . . . . . . . 4.3 Polluants organiques importants sur le plan sanitaire . . 4.3.1 Réserves relatives aux valeurs indicatives 4.3.2 Autres facteurs à considérer lorsqu'on évalue la pollution organique . . . . . . . . . . . . . . 4.3.3 Valeurs indicatives basées sur des preuves de toxicité . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.3.4 Valeurs indicatives basées sur des preuves de cancérogénicité . . . . . . . . 4.3.5 Valeurs indicatives . . . . . . . . . . . . . 4.3.6 Valeurs indicatives provisoires . . . . . . . . 4.3. 7 Résumé des éléments de preuve utilisés pour fixer les valeurs indicatives . . . . . . . . . . 4.4 Qualité de l'eau de boisson: aspects organoleptiques 4.4.1 4.4.2 4.4.3 4.5 Valeurs indicatives recommandées . . . . . Détergents de synthèse . . . . . . . . . . Résumé des éléments de preuve utilisés pour fixer les valeurs indicatives Variables de substitution Conception d'un programme d'échantillonnage Prélèvement des échantillons Analyse générales relatives aux constituants chimiques imsur le plan sanitaire . . . . . . . . . relatives aux qualités organoleptiques de

49 52 53 54 60 62 62 63 63 64 65 65 79 81 81 82 88 88 90 94 95 99 99 100 102 104 106 106 107 107 108

Surveillance continue 4.5.1 4.5.2 4.5.3 4.5.4

4.6

Mesures correctives 4.6.1 4.6.2 Mesures Mesures portants 4.6.3 Mesures l'eau

Bibliographie S. Substances radioactives dans l'eau de boisson 5.1 5.2 5.3 5.4 Introduction . . . . . . . . . Nature des valeurs indicatives Valeurs indicatives recommandées Méthodes d'examen . . . . . .

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

5.4.1 Radioactivité alpha 5.4.2 Radioactivité bêta . 5.5 Surveillance radiologique . 5.6 Limites des valeurs indicatives 5.7 Hautes teneurs en éléments radioactifs dans les sources d'approvisionnement en eau de boisson 5.8 Mesures correctives Note Bibliographie Annexe Annexe 2 Annexe 3 Liste des participants aux réunions préparatoires Tables de l'indice MPN (Nombre le plus probable d'organismes présents dans 100 ml d'eau) . . . . Quelques unités et désignations utilisées en protection contre les rayonnements ionisants . . . . .

108 108

109 109 109

110 110 lll

112 119 125 127

Index . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

LISTE DES TABLEAUX Page

Tableau Tableau Tableau Tableau Tableau Tableau Tableau Tableau Tableau

Qualité microbiologique et biologique . . . . . . taire

2. Constituants minéraux importants sur le plan sani6 7 8 8 20 53 54 61 62 64 65 71 81 3. Constituants organiques importants sur le plan sanitaire

4. Qualité organoleptique 5. Radioactivité 6. Valeurs indicatives concernant la qualité bactériologique

7. Constituants minéraux susceptibles d'être importants sur le plan sanitaire

8. Valeurs indicatives concernant des constituants minéraux importants sur le plan sanitaire

9. Composés organiques susceptibles d'être importants

sur le plan sanitaire Tableau 10. Composés organiques pour lesquels aucune valeur indicative n'est recommandée Tableau 11. Valeurs indicatives pour les polluants organiques dangereux pour la santé . . . . . . . . . . . . Tableau 12. Substances organiques pour lesquelles des valeurs indicatives provisoires sont recommandées Tableau 13. Valeurs indicatives et DJA pour certains pesticides Tableau 14. Valeurs indicatives pour les constituants chimiques et les caractéristiques physiques susceptibles d'affecter la qualité organoleptique de l'eau de boisson

Vll

PRÉFACE Les Directives de qualité pour l'eau de boisson visent à fournir aux différents pays une base pour l'élaboration de normes qui leur assureront, si elles sont convenablement appliquées, un approvisionnement en eau de boisson saine. Il faut souligner que les niveaux de qualité recommandés par les directives relatives à la composition de l'eau et aux polluants ne constituent pas des normes proprement dites. Pour établir des normes, il est nécessaire d'examiner ces recommandations à la lumière des caractéristiques particulières de chaque pays sur les plans social, économique, culturel et de l'environnement. Le présent volume propose des valeurs indicatives applicables aux divers constituants de l'eau de boisson. On trouvera dans le Volume 2 des Directives de qualité pour l'eau de boisson des monographies préparées pour chaque substance ou polluant. C'est de ces monographies qu'ont été tirées les valeurs indicatives. Le Volume 3 vise un objectiftrès différent. Il contient en effet des recommandations sur ce qu'il faut faire dans les petites collectivités et dans les zones rurales pour sauvegarder l'approvisionnement en eau. Les directives ont pour but de remplacer à la fois les Normes européennes applicables à l'eau de boisson (1) et les Normes internationales pour l'eau de boisson (2), qui datent déjà de plus de dix ans. Même en étant conscient du fait que certains pays pourraient ne pas être en mesure de fournir de l'eau potable satisfaisant à tous les critères de qualité recommandés ici, on peut espérer que chaque pays s'efforcera d'élaborer des normes de qualité aussi voisines que possible des valeurs indicatives recommandées, dans le but de protéger la santé publique. Il a fallu trois ans pour élaborer ces Directives de qualité pour l'eau de boisson. Au cours de cette période, on a vu apparaître des données scientifiques nouvelles, qui n'ont toutefois pas modifié sensiblement les valeurs indicatives proposées. Il pourrait cependant s'avérer nécessaire de procéder à la révision de certaines d'entre elles au fur et à mesure que des données nouvelles seront disponibles. Le travail effectué sous les auspices du Programme international pour la Sécurité chimique (PISC) influera considérablement sur la mise à jour ultérieure de ces directives. Le PISC est un programme conjoint de l'Organisation internationale du Travail (OIT), du Programme des Nations Unies pour l'Environnement (PNUE) et de l'Organisation mondiale de la Santé (OMS). L'évaluation des effets des substances chimiques sur la santé humaine et la qualité de l'environnement est l'un des deux principaux objectifs de ce programme, l'autre étant l'élaboration de directives pour la définition d'expositions-limites (comme les absorptions journalières adix

DIRECfiVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

missibles ou les concentrations souhaitables dans l'air, l'eau, les aliments et l'environnement du travail) pour différents produits chimiques, y compris les additifs alimentaires, les produits chimiques industriels, les substances toxiques naturelles, les matières plastiques, les matériaux d'emballage et les pesticides. Ces directives ont été élaborées par l'OMS pour décrire la qualité de l'eau de boisson dans toutes les circonstances. L'objectif recherché est que ces directives soient utilisées pour l'établissement de normes nationales applicables non seulement à l'eau distribuée sous canalisation, mais aussi à toute eau utilisée pour la boisson, qu'elle provienne de bornes fontaines, de puits, qu'elle soit livrée par des camions-citernes ou distribuée en bouteilles. Les directives peuvent également servir de base à l'élaboration de normes pour la distribution d'eau aux gens de passage (par exemple dans les gares, les ports et les aéroports, dans les trains, les bateaux ou les avions, sur les lieux de pélerinage, dans les camps de réfugiés et les camps de vacances, dans les foires ou à l'occasion de rassemblements divers), car ce genre d'approvisionnement en eau a souvent été responsable de l'apparition d'épidémies. Les directives ne concernent pas les eaux minérales en bouteilles, qui doivent davantage être considérées comme des boissons que comme de l'eau potable au sens habituel. Si l'on tient à s'écarter des pratiques antérieures en matière de normes internationales de qualité pour l'eau de boisson, c'est essentiellement parce qu'il est souhaitable d'aborder les normes et règlements nationaux sous l'angle du rapport (qualitatif ou quantitatif) risques-avantages. Normes et règlements ne servent à rien s'ils ne sont pas imposés et appliqués, ce qui suppose des compétences et des moyens relativement coûteux. En outre, l'eau est nécessaire à la vie et il faut en avoir, même si sa qualité n'est pas entièrement satisfaisante. Adopter des normes trop draconiennes, serait courir le risque de limiter les approvisionnements en eau capables de les respecter, ce dont il faut particulièrement tenir compte dans les régions où l'eau est rare. On doit donc s'attendre à ce que l'adoption des normes soit influencée par des priorités nationales et des facteurs économiques. Il ne faut cependant jamais laisser des considérations de commodité ou de politique mettre en danger la santé publique. La probabilité de contamination bactérienne et ses conséquences potentielles sont telles que l'action à mener contre elle est d'importance capitale. Une eau de boisson de haute qualité bactériologique, mais à forte salinité, peut par exemple être désagréable au goût, et rejetée par le consommateur qui lui préférera une eau organoleptiquement plus plaisante, mais peutêtre bactériologiquement malsaine. On note également de grandes différences dans les quantités d'eau consommées selon les pays, ce qui a beaucoup d'implications au niveau de la dose de produits chimiques contenus dans l'eau qui est absorbée journellement. L'utilisation des terrains dans le bassin hydrographique et l'origine des eaux (par exemple, eau de surface, eau souterraine) dicteront souvent le besoin de normes pour maîtriser les variables chimiques et organoleptiques évoquées dans les présentes directives. Ainsi, dans certaines localités, le risque présenté par de petites quantités de produits chimiques indus-

PRÉFACE

triels carcinogènes peut avoir une importance considérable, alors qu'ailleurs, les méthodes agricoles ou la lutte antivectorielle peuvent entraîner un danger potentiel lié à la présence de résidus de pesticides dans l'eau. Bien que l'objectif principal des directives soit de fournir une base pour l'élaboration de normes pour l'eau de boisson, les informations qu'elles contiennent peuvent aussi être utile à la mise au point de modalités de contrôle de remplacement pour les cas où il est impossible d'appliquer des normes. Ainsi, par exemple, l'emploi de méthodes adéquates d'installation et d'utilisation des stations d'épuration des réseaux de distribution, des réservoirs et des tuyauteries de plomberie, peut faciliter un approvisionnement en eau de boisson saine en améliorant la fiabilité du service et en évitant l'utilisation de matériaux indésirables (comme les tuyaux de plomb exposés aux eaux aggressives) tout en simplifiant les opérations de réparation et d'entretien.

*** L'élaboration de ces directives a été organisée et effectuée conjointement par le siège de l'OMS et par son Bureau régional pour l'Europe. Les coordonnateurs de ce travail ont été respectivement le Dr H. GalalGorchev et M W. M. Lewis. La préparation des directives a été rendue possible par l'aide financière accordée à l'OMS par l'Agence danoise de Développement international (DANIDA). Les remerciements qui sont dûs à cet organisme s'adressent également à l'Agence pour la Protection de l'Environnement des États Unis d'Amérique, qui a participé à cet effort en détachant le Dr Galal-Gorchev pendant deux ans. La préparation de ces nouvelles directives a bénéficié de la participation active de près de 30 Etats Membres de l'OMS et de très nombreux scientifiques, ainsi que des réunions de 10 groupes de travail. Les travaux de ces institutions et de ces scientifiques, dont les noms figurent à l'Annexe 1, ont joué un rôle essentiel dans l'élaboration des directives et constituent une contribution très appréciée. Une aide considérable a également été apportée par les points focaux nationaux du Programme de l'OMS relatifs aux critères d'hygiène de l'environnement, par diverses organisations internationales et par des experts individuels, qui ont fourni une contribution efficace grâce à leur participation ininterrompue.

1. INTRODUCTION 1.1 Appréciation par l'usager de la qualité de l'eau de boisson

Lorsqu'il évalue la qualité d'une eau de boisson, l'utilisateur se fie totalement à ses sens. La composition de l'eau peut affecter son aspect, son odeur ou son goût, et c'est essentiellement selon ces critères que le consommateur évaluera sa qualité et son acceptabilité. Une eau très trouble, très colorée, ou d'un goût déplaisant, sera tenue pour dangereuse et rejetée en tant que boisson. Cependant, il n'est plus possible aujourd'hui de ne se fier qu'à ses sens pour juger de cette qualité. L'absence d'effets sensoriels désagréables n'est pas une garantie de sécurité en matière d'eau de boisson. L'Objectif principal des Directives de qualité pour l'eau de boisson est la protection de la santé publique et, partant, l'élimination, ou la réduction au maximum, des constituants connus pour être dangereux pour la santé et le bien être de la collectivité. 1.2 Priorités en matière de qualité de l'eau

Les priorités relatives attribuées aux nombreuses substances pour lesquelles des valeurs indicatives sont données plus loin dépendent de circonstances locales. Certaines de ces valeurs indicatives, qui concernent par exemple la couleur ou le pH, n'ont pas de rapport direct avec la santé mais sont utilisées largement, et avec succès, depuis des années pour garantir la salubrité de l'eau. La qualité microbiologique de l'eau de boisson est, en revanche, de la plus grande importance et ne doit jamais faire l'objet de compromis visant à fournir une eau organoleptiquement agréable et acceptable. 1.3 Nature des valeurs indicatives a) Une valeur indicative représente le niveau (une concentration ou un nombre) d'un composant qui assure une eau organoleptiquement agréable et ne présente aucun risque pour la santé de l'utilisateur. b) La qualité de l'eau définie par les Directives de qualité pour l'eau de boisson la rend propre à la consommation humaine et à tous les usages domestiques, dont l'hygiène personnelle. On peut cependant avoir besoin d'une eau de meilleure qualité encore pour des besoins particuliers, tels que la dialyse rénale.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

c) Lorsqu'une valeur indicative est dépassée, il s'agit d'un signal d'alarme qui exige: i) d'en chercher la cause en vue d'y remédier; ii) de consulter les autorités responsables de la santé publique pour avoir leur avis. d) Bien que les valeurs indicatives définissent une qualité d'eau qui soit acceptable pour être consommée pendant une vie entière, l'instauration de ces directives ne signifie pas qu'il soit permis de ramener une eau de bonne qualité au niveau minimal recommandé. Au contraire, un effet permanent est nécessaire pour maintenir la qualité de l'eau de boisson au meilleur niveau possible. e) Les valeurs indicatives ont été déterminées pour sauvegarder la santé sur la base d'une consommation durant toute la vie. On peut accepter de brèves périodes d'exposition à des concentrations plus élevées de substances chimiques, comme cela peut arriver à la suite d'une contamination accidentelle, mais il faut examiner les problèmes cas par cas et tenir compte, par exemple, de la toxicité aiguë éventuelle de la substance en question. f) Des dépassements de courte durée des valeurs indicatives ne signifient pas nécessairement que l'eau est impropre à la consommation. L'ampleur et la durée de tels écarts n'affectant pas la santé publique dépendent de la substance qui est en cause. Quand une valeur indicative est dépassée, il faut demander l'avis de l'organisme de surveillance (généralement l'autorité responsable de la santé publique) sur les mesures à prendre, en tenant compte (pour les produits chimiques) de l'absorption de la substance par des voies autres que celle de l'eau de boisson, de la probabilité d'effets néfastes, de la possibilité pratique d'adopter des mesures correctives et d'autres facteurs analogues. g) En établissant des normes nationales à partir de ces directives, on devra tenir compte d'une foule de facteurs locaux, géographiques, socioéconomiques, diététiques et industriels. D'où la possibilité que des normes nationales diffèrent sensiblement des valeurs indicatives. h) Dans le cas des substances radioactives, le terme de «valeur indicative» est utilisé au sens de «niveau de référence» tel qu'il est défini par la Commission internationale de Protection radiologique (CIPR) a.

1.4 Détermination des valeurs indicatives pour les substances chimiques toxiques Pour arriver aux valeurs indicatives relatives aux différentes substances contenues dans l'eau, on tient compte de l'absorption totale de chaque substance à partir de l'air, des aliments et de l'eau, en se basant autant que possible sur l'information disponible, et l'on suppose que la consommation individuelle d'eau est de 2 litres par jour. • «On peut établir des niveaux de réferences pour toutes les grandeurs définies au cours des programmes de protection contre les rayonnements, que ces grandeurs soient susceptibles d'être limitées ou non. Un niveau de référence n'est pas une limite et on l'utilise pour déterminer un plan d'action lorsqu'une grandeur dépasse, ou risque de dépasser, ce niveau de référence». Annales de la CIPR, 1 (3): 1-53 (1977) (CIPR Publication 26).

INTRODUCTION

L'effet toxique chez l'homme de la plupart des substances pour lesquelles des valeurs indicatives sont proposées est déduit d'études effectuées sur des animaux de laboratoire. La précision et la fiabilité d'une prévision quantitative de la toxicité chez l'homme obtenues dans ces conditions dépendent de nombreux facteurs tels que, par exemple, le choix de l'espèce animale, la nature de l'expérience et surtout la méthode d'extrapolation utilisée (3). Cependant, pour la plupart des composés organiques étudiés, la différence de pathogenèse chimique entre les animaux et l'homme est essentiellement d'ordre quantitatif, même s'il y a aussi des différences qualitatives. Les données concernant la toxicité des produits chimiques sont tirées d'expériences au cours desquelles l'effet nocif se manifeste à des dosages beaucoup plus élevés que ceux auxquels l'homme est susceptible d'être soumis. Lorsqu'on extrapole à l'homme les données recueillies sur l'animal de laboratoire, on doit donc introduire un facteur de sécurité pour tenir compte d'éventuels éléments inconnus. Les doutes émis actuellement au sujet de la fiabilité aussi bien biologique que mathématique des méthodes d'extrapolation de doses fortes à des doses faibles imposent l'utilisation de facteurs de sécurité quelque peu arbitraires, puisque les résultats sont divisés par 100 ou par 1000. Ces incertitudes proviennent de la nature des effets toxiques et de la qualité de l'information toxicologique. Il faut aussi tenir compte de l'importance et du type de population à protéger, ce qui explique que dans certaines conditions, un facteur de sécurité (ou d'incertitude) de l'ordre de 1000 puisse être nécessaire. Toutefois, l'évaluation des risques pour la santé de la population va bien au-delà de l'application routinière de facteurs de sécurité, et il importe de souligner qu'à proprement parler l'extrapolation des résultats obtenus sur l'animal ne s'applique que dans les conditions de l'expérience particulière considérée. Les méthodes existantes d'extrapolation à l'homme de données recueillies sur l'animal concernent les cas d'exposition à un seul produit, alors que l'environnement humain peut être le siège d'interactions entre un grand nombre de produits chimiques dangereux. Dans le cas particulier de substances ayant des propriétés carcinogènes, le présent livre illustre la démarche qui consiste à utiliser un facteur de risque pour parvenir à la valeur indicative proposée. En raison des incertitudes considérables qui entourent les connaissances disponibles, les valeurs indicatives proposées sont, dans bien des cas, délibérément prudentes et ne doivent donc pas être interprétées comme des normes. Toute décision en matière de sécurité - ou de risque acceptable dans certaines circonstances - doit être du ressort de la société dans son ensemble. Il appartient à chaque pays de décider si le risque justifie ou non l'adoption de l'une ou l'autre des directives proposées. Il faut insister encore une fois sur le fait que ces valeurs indicatives ne sont pas des normes strictes auxquelles il faut se conformer, mais qu'elles sont susceptibles d'une grande souplesse et n'ont pour but essentiel que d'essayer de protéger la santé publique et de se faire une idée de ce que doit être un approvisionnement en eau de boisson de qualité acceptable.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

1.5 Mode opératoire Un certain nombre de groupes de travail ont été réunis pour passer en revue l'information pertinente et pour élaborer des recommandations concernant les valeurs indicatives contenues dans ces directives a. Pour parvenir à leurs conclusions, ces groupes ont eu l'avantage d'être guidés par les différentes publications de l'OMS, qu'il s'agisse des nombreux volumes de Critères d'hygiène de l'environnement, ou des rapports des différents groupes de l'OMS sur des sujets connexes. En outre, avant de prendre leurs décisions finales, ces groupes ont examiné les normes existantes de l'OMS pour la qualité de l'eau de boisson, ainsi que les commentaires et observations reçus par l'OMS au fil des années. Outre une valeur indicative, on a préparé pour chaque constituant, une monographie de critères qui a servi de base à la formulation des recommandations. Ces monographies consacrées à chacun des constituants et des caractéristiques examinés constituent le Volume 2 des Directives de qualité pour l'eau de boisson et contiennent l'essentiel des données qui ont été utilisées pour déterminer les valeurs indicatives. Ils couvrent des aspects tels que: description générale, modes d'exposition, métabolisme, effets sur la santé, références bibliographiques de base. De telles informations revêtent une grande importance pour l'interprétation des valeurs indicatives. Dans les chapitres du présent volume qui vont suivre, on a résumé les valeurs indicatives recommandées, et on les a accompagnées d'une brève description de la démarche rationnelle utilisée pour les établir ainsi que des données essentielles concernant les mesures de surveillance et les mesures correctives. 1.6 Tableaux résumés des valeurs indicatives La présentation de ce résumé des valeurs indicatives (tableaux 1 à 5), ne signifie pas que ces valeurs doivent être utilisées telles quelles. Elles doi-

" Groupes de travml et autres réunions: Consultation initiale 12-15 décembre 1978, Copenhague, Danemark 17-21 décembre 1979, Medmenham, Angleterre Microbiologie 18-20 mars 1980, Leidschendam, Pays-Bas Polluants organiques (sélection) 15-17 juillet 1980, Genève, Suisse Polluants biologiques 22-26 septembre 1980, Copenhague, Danemark Polluants minéraux Polluants organiques (évaluation quantitative) 18-25 novembre 1980, Ottawa, Canada Aspects sensoriels et organoleptiques 2-5 février 1981, Copenhague, Danemark Application des directives 1-5 juin 1981, Alexandrie, Egypte Contamination radioactive 3-5 mars 1982, Copenhague, Danemark 22-26 mars 1982, Genève, Suisse Réunion finale La liste des participants à ces diverses réunions est donnée à l'annexe 1.

INTRODUCTION

vent au contraire être interprétées à la lumière de l'information contenue dans la section appropriée des chapitres 2 à 5 du présent ouvrage.

Tableau 1. Qualité microbiologique et biologique M1croorgamsme Unité Valeur indicative Remarques

1. Qualité microbiologique A. Avec adduction A. 1 Eau traitée prélevée à l'entrée du réseau Cohformes fécaux nombre/100 ml

Cohformes

nombre/100 ml

Turbidité < 1 UNT; pour la désinfectiOn au chlore, il est préférable que le pH<8 Chlore libre résiduel 0,2 à 0,5 mg/1 après 30 minutes (minimum) de contact

A.2 Eau non

tra~tée

à l'entrée du réseau nombre/100 ml nombre/ 100 ml

Cohformes fécaux Collformes

0 0

Cohformes

nombre/ 100 ml

Dans ga% des échantillons examinés au cours de l'année, dans le cas de gros débits et d'échantillons prélevés en nombre suffisant Occasionnellement, mais 1ama1s dans des prélèvements consécutifs

A.3 Eau prélevée dans le réseau Cohformes fécaux Cohformes nombre/ 100 ml nombre/100 ml

0 0

Cohformes 8 Sans adduction

nombre/ 100 ml

Dans 95% des échantillons examinés au cours de l'année. dans le cas de gros déb1ts et d ·échantillons prélevés en nombre suffisant Occasionnellement ma1s 1ama1s dans des prélèvements consécutifs

Coliformes fécaux Coliformes

nombre/100 ml nombre/ 100 ml

0 10 Ne do1t pas se reprodUire fréquemment, SI

cette valeur s'observe fré-

quemment et que l'assa1mssement s'avère 1mposs1ble, changer de source

C. Eau de bo1sson en bouteille Cohformes fécaux Cohformes O. Eau potable de secours Cohformes fécaux nombre/100 ml nombre/ 100 ml nombre/ 100 ml

0 0

La source doit être exempte de contamination fécale

Avertlf la populatiOn de falfe bou1llir l'eau au cas ou l'on n'arnve pas à respecter les valeurs 1nd1cat1ves

Cohformes Entérovlfus

nombre/100 ml

0 Valeur 1nd1cat1ve non fixée

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON Tableau 1 (swte) Valeur indicative

M1croorgamsme

Umté

Remarques

Il. Qualité biologique Protozoaires Helminthes (pathogènes) (pathogènes) Valeur 1nd1cative non fixée Valeur indicative non fixée Valeur ind1cat1ve non fixée

Orgamsmes libres (algues et autres)

Tableau 2. Constituants minéraux importants sur le plan sanitaire Constituant amtante

Umté

Valeur 10d1cative valeur non f1xée valeur non f1xée

Remarques

argent arsemc baryum béryllium cadm1um chrome cyanures fluorures

mg/1

0,05 valeur non f1xée valeur non fixée

mg/1 mg/1 mg/1 mg/1

0,005 0,05 0,1 1,5

d'ong1ne naturelle ou ajoutés volontairement; valeur modifiable en fonction des conditions locales, chmat1ques ou autres

dureté

valeur indicative

à visée samta1re · non fixée mercure

mg/1 mg/1 (N) mg/1 mg/1

0,001 valeur non f1xée

mckel nitrate mtnte plomb sélémum sodium

10 valeur non fixée

0,05 0,01 valeur non f1xée

INTRODUCTION

Tableau 3. Constituants organtques importants sur le plan sanitatre Constituant aldnne et d1eldnne benzène benzo[ a]pyrène carbone, tétrachlorure de chlordane chlorobenzènes Umté ~g/1 ~g/1 ~g/1 ~g/1 ~g/1 ~g/1

Valeur 1ndicat1ve

Remarques

O,OJ 10" 0,01"

J• O,J valeur indicative à v1sée sanitaire : non fixée valeur 1nd1cative à visée san1ta1re : non f1xée

valeur 1ndicat1ve provisoire •

sewl olfactif entre 0,1 et O,J

~g/1

chlorophénols

~g/1

sewl olfactif 0,1

~g/1

chloroforme

~g/1

Jo•

ne pas compromettre l'eff1cac1té de la désinfection en cherchant à hm1ter la teneur choroforme

2.4-D DDT 1,2-dlchloro éthane 1, 1-dichloro éthylène heptachlore et heptachlore-époxyde hexachlorobenzène gamma-HCH (lindane) méthoxychlore pentachlorophénol tétrachloroéthylène trichloroéthylène trichloro-2,4,6 phénol

~g/1 ~g/1 ~g/1 ~g/1 ~g/1

100.

10"

O,J• 0,1

~g/1

0,01.

~g/1 ~g/1

J JO 10 10" valeur Indicative proVISOire • valeur ind1cattve prov•so1re b

~g/1 ~g/1 ~g/1

Jo• 10···

~g/1

sewl olfactif 0,1 ~g/1

concentration

tnhalogenométhanes

valeur 1ndicat1ve non f1xée

vo1r chloroforme

• Ces valeurs 1nd1cat•ves ont été calcullles • panir d'une hypothèse mathllmatique prudente non vénf1able expénmentalement une InterprétatiOn est donc nécessaire selon les cas La marge d'Incertitude peut atteindre deux ordres de grandeur (c'est-iiH:hre

do 0,1 à 10 fo1s le nombre 1nd~qué). b lorsque les données de cancérogén.ctté ne sont pas sufftsantes pour l'établissement d'une valeur •ndtcattve mats que les constttuants en cause étant Juglls imponants pour la quallt6 de l'eau de boisson, Il parait essenttel de donner une tndtcatton, une valeur lndtcattve provtsotre est propos6e Il p•n•r des données s•mta1res d•spombles c Décel•bles par leur goOt et leur odeur à concentration plus fa1ble

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Tableau 4. Qualité organoleptique Constituant ou caracténstique aluminium chlorures chlorobenzènes et chlorophénols couleur CUIVre

Unité

Valeur indicative

Remarques

mg/1 mg/1

0,2 250 valeur non f1xée ces substances peuvent affecter 1" odeur et le goOt

umtés de couleur réelle (UCV) mg/1

détergents

valeur non fixée

11 ne do1t y avo1r aucun problème de moussage, d'odeur ou de goOt

dureté fer goOt et odeur

mg/1 (de CaCo 3 ) mg/1

500 0,3 cntère : sans désagrément pour la majonté des usagers 0,1 1000 valeur non fixée de 6,5 à 8,5

manganèse matières d1ssoutes totales oxygène dissous pH sod1um sulfates sulfure d"hydrogène température turb1d1té ZinC

mg/1 mg/1

200 400 indécelable par l'usager valeur non f1xée 5 5

unité néphélométnque de turb1d1té (UNT) mg/1

de préférence < 1 pour une désinfection eff1cace

Tableau 5. Radioactivité Type de radioactiVIté Umté Valeur 1nd1cat1ve Remarques

rad1oactiv1té a globale

Bq/1

0,1

rad1oact1vité

P globale

Bq/1

a) Si le mveau de rad1oactiv1té est plus élevé, une analyse détaillée des radionucléides peut être nécessa~re b) un mveau plus élevé n'Implique pas obligatOirement que l'eau soit impropre à la consommation humaine

INTRODUCTION

1.7 Application des directives 1.7.1 Lois, règlements et normes Des programmes efficaces pour maîtriser la qualité de l'eau de boisson dépendent - dans l'idéal - de l'existence d'une législation adéquate, s'appuyant sur des normes réglementaires et des codes qui spécifient la qualité de l'eau à fournir aux usagers, ainsi que sur des modalités à suivre pour choisir les sources, pour traiter l'eau et pour assurer la distribution. La nature exacte de la législation dépendra, bien entendu, de considérations d'ordre national, constitutionnel ou autre, mais on y retrouvera toujours les éléments suivants: a) spécification du domaine couvert par l'autorité; b) délégation à un ou plusieurs organismes déterminés des pouvoirs d'application de la loi; c) dispositions prévoyant la mise au point et la modification des règlements relatifs à la production, à l'entretien et à la distribution d'eau de boisson saine; et d) dispositions pour leur mise en vigueur.

Une législation de base de ce type fait encore défaut dans de nombreux pays, tandis que dans d'autres, elle commence sérieusement à dater. On peut cependant faire beaucoup de choses dans le cadre des lois générales sur la santé et l'assistance sociale. Il ne faut surtout pas retarder la mise en œuvre de programmes destinés à fournir de l'eau de boisson saine sous prétexte d'un manque de législation appropriée. 1.7.2 Respect des règles et surveillance Les modalités d'organisation destinées à faire respecter les normes de qualité de l'eau de boisson sont discutées en détail dans la publication Surveillance de la qualité de l'eau de boisson (4). En général, il appartient au Service local des Eaux de s'assurer que l'eau qu'il produit répond aux normes de qualité de l'eau de boisson. Il vaut mieux cependant confier la fonction de surveillance (qui consiste à superviser, pour le compte du public, le fonctionnement du système et à veiller à ce que l'eau de boisson soit saine et fiable) à un organisme différent (qu'il soit national, provincial ou local). Bien que ces deux fonctions soient complémentaires, l'expérience montre, en effet, qu'elles sont mieux exercées par deux organismes distincts, en raison des conflits de priorité qui se manifestent lorsque les deux fonctions sont associées. Les caractéristiques fondamentales de la fonction de surveillance sont telles que cette tâche est souvent confiée à l'organisme responsable de la protection de la santé publique. Les normes pour l'eau de boisson fournissent les bases qui permettent de prendre des décisions concernant les activités suivantes, qui devraient, idéalement, être du ressort de la fonction de surveillance:

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

a) approbation de nouvelles sources (y compris les approvisionnements appartenant au secteur privé) b) protection du bassin hydrographique c) approbation de la construction et des modalités d'exploitation des ouvrages hydrauliques, notamment:

i) désinfection des installations de production ou du réseau à la suite de travaux de réparation ou après une interruption de l'approvisionnement, ii) programmes périodiques de curage par chasse et de nettoyage des réservoirs, iii) certification des opérateurs, iv) réglementation des produits chimiques utilisés dans le traitement de l'eau, v) lutte contre les interférences, prévention des mouvements de reflux et programme de lutte contre les fuites. d) enquêtes sanitaires; e) programmes de surveillance, comprenant des dispositions relatives aux services des laboratoires d'analyse centraux et régionaux; f) élaboration de codes régissant la construction des puits, l'installation des pompes et les travaux de plomberie (5); g) inspection et contrôle de qualité dans les usines d'embouteillage et de fabrication de glace.

1.7.2.1 Sources d'approvisionnement en eau

Choix des sources. Lors du choix d'une source d'eau de boisson, un certain nombre de facteurs sont susceptibles d'affecter la santé des usagers. Il faut notamment tenir compte d'éventuels développements futurs capables d'influer sur la permanence de la qualité de l'approvisionnement. Les éléments importants sont notamment: a) Le débit (capacité de la source): La quantité d'eau disponible à la source suffira-t-elle pour répondre à une demande continue, compte tenu des variations journalières et saisonnières et de la croissance prévue de la collectivité desservie? L'utilisation des stations d'épuration au delà de leur capacité peut entraîner une détérioration de la qualité de l'eau distribuée. Des pénuries périodiques peuvent obliger les consommateurs à utiliser des approvisionnements de remplacement, moins sûrs. b) La qualité: La qualité de l'eau brute est-elle suffisante pour que, moyennant un traitement convenable, on puisse fournir une eau de qualité égale ou supérieure à celle qui est spécifiée par les normes pour l'eau de boisson (6)? c) La protection: Le bassin hydrographique peut-il être protégé de la pollution par les excréments humains, par les effluents industriels et par les écoulements agricoles? La lutte antipollution peut-elle être menée dans le cadre institutionnel existant, et les organisations concernées en sontelles capables sur les plans administratif et technique? Dispose-t-on des pouvoirs réglementaires et des ressources nécessaires pour lutter contre la pollution des sources d'eau de boisson?

}. INTRODUCTION

d) La faisabilité: La source est-elle disponible à un coût raisonnable (tant en valeur absolue que par comparaison avec d'autres sources d'approvisionnement possibles)? e) La possibilité d'épuration: Peut-on traiter l'eau brute correctement dans les conditions qui règnent localement?

Les nouvelles sources potentielles doivent être examinées sur place par des contrôleurs sanitaires qualifiés et expérimentés et toute sélection définitive sera précédée d'analyses physiques, bactériologiques et chimiques portant sur une durée convenable (c'est-à-dire couvrant les variations saisonnières). Une telle information est nécessaire pour définir les besoins en matière de traitement et les mesures antipollution à prendre pour protéger les ressources en eau brute (7). Si l'on envisage de recourir à d'autres sources possibles, il faut que chacune d'entre elles soit examinée. Toutes choses égales d'ailleurs, il est préférable de choisir la source qui nécessite le moins de traitement; dans le cas de petites entreprises, il est souvent préférable d'utiliser de l'eau de source de bonne qualité ou de l'eau de puits protégés, plutôt que de traiter de l'eau de surface (8). Garantie de la pureté des approvisionnements. Les valeurs indicatives données dans cet ouvrage pour les substances potentiellement dangereuses présentes dans l'eau de boisson ont été fixées aussi bas que possible, afin de décourager toute détérioration, directe ou indirecte, de la qualité de l'eau de boisson. Bien qu'une eau contenant ces substances à des concentrations plus faibles que les valeurs indicatives spécifiées ici puisse être consommée pendant toute une vie, il ne faut pas pour autant se croire autorisé à abaisser la qualité de l'eau de boisson au niveau recommandé. Prévention de la contamination: Comme l'eau des puits et des sources collectives n'est que rarement chlorée, il est particulièrement nécessaire de protéger la qualité sanitaire de cette eau pour assurer qu'elle répondra toujours aux valeurs indicatives relatives à la qualité microbiologique. Il faut notamment protéger ces sources de la pollution émanant de fosses septiques, d'égouts, de fosses d'aisance, d'eaux vannes, d'inondations, ainsi que de la pollution par les usagers (9, JO). Le maintien d'une concentration convenable de chlore résiduel dans le réseau est le meilleur indicateur de protection contre la contamination due aux interconnexions, au reflux, aux fuites etc. Il est fréquent qu'une pollution de l'eau de boisson distribuée à l'usager provienne de la pratique (fréquente) qui consiste à interrompre par rotation le fonctionnement de différentes sections du réseau dans les régions où l'eau est rare. Les bidonvilles situés à l'intérieur des agglomérations et les banlieues misérables en expansion rapide posent un problème particulier en ce qui concerne le maintien de la qualité de l'eau. Même si ces secteurs se trouvent à l'intérieur d'un réseau de distribution, la densité de leur population, le nombre insuffisant des raccordements, l'intermittence du service, les baisses de pression, les fuites et l'absence de systèmes d'égouts peuvent engendrer un système de distribution de l'eau à haut risque. Il faut que ces

DIRECfiVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

zones bénéficient en priorité d'un approvisionnement convenable. Entre temps, elles doivent faire l'objet d'une surveillance accrue. En l'absence de système d'adduction, la population risque d'avoir recours à des eaux souterraines polluées, à des eaux de surface non protégées, à un ravitaillement par camions-citernes, ou encore de se raccorder illégalement au réseau le plus proche (avec les risques de pollution de ce réseau que cela implique). Les risques évidents de transmission de certaines maladies par la glace et l'eau en bouteille soulignent la nécessité particulière de veiller à ce que l'eau utilisée réponde aux mêmes normes que l'eau de boisson. Les réglementations en matière de production d'eau en bouteilles prévoient ainsi l'obligation de se soumettre à des inspections périodiques des fichiers, de l'état sanitaire des locaux et des modalités d'entretien, ainsi que des bouteilles, des capsules d'obturation et des étiquettes. Elles prévoient aussi un programme de surveillance de la qualité bactériologique dans lequel la fréquence des prélèvements est fonction du nombre des consommateurs ou du volume mensuel embouteillé. 1. 7.2.2 Enquêtes sanitaires

Bien que les normes pour l'eau de boisson fournissent des critères autorisés en ce qui concerne l'acceptabilité de l'eau destinée à la consommation humaine, elles ne dispensent cependant pas de procéder à des enquêtes sanitaires. L'enquête sanitaire est une inspection sur le terrain accompagnée d'une évaluation, par quelqu'un de qualifié, de toutes les conditions, installations et pratiques relatives à la distribution d'eau qui entraînent, ou pourraient entraîner, un danger quelconque pour la santé et le bien être du consommateur. En 1976, une monographie de l'OMS a fourni une description détaillée de ce que doivent être des enquêtes sanitaires, ainsi que des directives concernant leur réalisation (4). Aucune analyse bactériologique ou chimique d'échantillons, si soigneuse soit-elle, ne saurait remplacer une connaissance complète des conditions qui règnent à la source et à l'intérieur du système de distribution, de la validité de l'épuration, de la compétence du personnel et de son efficacité. Les échantillons ne reflètent que la situation à un moment donné et les résultats des analyses ne sont connus qu'après l'événement. La contamination, souvent aléatoire et intermittente, ne peut pas être révélée par des prélèvements occasionnels. Des enquêtes sanitaires doivent être entreprises régulièrement par le personnel du Service des Eaux ainsi que par celui de l'organisme de surveillance. Il faut en outre procéder à de telles enquêtes: a) lors de la mise au point de nouvelles sources d'approvisionnement; b) lorsque des analyses de laboratoire révèlent un danger potentiel pour la santé;

INTRODUCTION

c) lors de l'apparition dans la zone desservie ou dans son voisinage d'une maladie susceptible d'être véhiculée par l'eau; d) lorsque survient tout changement ou événement assez important pour affecter la qualité de l'eau (par exemple, le début de la saison des pluies, des modifications dans les activités agricoles, ou de nouvelles constructions industrielles dans le bassin hydrographique).

Il faut procéder à des enquêtes sanitaires suffisamment fréquentes pour permettre d'interpréter les tendances ou les changements significatifs dans la qualité de l'eau de boisson qui seraient révélés par la surveillance physique, microbiologique et chimique. Bien que, proportionnellement, les systèmes de petites dimensions présentent souvent davantage de danger, les grands doivent être inspectés plus souvent, à la fois parce qu'ils desservent une population plus importante et en raison du rapport coût-efficacité supérieur de la surveillance. Les petits systèmes doivent aussi faire l'objet d'une surveillance, mais à une fréquence réaliste qui dépendra de la qualité de l'eau distribuée. Des problèmes particuliers se posent dans les zones rurales, en raison notamment de la difficulté physique et économique qu'il y a à surveiller d'innombrables petits approvisionnements en eau. Les efforts des organismes de surveillance doivent viser avant tout a) à encourager les individus et les collectivités à apporter leurs propres améliorations, b) à fournir des informations sur les techniques qui ont fait leurs preuves et c) à fournir une assistance technique en matière de choix des sites, de conception et de construction. Démontrer une pratique correcte vaut mieux que condamner. 1.7.2.3 Priorités en matière de surveillance continue Installer des laboratoires destinés à vérifier la qualité de l'eau de boisson doit être considéré comme une tâche hautement prioritaire parmi les fonctions dévolues aux autorités responsables de la fourniture d'eau de boisson saine. Comme l'eau de boisson peut être le véhicule de transmission de nombreuses maladies infectieuses graves, sa qualité bactériologique revêt une importance primordiale et la surveillance continue des indicateurs bactériens que sont les coliformes et les coliformes fécaux doit bénéficier d'une haute priorité. Cependant, comme les résultats des essais bactériologiques traditionnels ne sont pas connus avant 24 heures au moins (temps pendant lequel la collectivité peut être en danger), il faut aussi mesurer le chlore résiduel, ce qui est rapide et facile, partout où cela se justifie (c'est-à-dire là où du chlore résiduel est maintenu dans l'ensemble du système de distribution), pour permettre une correction immédiate en cas de mauvais fonctionnement du processus d'épuration ou lors de l'entrée intempestive dans le réseau d'une substance facilement oxydable. Les enquêtes sanitaires peuvent fournir des indications précieuses sur les priorités relatives à accorder à la surveillance des constituants chimiques. Une bonne connaissance des activités agricoles et industrielles dans

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

le bassin hydrographique, permettra de se faire une idée des substances chimiques susceptibles d'être présentes dans l'eau. Les méthodes d'analyse nécessaires à la surveillance continue de ces substances, surtout des composés organiques, peuvent exiger l'emploi d'équipements relativement perfectionnés et chers, dont on ne dispose que rarement. Dans de tels cas, on peut évaluer approximativement les concentrations probables dans l'eau de boisson en calculant les quantités d'effluents d'eaux usées par rapport au débit de l'eau. Si ces calculs font apparaître des concentrations probables qui s'approchent des valeurs indicatives ou les dépassent, il faut faire analyser les prélèvements par un laboratoire équipé du matériel requis. Si, en revanche, les calculs laissent présager des concentrations probables faibles par rapport aux valeurs indicatives, on en déduira quelle priorité relative il faut assigner en matière de surveillance continue. On peut assez facilement apprécier le goût, l'odeur, la couleur et la turbidité de l'eau, et ces caractéristiques méritent qu'on leur accorde une priorité assez élevée, dans la mesure où elles peuvent donner des indications utiles, particulièrement lors de changements brusques dûs, par exemple, à une rupture de conduite. Des qualités organoleptiques agréables tendent à décourager le recours à d'autres approvisionnements en eau (qui risqueraient d'être moins sûrs), mais même si certains appareils domestiques de traitement de l'eau peuvent fournir un produit satisfaisant pour les sens, ils peuvent s'avérer beaucoup moins efficaces en ce qui concerne certaines caractéristiques importantes sur le plan sanitaire. 1. 7.2.4 Personnel

L'adoption de normes de qualité pour l'eau de boisson suppose un personnel qualifié et expérimenté en conséquence pour assurer les activités de surveillance, y compris la surveillance continue de la qualité microbiologique. On a donné ailleurs (4) des indications sur les devoirs, les qualifications et la formation du personnel employé tant par l'organisme de surveillance que par les services des eaux. Il faut insister sur la nécessité de choisir très soigneusement les employés chargés de travaux au cours desquels peut se manifester un danger pour la pureté de l'eau. Ceux qui sont atteints de maladies susceptibles d'être véhiculées par l'eau, ou qui pourraient être porteurs de telles maladies, ne doivent pas être au contact de l'eau pendant son traitement ou sa distribution, ni avec des surfaces qui pourraient contaminer l'eau. Il ne faut confier aucun travail au cours duquel l'eau pourrait être contaminée à des employés souffrant de diarrhée ou présentant des plaies ouvertes, et cela, jusqu'à guérison complète. De telles précautions sont particulièrement importantes dans le cas d'approvisionnements en eau non traitée. Si une épidémie survient ou menace, il peut être nécessaire de prendre des mesures spéciales de précaution pour que l'eau de boisson reste saine. Il est alors essentiel de maintenir une liaison étroite entre l'administration du service des eaux et les autorités médicales, ainsi que d'assurer une surveillance médicale stricte des employés des eaux.

INTRODUCTION

1.7.3 Cas particuliers des petits réseaux ruraux Certains problèmes particuliers se posent lorsqu'il s'agit de s'assurer que les petits réseaux ruraux respectent les normes pour l'eau de boisson. Ils peuvent résulter, par exemple, de l'éloignement du laboratoire le plus proche et du manque de moyens de transport pour l'atteindre. La surveillance bactériologique pose un problème particulier. Dans de tels cas, surtout dans les pays en développement, il faut mettre l'accent sur: a) le choix d'approvisionnements en eau adéquats et sûrs, qui puissent de préférence se passer de traitement; b) des enquêtes sanitaires régulières et fréquentes; il faut recruter des préposés locaux à ce travail et les former convenablement; c) les essais visant à assurer la qualité bactériologique; si l'approvisionnement ne peut être analysé qu'une seule fois, les échantillons les plus efficaces sont ceux qui aident à choisir la source d'approvisionnement; d) la mesure du chlore résiduel (dans les réseaux chlorés); il s'agit d'un test rapide et simple, qui constitue un bon indicateur de l'intégrité bactériologique du réseau; e) la fiabilité de fonctionnement et la facilité d'accès aux consommateurs.

1.7.4 Mesures correctives Les activités de surveillance ont pour objectif principal de détecter les défauts, réels ou potentiels, de l'approvisionnement en eau de boisson. Cette détection doit se faire le plus tôt possible, de préférence avant tout effet sur la santé des usagers. Il va de soi que les défauts doivent être corrigés dans les plus brefs délais. Ceci suppose rigueur et vigilance dans l'examen et l'analyse des informations recueillies au cours des activités de surveillance. Il faut agir dès que l'on découvre un risque potentiel. Il est toutefois évident que tous les risques potentiels n'ont pas le même caractère de gravité. Ainsi, une panne de l'installation de chloration pendant une épidémie de typhoïde exigera une intervention immédiate. On attachera en revanche beaucoup moins d'importance à l'acquisition d'un appareil de chloration de secours pour un petit réseau alimenté par un puits profond. 1.7.4.1 Évaluation des risques

L'eau est essentielle à la vie et la première priorité est donc d'en fournir aux usagers, même si sa qualité n'est pas entièrement satisfaisante. Cependant, dès que l'on a découvert une situation potentiellement dangereuse, il faut examiner la probabilité que le danger se concrétise, ses conséquences éventuelles et la disponibilité de sources de remplacement, afin de décider si le risque est acceptable ou non. La deuxième priorité est la protection de l'approvisionnement en eau contre la contamination par les matières fécales, qui peuvent contenir un

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

grand nombre de bactéries, de virus et de protozoaires pathogènes ainsi que d'helminthes parasites. Faute de protection ou de traitement approprié, la collectivité risquera d'être exposée à des maladies intestinales. Ceux qui courent le plus grand danger sont les bébés et les jeunes enfants, les gens affaiblis, les patients relevant de graves brûlures ou d'opérations chirurgicales, ceux qui ont été exposés à des rayonnements ionisants, ainsi que les personnes âgées. Pour tous ces sujets, les doses infectantes sont souvent nettement plus faibles que pour la population adulte en général. Il est difficile d'évaluer les risques associés aux variations de la qualité microbiologique. Ces risques font d'ailleurs l'objet de controverses, en raison du manque de documents épidémiologiques et du trop grand nombre de facteurs qui entrent en jeu, avec toutes leurs interactions. D'une manière générale, les plus grands risques microbiens sont associés à l'ingestion d'une eau fortement contaminée par des eaux d'égouts. On ne peut éliminer ce risque microbien, car les maladies transmissibles par l'eau le sont aussi par les contacts de personne à personne, par les aérosols et par la nourriture; il y a donc toujours une réserve de cas et de vecteurs. Comme les polluants chimiques n'engendrent généralement pas d'effets aigus, ils sont moins prioritaires que les polluants microbiens, dont les effets peuvent être immédiats et massifs. On pourrait certes arguer que les normes chimiques pour l'eau de boisson sont presque sans objet lorsque survient une forte contamination bactérienne. Comme les polluants chimiques ne comportent que des dangers à long terme, les valeurs indicatives recommandées se rapportent à un niveau moyen d'exposition. De faibles excès occasionnels sont tolérables à la condition qu'il soit procédé à un examen local approfondi de leurs conséquences. C'est ce qui ressort clairement de la définition des valeurs indicatives relatives aux produits chimiques. 1.7.4.2 Mesures correctives Selon la nature du défaut, l'organisme de surveillance peut recourir à diverses mesures. Certaines d'entre elles peuvent être des mesures temporaires visant à assurer un certain degré de protection en cas d'urgence, comme l'ordre de faire bouillir l'eau, mais de telles mesures ne doivent pas remplacer les solutions à long terme, plus satisfaisantes, du problème. Si la preuve est faite d'une contamination fécale de l'eau de boisson, il faut toujours agir immédiatement. Toutefois la décision d'interrompre l'approvisionnement doit nécessairement s'accompagner de la mise en place d'un approvisionnement de rechange sûr. Il vaut peut-être mieux dire aux usagers de faire bouillir l'eau, procéder à une surchloration et adopter immédiatement des mesures correctives. Les normes visent à assurer aux usagers une eau de boisson saine, et non à couper des approvisionnements défectueux. L'objectif immédiat doit être d'assurer le plus vite possible la mise en œuvre des mesures correctives. Ne rien faire après avoir décelé un défaut grâce au programme de surveillance est peut-être pire que de ne pas avoir

INTRODUCTION

de programme du tout, car l'existence même de ce programme peut donner à la collectivité un sentiment illusoire de sécurité. Faire appel à des mesures légales pour que les actions correctives aient bien lieu constitue un mécanisme puissant (car la non application des règlements, surtout des ordres écrits, risque d'entamer la crédibilité de l'organisme de surveillance), mais le danger est évidemment qu'une telle procédure entraîne des retards. La persuasion, l'éducation et la motivation sont elles aussi des moyens puissants d'assurer la correction des défauts en temps opportun. 1.7.4.3 Contrôle ultérieur

Chaque fois qu'une action corrective s'est avérée nécessaire pour cause de non conformité aux normes pour l'eau de boisson, l'organisme de surveillance doit suivre cette action pour vérifier que les mesures prises ont été efficaces. L'absence d'une procédure rigoureuse de contrôle a posteriori finit par engendrer l'apathie. Même s'il s'agit d'une défectuosité mineure ne nécessitant pas une action immédiate un contrôle ultérieur permanent (par exemple tous les 30 jours) est recommandé pour ne pas laisser par carence la situation persister indéfiniment.

BIBLIOGRAPHIE 1. Normes européennes applicables à l'eau de boisson, Deuxième édition, Genève, OMS, 1970. 2. Normes internationales pour l'eau de boisson, Troisième édition, Genève, OMS, 1972. 3. Principes et méthodes d'évaluation de la toxicité des produits chimiques - Partie/, Genève, OMS, 1979, 288 pages (Critères d'hygiène de l'environnement n° 6). 4. Surveillance de la qualité de l'eau de boisson, Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1977, 143 pages (Série de monographies n° 63). 5. TAYLOR, F. B. et Wooo, W. E. Guidelines on health aspects ofplumbmg, La Haye, Centre international de référence pour l'alimentation et l'assainissement des collectivités, 1982 (Technical Paper Series 19). 6. UNION DES RÉPUBLIQUES SOCIALISTES SOVIÉTIQUES - Normes d'État, 17. 1.3 03-77, MosCOU (Règles de sélection et de contrôle de qualité des sources d'approvisionnement centralisées en eau potable des collectivités). 7. Cox, C. R., Technique et contrôle du traitement des eaux, Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1967, 429 pages (Série de monographies n° 49). 8. WAGNER, E. G. et LANOIX, J. N. Approvisionnement en eau des zones rurales et des petites agglomérations, Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1961, 351 pages (Série de monographies n° 42). 9. FEACHEM, R. G. et al. Appropriate technology for water supply and sanitation. Health aspects of excreta and su/lage management: a state-of-the-art review. Washington, DC, Banque mondiale, 1980. 1O. WAGNER, E. G. et LANOIX, J. N. Evacuation des excreta dans les zones rurales et les petites agglomérations, Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1960, 196 pages (Série de monographies n° 39).

2. ASPECTS MICROBIOLOGIQUES 2.1 Qualité bactériologique de l'eau de boisson

2.1.1 Introduction

Les directives pour la qualité de l'eau constituent une base qui permet de juger si les approvisionnements publics en eau de boisson sont acceptables. Tout jugement basé sur des directives bactériologiques doit cependant tenir compte de la précision, de la validité et de la pertinence des méthodes de prélèvement. Il faut également prendre en considération les espèces d'agents pathogènes présents, la corrélation probable entre leur concentration et celles des différentes espèces qui servent d'indicateurs, ainsi que les possibilités et les limites des méthodes d'épuration des eaux. Les eaux brutes et les eaux traitées ont une qualité microbiologique différente. Dans l'idéal, l'eau de boisson ne devrait contenir aucun microorganisme pathogène et être exempte de toute bactérie indiquant une pollution par excréments. Pour s'assurer qu'un approvisionnement en eau de boisson satisfait à ces directives de qualité bactériologique, il est important d'analyser régulièrement des échantillons prélevés dans le but de rechercher des indicateurs de pollution fécale. Le principal indicateur bactérien recommandé à cet effet est constitué par l'ensemble du groupe des microorganismes coliformes. Bien qu'ils ne soient pas exclusivement d'origine fécale, les coliformes sont universellement présents en grandes quantités dans les matières fécales de l'homme et des animaux à sang chaud, ce qui permet de les déceler même après une dilution considérable. La détection de coliformes fécaux (thermotolérants), en particulier d'Escherichia coli, est la preuve indiscutable d'une pollution fécale. Les méthodes utilisées pour détecter et confirmer la présence de ces microorganismes ont été conçues pour démontrer une ou plusieurs des propriétés évoquées dans les définitions de travail suivantes, qui sont d'ailleurs plus pratiques que taxonomiques: Le terme «organismes coliformes» (coliformes total) concerne toutes les bactéries en bâtonnets, non sporulées, Gram négatives et capables de se développer en présence de sels biliaires ou d'autres agents à action de surface et présentant les mêmes propriétés inhibitrices de la croissance, c'est-à-dire des cytochrome-oxydases négatives et capables de faire fermenter le lactose à 35 ou 37 °C, en produisant de l'acide, du gaz et de l'aldéhyde en 24 à 48 heures. Les microorganismes qui possèdent les mêmes propriétés à une température de 44 ou 44,5 oc sont dit fécaux (thermotolérants). Ces coliformes fécaux, qui provoquent la fermentation du lactose et d'autres substrats convenables tels que le mannitol à 44 ou 44,5 oc en produisant de l'acide et du gaz, et qui forment aussi de l'indole à partir du tryptophane, sont

ASPECTS MICROBIOLOGIQUES

considérés comme des E. Coli probables. La confirmation peut en être apportée par un résultat positif du test au rouge de méthyle, par l'absence de production d'acétylméthylcarbinol et par leur incapacité à utiliser le citrate comme seule source de carbone.

Ces étapes de détection et de confirmation des coliformes doivent être considérées comme des éléments d'une séquence progressive. Ceux dont on a besoin pour tel échantillon particulier dépendent de la nature de l'eau considérée, des objectifs de l'examen et des possibilités du laboratoire. Des microorganismes indicateurs supplémentaires peuvent parfois être utiles pour déterminer l'origine de la pollution fécale et pour évaluer l'efficacité du procédé d'épuration de l'eau: ce sont, par exemple, les streptocoques fécaux et les clostridia réducteurs du sulfite. Lorsqu'on établit des directives pour la qualité bactériologique de l'eau de boisson, il faut tenir compte non seulement de l'origine de cette eau mais aussi du traitement, le cas échéant, ainsi que des modalités de livraison à l'usager et de la fréquence avec laquelle on devra procéder à des examens.

2.1.2 Valeurs indicatives

Les valeurs indicatives relatives à la qualité bactériologique données dans le Tableau 6 (page suivante) ne sont qu'un guide destiné à assurer la sécurité bactériologique des approvisionnements en eau de boisson, qu'elle soit distribuée ou non par un réseau d'adduction, ou encore en bouteille.

2.1.2.1 Eau distribuée sous canalisation

a) Eau traitée à l'entrée du réseau Un traitement efficace, s'achevant par la désinfection, doit fournir une eau exempte de coliformes, si polluée qu'ait pu être l'eau brute initiale. En pratique, cela signifie qu'il doit être impossible de mettre en évidence la présence du moindre coliforme dans un quelconque échantillon de 100 ml d'eau. Si un prélèvement s'écarte de cette valeur nulle, il faut procéder à une enquête immédiate portant à la fois sur l'efficacité de l'épuration et sur la méthode d'échantillonnage. Lorsqu'on désinfecte l'eau, il est important de mesurer régulièrement la concentration résiduelle du désinfectant et, si possible, de l'enregistrer en continu. Pour que la désinfection soit efficace, il faut que la turbidité soit aussi faible que possible, de préférence inférieure à une unité néphélométrique de turbidité (UNT). En outre, si l'on procède par chloration, le pH doit, de préférence, être inférieur à 8,0 et la durée de contact supérieur à 30 minutes, ce qui laisse un chlore libre résiduel de 0,2 à 0,5 mg/litre. La valeur résiduelle la plus élevée est souhaitable lorsque l'eau provient de sources non protégées.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Tableau 6. Valeurs indicatives concernant la qualité bactériologique M1croorgamsme Unité Valeur indicative Remarques

A. Avec adduction A. 1 Eau traitée prélevée à /"entrée du réseau cohformes fécaux nombre/1 00 ml

Cohformes

nombre/100 ml

turb1d1té < 1 UNT pour la désinfection au chlore, pH< 8 de préférence chlore libre rés1duel de 0,2 à 0,5 mg/1 après un m1mmum de 30 minutes de contact

A.2 Eau non traitée à /"entrée du réseau coliformes fécaux cohformes nombre/100 ml nombre/100 ml

0 0

Cohformes A.3 Eau prélevée dans le réseau cohformes fécaux cohformes

nombre/1 00 ml

dans 98% des échantillons examinés au cours de l'année, dans le cas des gros déb1ts et d'échantillons prélevés en nombre suff1sant occastonnellement, mais Jamats dans des prélèvements consécutifs

nombre/1 00 ml nombre/100 ml

0 0

cohformes

nombre/1 00 ml

dans 95% des échantillons examinés au cours de l'année, dans le cas de gros débits et d'échantillons prélevés en nombre suffisant occasionnellement, ma1s JamaiS dans des prélèvements consécutifs

B. Sans adduct1on cohformes fécaux cohformes nombre/1 00 ml nombre/1 00 ml

0 10 ne do1t pas se reprodUire fréquemment; s1 cene valeur s ·obt1ent fréquemment et que l'assainissement s'avère impossible - changer de source

C. Eau de bo1sson en bouteille cohformes fécaux coliformes nombre/1 00 ml nombre/1 00 ml

la source do1t être exempte de contamination fécale

O. ApproviSionnements de secours en eau potable cohformes fécaux cohformes nombre/100 ml nombre/1 00 ml

0 0

avertir le public de faire bou111ir l'eau au cas où l'on n'arrive pas à respecter les valeurs ind1cat1ves

b) Eau non traitée à l'entrée du réseau Il faut considérer comme souhaitable de désinfecter tous les approvisionnements en eau de boisson avant leur distribution sous canalisation. Les approvisionnements provenant de sources protégées et qui sont distribuées sans désinfection doivent être de la même qualité que l'eau de bois-

ASPECTS MICROBIOLOGIQUES

son désinfectée. L'eau qui pénètre dans le réseau de distribution sera considérée comme non satisfaisante si l'on décèle des coliformes dans un échantillon quelconque de 100 ml. On peut tolérer un maximum de 3 coliformes à titre occasionnel dans les prélèvements à condition (1) qu'il n'y ait aucun coliforme fécal, (2) que la source ait fait l'objet de prélèvements réguliers et fréquents et (3) que l'inspection sanitaire ait considéré que les captages et les réservoirs sont satisfaisants. Une recommendation supplémentaire s'applique aux grands débits: à aucun moment de l'année on ne doit relever la présence de coliformes dans 98% des échantillons prélevés de manière routinière, à condition qu'un nombre suffisant de prélèvements aient été analysés. Cette exigence ne s'applique pas aux petits approvisionnements, mais il faut également envisager d'augmenter la fréquence des prélèvements si les résultats relatifs aux coliformes ne sont pas satisfaisants. En outre, on ne doit pas déceler de coliformes dans deux échantillons successifs. Il faut également envisager d'utiliser des intervalles de temps inférieurs à l'année lorsqu'on évalue les résultats de ces examens. En cas de problèmes persistants, on entreprendra des recherches dans l'aire de captage pour localiser la source de pollution. Toutes les fois que les résultats de l'examen bactériologique ou ceux de l'inspection sanitaire indiquent que la source peut être sujette à pollution, même si la probabilité en est faible, il faut commencer à désinfecter par mesure de précaution. c) Eau à l'intérieur du réseau

Une eau potable à l'entrée du réseau peut se détériorer avant de parvenir au robinet du consommateur. Cela peut aussi bien se produire dans un approvisionnement chloré où le chlore libre résiduel a disparu que dans un approvisionnement non désinfecté. Le résultat sera le même. L'eau d'un système de distribution peut être contaminée sous l'effet d'interconnexions entre canalisations, de reflux, de fuites au niveau des branchements de service, de défectuosités dans les réservoirs et les citernes, d'avaries des bouches d'incencie, par la pose ou la réparation de canalisations ou par de mauvaises réparations des tuyauteries et installations domestiques. Une telle contamination peut être au moins aussi dangereuse que la distribution d'une eau insuffisamment traitée. L'idéal serait que tous les échantillons prélevés sur le réseau de distribution, y compris ceux effectués chez l'usager, soient exempts de coliformes. En pratique, cette exigence n'est pas toujours réalisable, d'où les recommandations suivantes pour l'eau des réseaux de distribution: Aucun coliforme fécal (thermotolérant) ne doit être détectable dans aucun échantillon de 100 ml. Aucun échantillon de 100 ml ne doit contenir plus de 3 coliformes. Si l'on en trouve, il faut au minimum procéder à un nouveau prélèvement, immédiatement de préférence mais jamais au-delà de 3 JOUrS.

En ce qui concerne les approvisionnements de gros débits : on ne

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

doit pas trouver de coliformes dans 95% des prélèvements de routine examinés à n'importe quel moment de l'année. Cette exigence ne s'applique pas aux petits réseaux, mais il faut envisager d'augmenter la fréquence des prélèvements si les résultats concernant les coliformes ne sont pas satisfaisants. On ne doit déceler de coliformes dans deux prélèvements consécutifs de 100 ml effectués au même endroit. Si l'on constate à plusieurs reprises la présence de coliformes ou s'ils apparaissent en grand nombre, on peut penser qu'il y a contamination et il faut prendre des mesures correctives immédiates, surtout en ce qui concerne le chlore résiduel. La nature de ces mesures dépendra des circonstances, mais il faut, au minimum, refaire des prélèvements. On ne peut considérer que le problème est résolu que si l'on en trouve la cause et si on l'élimine, ou si une série de prélèvements montre qu'il s'agissait d'une pollution temporaire. Il ne faut pas compter sur des essais de routine, même nombreux, pour déceler l'entrée par hasard dans le réseau d'une pollution provenant d'une interconnexion ou d'un reflux. En conséquence, tous les réservoirs doivent être couverts, une pression convenable doit être maintenue dans le réseau et il faut en permanence une teneur satisfaisante en chlore résiduel. Les installations de plomberie domestiques et l'équipement relié au réseau doivent être conformes à un modèle agréé. Il faut notamment vérifier que les branchements ne fuient pas et, bien que ce ne soit pas nécessairement du ressort du service des eaux, des instructions devront être données pour expliquer les effets de telles fuites sur la qualité et la quantité de l'approvisionnement en eau. Ces précautions sont importantes, car ce genre de défauts est à l'origine d'une forte proportion des maladies véhiculées par l'eau des réseaux de distribution. Lors de la pose ou de la réparation de conduites d'eau, il faut autant que possible protéger le réseau contre les pollutions accidentelles et il faut procéder, une fois les travaux achevés, au curage des canalisations par chasse et, si possible, à une désinfection. On effectuera des essais bactériologiques sur l'eau des conduites avant leur mise ou leur remise en service, pour s'assurer qu'on n'y trouve pas de microorganismes fécaux. Si ces tests bactériologiques ne sont pas satisfaisants, il faut recommencer à curer et à désinfecter. La détection de bactéries coliformes dans les réservoirs peut indiquer qu'il faut les réparer ou les nettoyer; on peut aussi être amené à procéder à une chloration d'urgence à la sortie des réservoirs. Les réservoirs de stockage doivent être munis de robinets adéquats pour éviter toute contamination pendant les prélèvements. La disparition imprévue des résidus de désinfectant indique qu'une pollution, peut-être d'origine fécale, a pu pénétrer dans le réseau. La disparition du chlore libre résiduel constitue une perte de protection et sa découverte doit entraîner une inspection sanitaire et un examen bactériologique immédiat. Chaque fois qu'il y a un doute sur la nature d'une pollution, surtout lorsqu'on ne trouve que des coliformes, on aura avantage à rechercher la présence d'indicateurs supplémentaires.

ASPECTS MICROBIOLOGIQUES

2.1.2.2 Approvisionnement sans adduction

Lorsqu'il n'est pas possible de fournir de l'eau aux consommateur par l'intermédiaire d'un réseau d'adduction et qu'il faut avoir recours à l'eau de puits, forages et sources, susceptibles de ne pas être naturellement purs, il peut être impossible de respecter les directives prévues pour les réseaux avec adduction. Dans de telles conditions, la désinfection n'est pas toujours possible, aussi souhaitable soit elle, et il faut s'en remettre aux inspections sanitaires et pas seulement aux résultats des examens bactériologiques. Tout doit être tenté pour éviter la pollution de l'eau. Il faut éliminer les sources les plus évidentes de contamination dans la zone de captage, en faisant particulièrement attention à ce que les excréments soient enlevés dans de bonnes conditions de sécurité {1). Les puits et les réservoirs doivent être protégés par un revêtement des parois et une couverture; il faut détourner les drainages superficiels et paver les alentours (2). Il faut interdire par des barrières l'accès des hommes et des animaux et concevoir un captage tel qu'il ne puisse pas se produire de pollution pendant que l'on tire de l'eau. L'eau provenant de telles sources d'approvisionnement risque de se détériorer encore pendant le transport ou le stockage avant d'être consommée. Les récipients utilisés devront être maintenus propres, être couverts et surélevés. Pour atteindre ces objectifs, il est fondamental de s'assurer la coopération de la collectivité locale, et il faut insister sur l'importance de l'éducation en matière d'hygiène sanitaire de base. Dans les hôpitaux ou les cliniques ainsi alimentés, le traitement de l'eau sous une forme ou sous une autre revêt une importance évidente. Sur le plan bactériologique, l'objectif doit être de réduire le nombre des coliformes à moins de 10 par 100 ml, mais il est encore plus important de veiller à l'absence de coliformes fécaux. Si l'on en trouve systématiquement, ou si l'inspection sanitaire fait apparaître des sources manifestes de pollution inévitable, il faut, dans la mesure du possible, rechercher une autre source d'approvisionnement. Il faut recourir le plus possible aux eaux souterraines protégées et au captage de l'eau de pluie, car ces ressources ont plus de chances d'être conformes aux directives pour la qualité de l'eau potable (3). Bien que les sources privées d'eau de boisson puissent échapper à la juridiction des autorités responsables de la santé publique et de l'approvisionnement en eau, elles doivent cependant fournir de l'eau de qualité suffisante pour être potable. Il faut donc encourager l'amélioration de ces ressources en faisant connaître les résultats des examens bactériologiques et ceux des enquêtes sanitaires. Un traitement partiel peut s'avérer nécessaire pour réduire la turbidité, même lorsque le nombre des coliformes est faible; d'autres critères de qualité peuvent également faire ressortir le besoin d'un traitement d'épuration. 2.1.2.3 Eau de boisson en bouteille

L'eau en bouteille doit être au moins aussi bonne que l'eau potable non embouteillée sur le plan bactériologique, et donc ne contenir aucun coli-

DIRECfiVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

forme. En outre, compte tenu de la sensibilité des très jeunes enfants et des vieillards à une infection éventuelle par Pseudomonas aeruginosa, il peut être nécessaire de traiter l'eau pour prévenir le développement de cet organisme. La source utilisée doit être exempte de toute pollution fécale. La mise en bouteilles, ainsi que le transport et le stockage qui s'ensuivent, ne doivent pas contaminer l'eau. La source d'eau doit donc être protégée; si un traitement est nécessaire, il doit être approprié et l'embouteillage exécuté dans- des conditions d'hygiène satisfaisantes. Lorsque la qualité du produit est insuffisante, il faut procéder à une inspection sanitaire de la source et de l'installation de mise en bouteilles. Il est à noter que ces directives ne concernent pas les eaux minérales, bien que les modalités d'embouteillage et les normes d'hygiène qui s'y rapportent soient également applicables à l'eau de boisson en bouteille et soient décrites ailleurs (4) en détail. 2.1.2.4 Approvisionnements de secours en eau potable

En cas d'urgence, il peut être nécessaire de modifier le traitement des sources d'eau existantes, ou de faire appel temporairement à d'autres sources (2). Il peut être indispensable d'accroître la désinfection à la source ou de rechlorer pendant la distribution. Dans toute la mesure du possible, on maintiendra le réseau sous pression continue, car tout défaut de pression peut aggraver considérablement le danger de contamination à partir de l'extérieur et donc le danger des maladies véhiculées par l'eau. Si la qualité ne peut pas être préservée, il faut prévenir les usagers qu'ils doivent faire bouillir l'eau. L'ébullition pendant au moins une minute au niveau de la mer d'une eau non trouble inactive les cellules végétatives des bactéries et des virus, ainsi que les kystes de Giardia. Si des véhicules munis de citernes servent à des livraisons en grandes quantités, il faut utiliser assez de chlore pour qu'une teneur résiduelle de 0,2 mg/1 subsiste au point de livraison (2). Avant usage, les citernes doivent être désinfectées ou nettoyées à la vapeur. L'utilisation temporaire de comprimés désinfectants à action lente pour l'eau du robinet doit être envisagée également s'il est prouvé que ces comprimés sont fiables. 2.1.3 Fréquence des prélèvements Il faut procéder à des examens fréquents et réguliers de l'eau de boisson, prélever très soigneusement les échantillons et effectuer les examens bactériologiques selon les indications données dans les présentes directives. La fréquence des prélèvements dépend de la qualité de la source, du traitement appliqué à l'eau, des risques de contaminations, des antécédents de l'approvisionnement et de l'importance de la population desservie. Lorsqu'elle s'accroît, la dimension et la complexité du réseau en font de même, tout comme les risques de contamination par interconnexion et par reflux. Une autre démarche consiste à faire dépendre la fréquence des prélèvements de la quantité d'eau fournie, mais cette méthode se prête moins

ASPECTS MICROBIOLOGIQUES

bien à l'emploi de directives internationales, car la consommation individuelle varie beaucoup d'un pays à l'autre, et cette façon de faire ne peut être recommandée pour les petits approvisionnements de faible volume. Il faut surveiller plus fréquemment les nouvelles sources afin de pouvoir observer la qualité dans différentes conditions météorologiques et climatiques. 2.1.3.1 Eau traitée à l'entrée du réseau

Toute source d'eau qui exige un traitement - y compris la désinfection - doit faire l'objet de vérifications quotidiennes de sa teneur en coliformes, de sa turbidité et de son pH au point d'entrée dans le réseau, car la menace de pollution à la source est permanente et la barrière que constitue le traitement doit être impénétrable. Il faut en outre mesurer fréquemment la concentration du désinfectant résiduel et, de préférence, l'enregistrer en continu. Toute détérioration constatée au niveau de la qualité ou de la protection doit provoquer une enquête immédiate, sans attendre le résultat des tests bactériologiques concomitants. 2.1.3.2 Eau à l'intérieur du réseau

Dans un réseau d'adduction, la contamination du système de distribution s'accroît avec la longueur des canalisations et le nombre des branchements domestiques. Il serait souhaitable de faire des prélèvements hebdomadaires, mais ce n'est pas toujours possible dans le cas des petits réseaux. La fréquence des prélèvements doit si possible être fixée par l'autorité nationale. On recommande les fréquences de prélèvements minimales suivantes, étalées régulièrement sur le mois : Population desservie moins de 5000 de 5000 à lOO 000 plus de lOO 000

Nombre minimal de prélèvement 1 par mois 1 par mois et par 5000 personnes 1 par mois et par 10 000 personnes

Il faut prélever une partie des échantillons à des endroits fixes, par exemple dans les stations de pompage et les réservoirs, ainsi que là où des prélèvements antérieurs avaient fait apparaître des problèmes. Les autres échantillons doivent être prélevés au hasard dans le réseau de distribution, notamment dans les bâtiments occupés par une population nombreuse comme les hôpitaux, les écoles, les édifices publics, les immeubles locatifs, les hôtels, les usines et autres lieux où existent de grandes possibilités de contamination par interconnexions et par reflux. Les fréquences indiquées plus haut doivent être considérées comme un minimum, l'objectif général étant d'accroître le programme de prélèvement, surtout en période d'épidémie, d'inondation, de cas d'urgence, ou à la suite d'interruptions de l'approvisionnement ou de travaux de réparation.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

2.1.3.2 Eau non traitée et approvisonnements sans adduction La qualité de l'eau variera selon la saison et la proximité des sources de pollution. La fréquence des prélèvements pour examens bactériologiques d'une eau donnée sera donc du ressort de l'organisme de contrôle approprié et dépendra des circonstances locales, notamment des résultats des enquêtes de salubrité.

2.1.4 Prélèvement, conservation et transport des échantillons destinés à l'examen bactériologique Il faut veiller à ce que les échantillons soient représentatifs de l'eau examinée, et qu'ils ne subissent aucune contamination accidentelle au cours du prélèvement. Il importe donc que les personnes chargées des prélèvements prennent conscience de la responsabilité que leur confère leur travail et qu'elles soient formées en conséquence. La plupart des échantillons seront prélevés aux robinets des stations d'épuration, des réservoirs, des maisons ou des lieux publics. Pour un bon échantillonage du réseau, les robinets domestiques et communaux, ainsi que les fontaines publiques, doivent être choisis avec soin. Les autorités sanitaires et les services des eaux doivent sélectionner des points de prélèvement en fonction d'un programme agréé. Les robinets désignés doivent être propres et branchés directement sur les conduites publiques. Il peut être nécessaire de procéder à des prélèvements supplémentaires pour surveiller les réservoirs qui alimentent les immeubles comportant de nombreux étages avec beaucoup d'occupants. Il ne faut pas utiliser des robinets dont la garniture fuit, car de l'eau provenant de l'extérieur du robinet pourrait contaminer l'échantillon. Les accessoires externes tels que filtres, brise-jet en matière plastique ou en caoutchouc, et autres dispositifs, doivent être démontés; il faut enfin laisser le robinet couler pendant au moins 1 minute pour être sûr que l'eau stagnante aura été chassée de la tuyauterie avant le prélèvement. Le passage du robinet à la flamme peut être considéré comme une option. Afin de réduire les difficultés que comportent les prélèvements chez des particuliers, les autorités responsables doivent envisager d'installer des robinets réservés aux prélèvements en certains points stratégiques du réseau. Pour l'examen bactériologique, les échantillons doivent être recueillis dans des bouteilles propres, stériles, en verre ou en matière plastique stérilisable, contenant 0,1 ml d'une solution à 1,8% de thiosulfate de sodium a par 100 ml de contenance, pour neutraliser le désinfectant résiduel éventuel. Cette quantité peut neutraliser au moins 5 mg/litre de chlore et convient pour les prélèvements de routine. Dans certaines circonstances particulières notamment dans les cas d'urgence, ou le chlore résiduel peut être plus abondant, il faut augmenter la quantité de thiosulfate. Il faut conserver les échantillons au frais et dans l'obscurité, de préférence vers 4 à 10 oc, et les apporter le plus vite possible au laboratoire, de préférence

ASPECTS MICROBIOLOGIQUES

moins de 6 heures après le prélèvement mais en tout cas dans les 24 heures. 2.1.5 Techniques de détection des coliformes On utilise essentiellement deux méthodes pour rechercher et dénombrer les coliformes dans l'eau: a) la fermentation en tubes multiples, dans laquelle des volumes d'eau déterminés sont ajoutés à des séries de tubes qui contiennent un milieu de culture liquide approprié et b) la technique de la membrane filtrante, à travers laquelle on fait passer des volumes d'échantillon déterminés (5-8). Ces deux méthodes présentent des avantages et des inconvénients et sont sujettes à variation statistique. Si elles ne donnent pas des résultats rigoureusement comparables, en raison notamment du fait que le dénombrement effectué sur la membrane ne fournit pas une indication directe de la production de gaz à partir du lactose, les deux méthodes donnent en pratique des informations comparables. 2.1.5.1 Méthodes de la fermentation en tubes multiples

Dans cette méthode, l'examen commence par une épreuve de présomption. Elle consiste à ensemencer avec des volumes déterminés de l'échantillon dilué ou non une série de tubes ou de flacons contenant un milieu de culture adéquat à base de lactose. Après incubation à 35 ou 37 oc pendant un certain temps on recherche la formation d'acide, de gaz ou des deux à la fois. On parle d'épreuve de présomption parce que la réaction positive observée peut provenir d'autres microorganismes ou de la combinaison d'organismes. Pour confirmer qu'il s'agit bien de coliformes, il faut procéder à des essais complémentaires avec un autre milieu de cultures sélectif. L'apparition de réactions faussement positives dépend à la fois de la flore bactérienne de l'échantillon d'eau analysé et du milieu de culture utilisé. En ensemençant un certain nombre de tubes à l'aide de volumes d'eau appropriés, on peut obtenir une estimation statistique du nombre le plus probable (MPN) de coliformes contenus dans un volume d'eau donné. On se base pour cela sur l'hypothèse que l'incubation sera suivie de croissance dans chaque tube ayant reçu un ou plusieurs coliformes viables. Si certains tubes donnent des résultats négatifs, on peut estimer le nombre le plus probable de coliformes dans l'échantillon original à partir du nombre de tubes donnant un résultat positif. On se sert pour cela de tables statistiques. Celles de l'annexe 2 donnent le nombre le plus probable de coliformes dans lOO ml de l'échantillon de départ pour différents résultats positifs et négatifs, ainsi que leurs limites de confiance à 95%. La méthode du MPN est une méthode par dilution en tubes multiples, utilisant des milieux de culture riches et qui est applicable à tous les genres d'eau. L'équipement nécessaire est relativement bon marché et peu spécialisé. Les réactions positives se lisent en général facilement et s'interprètent rapidement. Cette technique ne fournit cependant qu'une estimation du nombre des bactéries contenues dans les échantillons, et cette estimation est sujette à des erreurs intrinsèques considérables ce qui, d'ailleurs, n'em-

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

pêche pas cette épreuve de détecter une pollution. Comme on utilise des milieux de culture liquides, il faut repiquer sur milieu solide pour obtenir des cultures pures isolées avant d'entreprendre de différencier les coliformes des autres organismes. 2.1.5.2 Méthode de la membrane filtrante

Par cette méthode, on détermine le nombre des coliformes présents dans l'eau en filtrant un volume déterminé de l'échantillon, qui peut être préalablement dilué, à travers une membrane, généralement faite d'esters cellulosiques. Les bactéries présentes dans l'échantillon sont retenues à la surface de la membrane ou dans son voisinage; on place ensuite celle-ci, face vers le haut, sur un milieu approprié contenant du lactose et on met à incuber. Toutes les colonies qui se développent et produisent de l'acide ou de l'aldéhyde sont dénombrées soit comme coliformes présumés soit comme coliformes fécaux selon la température d'incubation. Comme il n'est pas possible de déterminer s'il y a ou non production de gaz sur les membranes, on admet que toutes les colonies qui produisent de l'acide ou de l'aldéhyde produisent aussi du gaz. D'ailleurs, les épreuves de confirmation appliquées ultérieurement à ces colonies démontreraient la formation de gaz comme le ferait une épreuve en présence de cytochrome-oxydase négative. On compte les colonies et les résultats sont exprimés en nombre d'unités génératrices de colonies dans 100 ml de l'échantillon d'origine. On met en général 2 membranes à incuber par échantillon, une à 3537 oc et l'autre à 44-44,5 oc. La méthode de confirmation est plus simple que dans la méthode de la fermentation en tubes multiples, car la température d'incubation plus élevée fournit plus rapidement une estimation directe du nombre des coliformes, ce qui permet de prendre sans retard les mesures qui s'imposent. Des problèmes peuvent cependant surgir avec certains échantillons. Bien que la méthode puisse théoriquement s'utiliser pour n'importe quelle eau, une forte turbidité obture les pores de la membrane avant qu'une quantité suffisante d'eau ait pu être filtrée. La méthode de la membrane filtrante est également inutilisable si la proportion des coliformes est faible en regard de celle d'autres microorganismes, dont la croissance risque de recouvrir la totalité de la membrane et de gêner, voire d'interdire, la croissance des coliformes. On peut modifier la technique pour récupérer des germes agressés ou endommagés parce qu'ils ont été, par exemple, exposés à des métaux lourds ou à des désinfectants. Une préincubation à des températures inférieures ou sur des milièux moins sélectifs peut améliorer la situation et amorcer la croissance avant que l'épreuve ne soit complétée sur des milieux plus sélectifs. Les principaux avantages de la méthode de la membrane filtrante sont des résultats plus rapides, une économie de matériaux, un moindre encombrement des incubateurs et un gain de temps par rapport à la méthode de la fermentation en tubes multiples. Dans certains cas, le prix des membranes peut limiter l'emploi local de cette méthode pour la surveillance de routine des approvisionnements en eau.

ASPECTS MICROBIOLOGIQUES

2.1.5.3 Méthodes rapides de détection des coliformes Les laboratoires de la plupart des services des eaux doivent être en mesure d'utiliser des méthodes rapides pour évaluer les qualités hygiéniques de l'eau en cas de défaillance des stations d'épuration, de rupture de l'intégrité du réseau, ou de catastrophes. L'une de ces méthodes ne nécessite qu'un équipement relativement simple qui donne des résultats dans les 8 heures. On a décrit une telle application pour les coliformes fécaux (9): il s'agit d'une méthode de la membrane filtrante qui utilise un milieu de culture lactose-mannitol légèrement tamponné soumis à une incubation de 7 heures à 41,5 oc. 2.2 Qualité virologique de l'eau de boisson

Pour être acceptable, l'eau de boisson ne doit contenir aucun virus transmissible à l'homme. On peut atteindre cet objectif a) en utilisant une source d'approvisionnement exempte d'eau usée et protégée contre la contamination fécale, ou b) en traitant convenablement une source d'eau sujette à la pollution fécale. On ne peut estimer de manière absolue la validité du traitement car ni les techniques de surveillance disponibles, ni l'évaluation épidémiologique ne sont assez sensibles pour permettre de conclure avec certitude à l'absence de virus. On admet cependant actuellement qu'une eau peut être considérée comme convenablement traitée si: la turbidité a pu être réduite à 1 UNT ou moins; la désinfection de l'eau a laissé au moins 0,5 mg/litre de chlore libre résiduel après un contact d'au moins 30 minutes à un pH inférieur à 8. Pour assurer un traitement adéquat, il faut remplir la condition relative à la turbidité avant celle qui concerne la désinfection, pour laquelle on peut d'ailleurs utiliser autre chose que du chlore, pourvu que l'efficacité soit au moins égale à celle de la chloration décrite ci-dessus. On a montré que l'ozone est très efficace contre les virus, surtout, dans de l'eau non polluée, si l'on maintient pendant 4 minutes une concentration résiduelle de 0,2 à 0,4 mg/litre. L'ozone est plus avantageux que le chlore pour traiter de l'eau chargée d'ammoniaque mais il n'est malheureusement pas possible d'entretenir une concentration résiduelle d'ozone dans le réseau (JO). Lorsqu'on dispose d'un équipement d'analyse virologique, il est souhaitable d'examiner l'eau brute et l'eau traitée pour déceler la présence éventuelle de virus (11). On en tirera des données de base pour évaluer les risques encourus par la population. Il faut utiliser une méthode de référence pour détecter des virus et évaluer leur concentration dans de grands volumes d'eau de boisson (de l'ordre de 100 à 1000 litres) (6).

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

2.3 Nature des valeurs indicatives 2.3.1 Valeurs indicatives bactériologiques Il y a quelques différences entre les entérovirus et les coliformes du point de vue de leur capacité de survie et peut-être de leur résistance à la chloration, mais il s'agit de variations biologiques plus clairement mises en évidence au laboratoire que dans la pratique des processus traditionnels d'épuration de l'eau. Des enquêtes sur le terrain portant sur la présence de virus dans l'eau de boisson et sur sa corrélation avec la mesure des coliformes totaux confirment que la connaissance du nombre limite de coliformes reste un moyen efficace pour surveiller la qualité bactériologique et virologique des approvisionnements en eau de boisson. Lorsque la chloration est utilisée, il a été démontré qu'il était possible d'obtenir une eau exempte de virus à partir de sources exposées à la pollution fécale si la concentration en chlore résiduel libre atteint au moins 0,5 mg/litre après un contact de 30 minutes au minimum à un pH inférieur à 8,0 et pour une turbidité égale ou inférieure à 1 UNT (unité néphélométrique de turbidité). Il est également souhaitable de maintenir dans le réseau une concentration en chlore libre résiduel de 0,2 à 0,5 mg/litre pour réduire le risque d'une reprise de la croissance microbienne et de donner une indication de l'absence de contamination après le traitement. Un nombre limité de coliformes n'assure nullement l'absence de Giardia lamblia et d'autres protozoaires intestinaux pathogènes dans l'eau traitée, à cause de leur extrême résistance au chlore lorsqu'ils sont à l'état de kystes ou d'œufs. On n'a pas encore élaboré de méthodes simples pour la détection de protozoaires pathogènes viables dans l'eau de boisson, et l'on ne dispose pas encore d'indicateur de rechange convenable. Bien que la numération totale des coliformes soit une mesure valable de l'efficacité avec laquelle le traitement de l'eau crée une barrière à la contamination bactérienne et virale, la validité de ce même nombre limite total de coliformes en tant que critère de qualité sanitaire pour l'eau non traitée sans adduction est mise en doute. Les coliformes ne proviennent pas uniquement des excréments des animaux à sang chaud, mais aussi des plantes et du sol. Comme les coliformes présents dans l'eau naturelle sont d'origines variées, le fait d'en trouver quelques uns, c'est-à-dire entre 1 et 10 par 100 ml, peut n'avoir qu'une importance sanitaire limitée, à condition qu'il n'y ait pas de coliformes fécaux. On a également la preuve que ces densités modérées de coliformes peuvent disparaître pendant les analyses de laboratoire, par suite de la prolifération excessive de populations bactériennes non coliformes, pouvant atteindre 1000 individus par ml. Dans de telles conditions, des approvisionnements en eau non traitée peuvent encore comporter des risques sanitaires non détectés pour les consommateurs. En limitant la numération bactérienne totale à 500 microorganismes par ml, on parviendrait à éviter les interférences au cours de la détection des coliformes et à restreindre les densités d'une vaste gamme d'organismes pathogènes «opportunistes», tout en améliorant le goût et l'odeur. La recherche des coliformes fécaux renseignerait de manière plus

ASPECTS MICROBIOWGIQUES

spécifique sur la contamination fécale, mais certains indices suggèrent que les coliformes fécaux peuvent s'éteindre plus rapidement dans l'eau souterraine que certains organismes entéropathogènes. 2.3.2 Incertitudes relatives aux valeurs indicatives Alors que les valeurs indicatives bactériologiques constituent une base de référence valable poùr la surveillance des approvisionnements en eau d'assurer une protection acceptable de la santé publique, elles ne garantissent pas l'absence totale de certains germes pathogènes et leur usage a été contesté à l'occasion. Pour obtenir des données de laboratoires significatives, il est essentiel de respecter strictement les modalités appropriées d'échantillonnage, d'en recueillir soigneusement un volume adéquat, de le transporter rapidement au laboratoire, de procéder tout aussi rapidement aux opérations en veillant à la qualité des épreuves et, enfin, d'évaluer les résultats sans tarder. Chacune de ces étapes joue un rôle extrêmement critique dans la détermination de la qualité bactériologique de l'eau examinée, quelles qu'en soient la provenance ou la qualité. 2.3.2.1 Dispersion microbienne

La dispersion dans l'eau de boisson des bactéries indicatrices et pathogènes est rarement aléatoire. Dans les approvisionnements non traités, la pollution fécale peut fluctuer en fonction des écoulements dûs aux orages ou de la vitesse de pénétration des eaux domestiques usées dans le sol. Dans les eaux traitées, la contamination peut résulter d'une turbidité excessive, de défauts dans les méthodes de désinfection, d'interconnexions ou de pertes de pression dans les conduites. En outre, des variations brutales de pression peuvent déloger les bactéries de leurs sites de colonisation dans les limons et les sédiments qui adhèrent aux parois des conduites et provoquer des fluctuations totalement imprévisibles des concentrations de ces microorganismes. Les populations bactériennes contenues dans un échantillon d'eau doivent être remises en suspension uniforme avant l'analyse d'une fraction de l'échantillon. Les échantillons de turbidité excessive, caractéristiques des eaux superficielles non traitées, peuvent nécessiter un brassage de 30 secondes à faible vitesse pour acquérir une homogénéité raisonnable. Faute de cette uniformité de la densité bactérienne, les résultats des essais seront aléatoires. 2.3.2.2 Limites de confiance

Le nombre le plus probable (MPN) obtenu par la méthode de la fermentation en tubes multiples pour la détection des coliformes ne constitue qu'une estimation du nombre des bactéries présentes dans un échantillon quelconque. Par exemple les limites de confiance à 95% pour une série de

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

3 numérations effectuées en parallèle sur des fractions d'échantillon de 10 ml, 1 ml et 0,1 ml se traduisent, avec le MPN, par des valeurs représentant 0,2 à 4 fois la densité réelle, alors qu'avec 5 numérations en parallèle effectuées dans une série de ces 3 mêmes dilutions, on obtient des valeurs comprises entre 0,3 et 3 fois cette densité. Chaque fois qu'une estimation est donnée, il est également possible que le résultat réel dépasse ces valeurs dans 5% des cas en moyenne. On peut donc considérer, en pratique, la limite supérieure comme représentant le nombre maximum de coliformes susceptibles d'être contenus dans l'échantillon. Les mêmes estimations quantitatives s'appliquent aussi à tous les autres indicateurs bactériens utilisés dans la technique des tubes multiples. La méthode de la membrane filtrante permet la formation de colonies discrètes, qu'il est possible de dénombrer directement. Ces valeurs doivent cependant aussi être considérées comme des estimations, bien qu'elles ne soient pas susceptibles d'erreurs aussi graves que celles de la méthode du MPN. Des mesures en parallèle portant sur un échantillon fractionné ne donneront pas la même valeur numérique. Par exemple, si la densité réelle des coliformes dans un échantillon d'eau est de 100, les cultures en parallèle produites par l'analyse de fractions égales de l'échantillon selon la méthode de la membrane filtrante ont des chances de donner des chiffres compris entre 78 et 124. Pour des numérations inférieures à 20 coliformes, la marge statistique calculée sera plus grande. A titre indicatif, les limites de confiance à 95% pour la densité réelle d'une colonie prise sur la membrane iront de 5,6 à 0,025 organismes par volume d'échantillon; pour une numération exacte de 5 organismes la fourchette serait de 11,7 à 1,6 (5). Ces divergences entre les limites de confiance de la méthode des tubes multiples et celles de la membrane filtrante montrent deux choses: a) des différences statistiques risquent d'apparaître dans les résultats individuels fournis par les deux méthodes et b) l'accroissement de la fréquence des prélèvements réduit l'éventualité d'une distorsion statistique des résultats due aux limites des méthodes employées.

2.4 Surveillance

Une surveillance efficace de la qualité bactériologique de l'eau de boisson nécessite une fréquence de prélèvement, soigneusement étudiée sur la base de nombreux facteurs parmi lesquels la qualité de l'eau brute, le traitement (ou son absence), l'alimentation continue ou non par un réseau de distribution (ou la présence d'un seul point de ravitaillement de la collectivité), et le maintien à long terme de l'intégrité du réseau de distribution. Il faut choisir avec beaucoup de soin les points de prélèvement d'échantillons des approvisionnements avec adduction, car l'examen d'un seul échantillon ne peut rien indiquer de plus que les conditions régnant au moment du prélèvement en un point précis du système. Il faut en outre être conscient des problèmes que posent le prélèvement correct et le transport rapide des échantillons de petits réseaux éloignés jusqu'à un labora-

ASPECTS MICROBIOLOGIQUES

taire agréé. Pour toutes ces raisons il est nécessaire que les directives concernant la surveillance de la qualité microbiologique de l'eau de boisson soient étudiées attentivement par les autorités nationales et locales et ajustées aux conditions locales de l'hygiène publique. 2.4.1 Modèle de fréquence des prélèvements

Les échantillons prélevés sur un réseau de distribution doivent être représentatifs des conditions microbiologiques qui y règnent. Il n'est malheureusement pas toujours possible d'atteindre cet objectif parce que les microorganismes sont rarement dispersés au hasard dans les conduites, et qu'il y a des variations de débit causées par des variatons de la demande. Si une contamination provenant de l'extérieur se produit dans une conduite principale de grand diamètre, elle se retrouvera dans plusieurs secteurs et apparaîtra dans plus d'un échantillon prélevé. Si, en revanche, la contamination se produit dans une conduite de faible section, la pollution n'apparaîtra que dans des secteurs limités du réseau desservis par cette dérivation. La détection irrégulière de coliformes à proximité de réservoirs surélevés et de bornes fontaines résulte souvent d'une inversion du sens de l'écoulement qui peut se produire à différents moments de la journée. Il faut donc disposer de programmes de prélèvement bien conçus qui permettent de détecter rapidement les contaminations, de surveiller de façon adéquate la qualité de l'eau et de déceler les tendances qui se manifestent dans les données recueillies. Comme il n'est pas possible d'obtenir un grand nombre d'échantillons prélevés simultanément en tous points du réseau, on procède à des prélèvements périodiques dont les résultats accumulés fournissent des moyennes mensuelles, avec les limites de confiance ou la portée des valeurs tirées de chaque échantillon. Malheureusement, le système des moyennes mensuelles ne convient pas aux petits réseaux, où l'on ne peut souvent prélever qu'un ou deux échantillons par mois. Pour de tels approvisionnements, il est souhaitable, pour arriver à une évaluation plus fiable, de faire appel à toutes les données bactériologiques recueillies au cours des 3 derniers mois. L'utilisation de moyennes mensuelles (ou trimestrielles) revient à donner la même importance à toutes les valeurs relevées, contrairement à l'utilisation d'une valeur médiane ou d'une moyenne géométrique de l'ensemble des valeurs. Lorsqu'on détecte des coliformes dans un échantillon d'eau de boisson, les autorités locales doivent ordonner des prélèvements plus nombreux pendant le mois en cause. Si cette découverte est vraiment un cas isolé, l'accroissement du nombre des prélèvements pourra abaisser la moyenne jusqu'à la limite acceptable définie par les règlements. Une telle découverte doit aussi mettre en garde les autorités contre la possibilité d'une contamination microbienne intermittente de l'approvisionnement en eau. Répéter les prélèvements est certes essentiel, mais il importe tout autant de revoir immédiatement les méthodes d'épuration, sans oublier d'examiner les problèmes potentiels au niveau du système de distribution. -

DIRECfiVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

2.4.2 Précision exigée en matière d'analyse 2.4.2.1 Volume des échantillons Le volume des échantillons doit être suffisant pour permettre la détection des organismes indicateurs à des concentrations inférieurs aux valeurs indicatives recommandées et la fréquence des prélèvements doit être telle qu'il soit possible de calculer une densité moyenne sur une certaine période de temps. Pour l'eau de boisson, les résultats des essais doivent normalement faire apparaître l'absence de coliformes dans des fractions de 100 ml analysées par la technique de la membrane filtrante ou dans 5 fractions de 10 ml chacune analysées par la méthode de la fermentation en tubes multiples. La différence entre les volumes utilisés n'est pas scientifiquement justifiable, mais reflète l'usage habituel. Peu de laboratoires utilisent des fractions de 100 ml dans la méthode des tubes multiples à cause des problèmes posés par la préparation, la manipulation et l'incubation de bouteilles assez grandes pour contenir des cultures de 100 ml d'échantillon. Il serait meilleur, d'un point de vue statistique, d'examiner des échantillons plus importants, par exemple de 200, 500 ou 1000 ml, qui garantiraient une plus grande précision et réduiraient le risque de laisser passer une faible densité de coliformes. L'absence de coliformes fécaux dans un échantillon de 100 ml n'assure nullement l'absence d'entérovirus, de bactéries, de protozoaires ou d'helminthes pathogènes, qui peuvent être présents en assez petites quantités pour n'être décelables qu'à l'analyse d'échantillons beaucoup plus volumineux de la même eau. Recommander l'emploi de plus gros échantillons toutes les fois que c'est possible augmenterait certainement la sensibilité générale. Cela permettrait de mesurer la réduction du nombre des coliformes résultant de l'application de désinfectants à des concentrations voisines de celles qui sont nécessaires pour lutter contre les virus véhiculés par l'eau. 2.4.2.2 Garantie de qualité Il faut certes utiliser des méthodes normalisées de surveillance de la qualité de l'eau, mais de nombreux facteurs peuvent influer sur la précision de ces méthodes, qu'il s'agisse de la qualité des milieux bactériologiques, de la pureté des réactifs, des performances du matériel, de l'espace disponible dans le laboratoire, ainsi que de la présence de personnel qualifié. Les contrôles de qualité doivent comporter la vérification quotidienne du pH des milieux ainsi que de leur stérilité, de la température des incubateurs et de la stérilité de la verrerie et des bouteilles utilisées pour le traitement des échantillons. Il faut procéder deux fois par an à un contrôle de la pureté de l'eau distillée utilisée pour préparer les milieux de culture, les réactifs et les dilutions d'échantillons. Une fois par an, des échantillons de référence préparés à partir d'eau naturelle, doivent être confiés pour analyse à chacun des laborantins, pour mettre leur compétence à l'épreuve.

ASPECTS MICROBIOLOGIQUES

Lorsqu'un laboratoire change de méthodes ou de milieux de culture, il doit recueillir pendant plusieurs mois un nombre suffisant de données comparatives à partir d'une large variété d'échantillons d'eau de qualité variable. Ces données doivent être soumises à l'autorité compétente, qui peut approuver les nouvelles procédures à condition que leur sensibilité et leur sélectivité soient au moins aussi bonnes que celles des méthodes traditionnelles. 2.4.3 Eau distribuée sous canalisation Comme le principal risque de contamination de l'eau distribuée sous canalisation est celui d'une éventuelle contamination au moment de la distribution et non à la station d'épuration, la fréquence des prélèvements dépendra essentiellement de l'étendue du réseau. Il faut adopter la même fréquence de prélèvement que l'eau soit désinfectée ou non, car les risques de pollution extérieure sont les mêmes dans les deux cas. Les prélèvements doivent être répartis de manière régulière sur le mois et avoir lieu de préférence une fois par semaine au moins. Ce n'est cependant pas toujours possible pour les réseaux de faibles dimensions dans des régions reculées. Les fréquences de prélèvement recommandées doivent être considérées comme des minima, l'objectif global étant de les accroître, surtout en période d'épidémie, d'inondation, dans les cas d'urgence ou après une interruption temporaire de l'approvisionnement normal, ainsi qu'après une réparation. Il faut noter que l'intervalle entre des prélèvements sucessifs doit être très court quand la population desservie dépasse 100 000 habitants et que les prélèvements doivent être très nombreux dans tous les secteurs du réseau de distribution. Même pour des collectivités de moins de 5000 habitants, un examen mensuel de l'eau peut s'avérer insuffisant. 2.4.4 Eau non traitée sans adduction On ne peut garantir la qualité de l'eau que par des mesures de surveillance de la pollution, par la protection des aires de captage, par des enquêtes sanitaires et par un examen bactériologique régulier susceptibles d'avertir très tôt de toute dégradation de cette qualité. Il s'agit en général de petits systèmes qui peuvent être situés dans des zones reculées, où le prélèvement d'échantillons n'est possible qu'une fois par mois ou par trimestre. Avec moins d'un examen par mois, on ne disposera que d'un nombre insuffisant de données historiques permettant d'évaluer la fiabilité de la source. Il est particulièrement important de déterminer la qualité microbiologique de cette eau pendant les périodes de pluie, quand le ruisellement des orages peut entraîner une pollution fécale sur toute l'étendue du bassin de drainage. Il est alors souhaitable d'accroître la fréquence des prélèvements pour déterminer l'importance du problème et la nécessité de mesures d'urgence, qui peuvent consister notamment à avertir la popula-

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

tion de faire bouillir l'eau, à appliquer des mesures d'épuration simples ou à utiliser un approvisionnement de secours assurant une eau de meilleure qualité. 2.4.5 Eau en bouteille La qualité initiale de toute eau en bouteille dépend de la qualité de la source et des conditions sanitaires de sa mise en bouteille. Une contamination survenant lors de la mise en bouteille ou du stockage peut être due à un mauvais assainissement de l'usine ou à des récipients malpropres. Si la source est exposée à une contamination fécale, le traitement de l'eau devra comporter un système efficace de filtration et de désinfection garantissant que le produit est exempt de protozoaires et d'helminthes pathogènes. La surveillance systématique de l'eau en bouteille est un important problème de santé publique, surtout dans les zones où l'usage en est fréquent. Il faut analyser ce type d'eau de boisson à une fréquence mensuelle qui dépend du volume de la production et les prélèvements doivent se faire tant à la source que sur le produit en bouteille. Si les analyses prouvent que l'eau n'est pas conforme aux normes pour l'eau de boisson, il faut renouveler les prélèvements et procéder à une enquête sanitaire pour déterminer l'origine de la contamination et les mesures à prendre pour éliminer les dangers de pollution fécale.

2.4.6 Eau potable de secours Les approvisionnements de secours peuvent être constitués par d'autres sources nécessitant un traitement parce que de qualité inférieure, ou par des quantités limitées d'eau stockée de bonne qualité et réservée aux périodes de sécheresse ou d'autres désastres. Il est difficile de disposer pendant longtemps d'une eau de secours de bonne qualité. Il faut choisir au départ la meilleure qualité possible afin de réduire les dangers d'origine microbienne et il faut prendre des précautions pour éviter la contamination lors du remplissage des récipients de stockage ou des citernes mobiles. Il est recommandé en outre de désinfecter l'eau emmagasinée avant sa distribution, par précaution contre sa pollution éventuelle pendant la période de stockage. La surveillance de l'eau de secours doit comporter des inspections mensuelles de réservoirs pris au hasard pour rechercher les fuites et contrôler l'évaporation, ainsi qu'un examen bactériologique semestriel de 2, 3 ou 4 réservoirs par zone de stockage quand les réserves se composent respectivement de 1 à 100, de 100 à 1000 ou de 1000 à 5000 réservoirs. Les tonneaux ou les citernes ayant subi des pertes d'eau ou situés dans des zones malpropres ou inondées seront lavés à grande eau pour éliminer toute trace de dépôts et de débris, puis remplis d'eau de bonne qualité et traitée au chlore pour rétablir un résidu de chlore libre, équivalent de préférence à 10 mg/litre.

ASPECTS MICROBIOLOGIQUES

Il faut prévoir des approvisionnements de rechange pour les cas d'urgence et il convient de les choisir sur la base d'une enquête sanitaire. Il faut procéder à une analyse rapide des polluants critiques, microbiens ou chimiques, ainsi que des contaminants radiochimiques pendant les périodes d'humidité et de sécheresse. Si l'on ne dispose pas d'un recueil historique de données, la décision d'utiliser une source de remplacement doit s'accompagner d'instructions relatives à l'application de traitements appropriés, spécialement de la chloration, si l'eau doit circuler dans le réseau existant. Si la distribution se fait sans adduction, il faut avertir la population de la nécessité de faire bouillir l'eau de boisson. 2.4.7 Rassemblements importants - approvisionnement temporaire en eau potable C'est l'autorité locale qui doit fixer la quantité adéquate d'eau saine qu'il faut fournir au nombre attendu de visiteurs pendant la période considérée. En raison du risque que se déclare une épidémie massive d'une maladie d'origine hydrique, il faut maintenir un excès de chlore libre dans l'eau et protéger les réservoirs. Pendant toute la période considérée, il faut un effort intense de surveillance, comprenant des examens bactériologiques quotidiens et des mesures fréquentes du chlore résiduel, toutes les 2 heures environ. Il faut faire immédiatement des annonces publiques concernant la nécessité de faire bouillir l'eau de boisson si la chloration n'a pas été faite ou si les résultats bactériologiques ne sont pas satisfaisants. La qualité de l'approvisionnement supplémentaire devra être examinée au point de vue bactériologique et chimique par les autorités sanitaires à intervalles d'une semaine pendant les 30 jours qui précèdent la date du début de l'événement en cause (11). 2.5 Mesures correctives Si les niveaux bactériologiques sont dépassés, il faut alerter sans tarder les fonctionnaires chargés de préserver la qualité de la source ainsi que de veiller à l'efficacité de l'épuration et à l'intégrité du réseau de distribution, pour que des mesures soient prises. Différents niveaux d'action sont recommandés selon la gravité de la contamination biologique. 2.5.1 Eau distribuée sous canalisation 2.5.1.1 Eau non traitée à l'entrée du réseau de distribution

Les approvisionnements provenant de sources protégées et qui sont distribués sans avoir été désinfectés doivent présenter la même qualité que l'eau de boisson désinfectée. Pour des raisons pratiques, la présence exceptionnelle de coliformes (dans 2% au maximum de tous les échantillons analysés sur une période de 12 mois) peut être tolérée dans les eaux non

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

traitées qui pénètrent dans les systèmes de distribution. Cependant, si plusieurs échantillons successifs se révèlent contenir des coliformes, il faut effectuer une enquête sanitaire pour identifier la source de pollution de l'eau de surface ou inspecter le site du puits qui recueille l'eau souterraine pour déceler une éventuelle pénétration intempestive d'eau usée d'origine domestique. Si l'état bactériologique se révèle à plusieurs reprises insuffisant, il faut entreprendre la chloration ou avertir la population qu'elle doit faire bouillir l'eau de boisson jusqu'à nouvel avis. 2.5.1.2 Eau à l'intérieur du système de distribution L'idéal serait que tous les échantillons prélevés sur le réseau, y compris au domicile du consommateur, soient exempts de coliformes. En pratique, cet objectif n'est pas toujours réalisable. On peut accepter la présence accidentelle (dans 5o/o ou moins des échantillons examinés sur 12 mois) de 3 coliformes au maximum par 100 ml d'eau, mais il faut procéder à un nouveau prélèvement au même endroit pour confirmer - ou infirmer le résultat initial. Une telle constatation indique en outre la nécessité d'une surveillance accrue du désinfectant résiduel dans le réseau de distribution. Si des prélèvements répétés suivis d'analyses confirment la persistance d'une faible densité de coliformes, il faut procéder à une enquête spéciale sur le processus d'épuration et sur le réseau de distribution pour déterminer l'origine de ce phénomène. Il faut rechercher l'éventualité de défaillances du traitement, de contamination du réseau et du développement de colonies microbiennes persistantes dans les tuyauteries. On peut souvent diminuer l'importance de ces colonies en procédant à des curages par chasse réguliers. Quand le nombre de coliformes excède 3 pour 100 ml dans des échantillons successifs prélevés sur le système de distribution, ou lorsqu'on décèle un ou plusieurs coliformes fécaux par échantillon de 100 ml, il faut immédiatement augmenter la chloration pour obtenir une concentration de chlore libre résiduel de 0,2 à 0,5 mg/litre dans toutes les sections du réseau. Il faut immédiatement revoir les méthodes d'épuration et chercher à déterminer si des polluants extérieurs n'ont pas pénétré dans le réseau. Une fois le défaut repéré, il importe de prendre immédiatement les mesures qui s'imposent. Si les analyses bactériologiques continuent à faire apparaître une moyenne supérieure à 3 coliformes par 100 ml, ou supérieure à 1 coliforme fécal par 100 ml il faut avertir la population de faire bouillir l'eau de boisson jusqu'à nouvel avis, ou de recourir à un approvisionnement de secours agréé. 2.5.2 Approvisionnement sans adduction Comme la contamination par les coliformes a des origines très diverses (excréments d'animaux à sang chaud, contenu intestinal d'animaux à sang froid, sol, plantes), leur apparition à des densités modérées de 1 à 10 germes par 100 ml d'eau naturelle, peut n'avoir que peu d'importance sur le

ASPECTS MICROBIOLOGIQUES

plan samtatre. Cependant, si l'impossibilité d'atteindre cette norme de qualité persiste, et surtout si l'on y retrouve régulièrement des coliformes fécaux, il faut épurer l'eau avant qu'elle soit consommée ou chercher une meilleure source d'approvisionnement en eau de la collectivité. 2.6 Coût-utilité L'amélioration de l'approvisionnement en eau et de l'assainissement peut avoir des retombées considérables au niveau de l'amélioration de la santé. La nature involontaire des risques associés à la consommation d'eau de boisson et l'importance que peuvent prendre d'éventuelles épidémies de maladies véhiculées par l'eau incitent généralement le public à accepter et à appuyer des mesures appropriées d'épuration de l'eau. 2.6.1 Décisions concernant le traitement en fonction du rapport coûtutilité Toutes choses égales d'ailleurs, on choisira le processus d'épuration le moins coûteux. Mais lorsque le processus le moins cher comporte un degré inacceptable de risque, un système plus coûteux peut en réalité se révéler plus rentable. Il devra dans ce cas être choisi, si l'on dispose du personnel technique qualifié pour la station d'épuration. La désinfection est le meilleur moyen d'éliminer les agents pathogènes viraux et bactériens, le désinfectant le plus utilisé dans de nombreux pays étant le chlore. En présence de protozoaires et de métazoaires parasites (Amibes, Giardia, helminthes, etc.) il faut compléter la désinfection par une floculation et une filtration bien réglées afin de faire disparaître les kystes ou les vers et leurs œufs. La prédominance du chlore dans l'arsenal de désinfection provient essentiellement du fait qu'il est facilement disponible, bon marché, aisé à manipuler et à mesurer. Si les avantages de la désinfection pour lutter contre les bactéries ne suscitent guère d'objection, on a récemment découvert que des composés halogénés organiques se formaient par réaction du chlore avec certains produits organiques présents dans certaines eaux, et les risques de ces composés pour la santé, ont stimulé la recherche d'un désinfectant de remplacement et d'une technique d'utilisation modifiée. Si un désinfectant ou une combinaison de désinfectants doit remplacer le chlore, le coût-utilité sera un élément important du choix. 2.6.2 Analyse de coût-utilité des laboratoires de surveillance La fréquence de la surveillance microbiologique repose sur l'hypothèse que tous les habitants de la collectivité utilisent en permanence l'eau du réseau. Comme cette fréquence est généralement liée à l'importance de la population, les réseaux qui desservent des grandes agglomérations sont généralement beaucoup mieux surveillés que ceux des petites collectivités. L'analyse des données suggère que pour les stations d'épuration petites ou moyennes équipées d'un laboratoire, l'accroissement du nombre des pré-

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

lèvements (au dessus du minimum requis) fournit non seulement des données de surveillance plus précises, mais accroît également la rentabilité du laboratoire. En matière de surveillance microbiologique, le rapport coût-efficacité le plus faible dépend des techniques bactériologiques utilisées, qu'il s'agisse de l'incorporation sur gélose, de la membrane filtrante ou de la méthode de fermentation en tubes multiples pour déceler la contamination fécale et les variations indésirables de la qualité de l'eau de boisson. L'analyse des coûts montre que l'incorporation sur gélose est moins chère à l'unité que les deux autres méthodes qui sont, en revanche, plus précises et plus rentables lorsqu'il s'agit d'évaluer quantitativement la contamination fécale. L'identification des souches bactériennes dans les populations d'indicateurs peut être utile pour dépister une source de pollution, mais revient trop cher pour une utilisation de routine. L'accent est mis sur la sélection des indicateurs de pollution et sur la rapidité de l'essai, plutôt que sur la recherche directe d'éléments pathogènes déterminés. On peut pratiquer quelques essais spécifiques à un coût raisonnable dans un laboratoire ordinaire, mais d'autres analyses, telles que la recherche de virus, ne peuvent être effectuées que dans des laboratoires spécialisés et coûtent relativement cher. BIBLIOGRAPHIE 1. FEACHEM, R. G. et al. Appropriate technology for water supply and samtatwn. Health aspects of excreta and sul/age management: a state-ofthe-art review. Washington DC, Banque mondiale, 1980. 2. RAJAGOPALAN, S. et SHIFFMAN, M. A. Mesures d'hygzène szmples contre les maladies intestinales. Genève, OMS, 1975. 3. Compte-rendu de l'Atel!er Global sur la technologie appropriée en matière d'eau et d'eau usée pour les pays en développement, La Haye. Centre international de référence pour l'alimentation et l'assainissement des collectivités, 1973. 4. CONSEIL DES COMMUNAUTÉS EUROPÉENNES. Directive du Conse1l N° 80/777/CEE du 15 juillet 1980 sur le rapprochement des lois des États Membres relatives à l'exploitation et à la commercialisation des eaux minérales naturelles. Journal officzel des Communautés Européennes N° L 229: 1-10 (1980). 5. DEPARTMENT OF HEALTH AND SOCIAL SECURITY. The bacteriological examination ofwater supplies. Londres, Her Majesty's Stationery Office, 1969. (Reports on Public Health and Medical Subjects No. 71). 6. AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION. Standard methods for the examination ofwater and wastewater, 15th ed. Washington DC, APHA, 1980, 1134 pages. 7. UNION DES RÉPUBLIQUES SOCIALISTES SOVIÉTIQUES. {Norme d'Etat pour toute /'Union. Méthodes d'analyse sanitaire bactériologzque des eaux de boisson.] Moscou, GOST 28963v3, 1973. 8. CONSEIL D'ASSISTANCE ÉCONOMIQUE MUTUELLE. [Méthodes unifiées de contrôle sanitaire et bactérzologique des eaux.] Bad Elster, 1979, 362 pages. 9. REASONER, D. J. et al. Rapid seven-hour faecal coliforrn test. Applied and environmental microbiology, 38: 229-236 (1979). 10. Les virus humains dans l'eau, les eaux usées et le sol. Série de Rapports Techniques de l'OMS, N° 639, 1979 [Rapport d'un groupe scientifique de l'OMS]. 11. SUESS, M. J. Ed. Examen de l'eau pour la lutte antipollutwn, Oxford, Pergamon Press, pour le Bureau régional de l'OMS pour l'Europe 1982, Vol. 3. 12. SALVATO, J. A. Jr. Guide d'hygiène dans les établissements touristiques, Genève, Orgamsation mondiale de la Santé, 1977.

3. ASPECfS BIOLOGIQUES 3.1 Protozoaires

Les espèces de protozoaires connues pour avoir été transmises par ingestion d'eau de boisson contaminée sont notamment: Entamoeba histolytica (qui provoque l'amibiase), Giardia spp et, plus rarement, Balantidium coli. Ces organismes peuvent s'introduire dans un approvisionnement en eau par contamination fécale humaine et, quelquefois, animale. 3.1.1 Recommandations

L'eau de boisson ne doit pas contenir de protozoaires intestinaux pathogènes. 3.1.1.1 Approvisionnements sous canalisations et sans adduction Les données disponibles sur E. histolytica et sur Giardia indiquent que ces organismes résistent beaucoup mieux que les bactéries et les virus à l'inactivation par le chlore (1). La chloration, avec les teneurs résiduelles et les durées de contact recommandées pour les bactéries et les virus, peut donc ne pas fournir une protection adéquate contre la transmission de ces agents par l'eau de boisson. Les coliformes ne constituent pas un bon indicateur pour Giardia ni pour E. histolytica dans l'eau traitée, en raison de la résistance accrue de ces protozoaires à l'inactivation par le désinfectant. Dans de l'eau non désinfectée, la présence d'indicateurs bactériens peut faire penser à celle de protozoaires pathogènes mais, comme il n'existe pas d'indicateur fiable de la présence ou de l'absence de protozoaires pathogènes, il faut utiliser autant que possible des sources d'eau de boisson exemptes de contamination fécale. 3.1.1.2 Eau de boisson en bouteille Les recommandations pour de tels approvisionnements sont identiques à celles qui ont été faites au sujet des bactéries au chapitre précédent (pages 23-24). En outre, si la source est exposée à une contamination fécale, le traitement de l'eau en bouteille doit comporter un système efficace de filtration pour assurer l'élimination des protozoaires pathogènes. 3.1.1.3 Approvisionnements de secours en eau de boisson Les recommandations pour de tels approvisionnements sont identiques à celles qui ont été faites au sujet des bactéries au chapitre précédent (page 41

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

24). Comme pour l'eau en bouteille, une filtration est exigée si la source est exposée à une contamination fécale. 3.1.2 Surveillance continue

On ne dispose pas actuellement de méthodes normalisées pour déceler les protozoaires pathogènes dans l'eau dans le cadre d'un programme de surveillance continue. On connaît des procédés de recherche utilisant la concentration des kystes par microfiltration et des techniques d'identification microscopiques et/ou par culture (2), mais on n'en recommande l'usage qu'en liaison avec des études épidémiologiques concomitantes portant sur des situations d'épidémie ou d'endémie. Cependant, les méthodes actuellement disponibles ne sont pas efficaces. Les techniques de concentration ne sont pas reproductibles. L'identification des organismes dans des échantillons concentrés est difficile et, au moins pour Giardia spp, on ne peut déterminer ni la viabilité ni l'origine des kystes décelés. En outre, il n'est pas possible de faire des recommandations quant à la fréquence des prélèvements. 3.1.3 Mesures correctives

On peut protéger les approvisionnements provenant d'eau souterraine en se conformant aux usages établis en matière de technique sanitaire pour la construction et l'entretien des captages. Quand la contamination fécale est probable ou inévitable, une forte proportion des protozoaires pathogènes peut être éliminée par filtration sur lit de diatomées, par filtration sur sable avec coagulation et sédimentation, ou par filtration lente sur sable. On a parfois incriminé l'eau filtrée sous pression et désinfectée au chlore lors d'épidémies de giardiase véhiculée par l'eau: il faut donc prendre des précautions particulières au niveau du processus de traitement lorsque l'eau brute est susceptible d'être contaminée par des protozoaires intestinaux, surtout si la concentration de désinfectant résiduel est faible. Lorsque des maladies se déclarent à la suite de l'ingestion d'eau de boisson contaminée par des protozoaires intestinaux, l'ébullition de l'eau peut constituer un moyen efficace pour inactiver Giardia, Entamoeba histolytica et Escherichia coli. Il faut essayer de repérer et d'éliminer les sources de contamination. Il importe également de repérer et de corriger les défauts de l'épuration et du réseau de distribution en procédant à une enquête sanitaire. 3.2 Helminthes

Dans leur phase infectieuse, de nombreux vers parasites ronds ou plats peuvent être transmis à l'homme par l'eau de boisson. Une seule larve à maturité ou un seul œuf fertilisé peut entraîner l'infection, et il est évident que l'eau de boisson ne doit pas contenir de telles phases. Cependant, la voie hydrique est relativement peu importante, sauf pour Dracunculus

ASPECTS BIOLOGIQUES

medinensis (ver de Guinée) et pour les schistosomes humains, qui constituent le danger essentiel des approvisionnements sans adduction. Bien qu'il existe des méthodes permettant de détecter ces parasites, elles ne conviennent absolument pas à une surveillance de routine (3).

3.2.1 Recommandations Dracunculus peut être responsable d'une importante morbidité dans les populations rurales. Il est transmis par des copépodes d'eau douce comme Cyclops, qui constituent un stade intermédiaire obligatoire. Un seul copépode contenant une seule larve suffit à infecter un sujet humain avec Dracunculus: l'eau potable doit donc être exempte de telles larves. Cellesci atteignent les copépodes à la suite de l'éclatement des cloques qui se forment sur les membres d'un individu parasité. Des larves provenant des jambes, par exemple, sont entraînées dans les puits ouverts et les mares. Les parasites infectent l'individu qui a ingéré le copépode. Comme l'eau est le seul moyen de transmission, on peut éradiquer l'infection en protégeant efficacement la source. Les schistosomes parasites de l'homme, Schistosoma mansoni (Afrique et Amérique du Sud), S. haematobium (Afrique et Asie occidentale), S. japonicum (Asie orientale), et S. intercalatum (Afrique) ont tous des escargots aquatiques pour hôte intermédiaire. Après s'être développées dans les escargots, les larves appelées cercaires émergent et peuvent pénétrer dans la peau ou les muqueuses buccales de toute personne en contact avec l'eau infectée ou qui en boit. Lorsque la transmission met en cause les approvisionnements en eau, il s'agit d'un problème d'absence d'adduction ou d'eau de surface non traitée. La consommation d'eau n'a que peu d'importance, car l'essentiel de la transmission se fait par d'autres modes de contact avec l'eau pendant la baignade. On a observé la transmission de nombreux autres helminthes par ingestion d'eau, en particulier, Ascaris lumbricoïdes, Trichuris trichiura, Strongyloïdes stercoralis, et Ancylostoma duodenale. Dans les zones où ces parasites sont endémiques, la voie de l'eau peut cependant revêtir moins d'importance.

3.2.2 Surveillance continue La dracunculose (infection par le ver de Guinée) est un problème qui touche les petits approvisionnements sans adduction (par exemple puits ou réservoirs non couverts), dont la surveillance régulière est souvent impossible. Face à une telle situation, il faut étudier la fréquence de l'affection chez l'homme et recueillir des copépodes à l'aide de filets à plancton ou d'autres récipients afin de les examiner au microscope pour déceler les larves du parasite. Il ne s'agit pas d'une mesure à appliquer systématiquement. La détection de cercaires de schistosome dans l'eau est un processus que ne permet pas la surveillance de routine. On peut procéder à la concentration des cercaires par filtration ou les déceler en immergeant des petits

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

rongeurs, puis en laissant passer le temps nécessaire à la croissance des parasites et en procédant ensuite à leur dissection. Lorsqu'elles sont recueillies sur des filtres de papier, de fibre de verre, ou d'acétate, les cercaires tendent à se déformer et l'identification de l'espèce n'est pas fiable, bien que l'on ait mis au point plusieurs procédés de coloration différentielle. Il est plus commode de rechercher des hôtes vertébrés convenables et de déterminer leur taux d'infestation. Lorsqu'une épidémie éclate, ou simplement en cours de recherche, on peut extraire par filtration les œufs et larves d'helminthes tels qu'Ascaris et les identifier au microscope, mais ces façons de procéder ne sont pas utilisables pour des examens de routine, ce que d'ailleurs la fréquence de la contamination de l'eau ne justifie pas. 3.2.3 Mesures correctives Compte tenu du mode de transmission de Dracunculus, protéger la source est le meilleur moyen de prévention. Il suffit souvent que les puits soient entourés d'une margelle qui évacue les eaux de drainage vers l'extérieur, mais il est bien préférable de les munir d'un couvercle et d'une pompe. En cas d'urgence, on peut tuer les copépodes infectés en introduisant dans les puits des granules de temephos (Abate) à des doses permettant de détruire les larves d'insectes. Puisqu'une seule cercaire de schistosome suffit pour déclencher la maladie il ne doit pas y en avoir dans l'eau de boisson. Faute de méthode permettant une surveillance de routine, il faut s'en remettre aux mesures préventives s'il y a un risque sérieux de contamination. Les cercaires vivent moins de 48 heures à l'état libre, ce qui permet donc d'affirmer qu'une eau stockée plus longtemps sera saine. Il est d'ailleurs probable qu'un stockage de 24 heures réduira déjà considérablement les risques d'infection. La filtration lente sur sable, correctement pratiquée, éliminera la majorité des cercaires, tandis qu'une désinfection au chlore laissant une teneur résiduelle libre de 0,5 mg/litre pendant 1 heure tuera les cercaires des schisostomes humains. La meilleure solution est toutefois d'utiliser une source ne contenant pas d'escargots hôtes et qui ne soit pas exposée à une contamination fécale. L'infection peut provenir d'un seul œuf fécondé, ou d'une larve à maturité, ou d'une cercaire enkystée d'autres helminthes, comme Ascaris. Ces parasites doivent donc être absents de l'eau de boisson, et la meilleure façon pour qu'il en soit ainsi est de protéger la source de toute contamination fécale. S'ils réussissent à gagner l'eau brute, il seront éliminés pour la plupart par filtration lente sur lit de sable, mais tous sont relativement résistants à la chloration, surtout Ascaris. On a habituellement recours à une protection générale des sources d'approvisionnement pour limiter le problème des helminthes dans l'eau de boisson et les actions spécifiques doivent dépendre des résultats d'études épidémiologiques locales. Le choix des sources et les méthodes courantes de traitement recommandées pour les protozoaires s'appliquent aussi à la prévention de la

ASPECfS BIOLOGIQUES

transmission des helminthes par l'eau en bouteille. La schistosomiase peut constituer l'un des dangers de l'eau tirée de sources impropres aux approvisionnements de secours, mais la chloration à l'aide de comprimés ou l'ébullition peuvent la rendre saine.

3.3 Organismes libres

Les organismes libres qui peuvent se trouver dans les approvisionnements en eau sont notamment des champignons, des algues, des protozoaires libres, des cladocères, des copépodes et des macroinvertébrés tels que des nématodes, des chironomidés et des escargots. Ces organismes peuvent avoir une importance sanitaire en tant que vecteurs d'organismes pathogènes ou parce qu'ils produisent des toxines. On sait, par exemple, que certaines algues bleues libèrent des toxines ou peuvent être toxiques si elles sont ingérées. Les effets néfastes pour la santé qui résultent de l'absorption d'une eau contenant de tels organismes ne sont pas courants, mais on connaît des cas de gastro-entérites dues à ces algues. Lorsqu'il s'avère que des algues bleues posent des problèmes dans des réservoirs, il faut prendre des mesures appropriées pour prévenir et combattre ces phénomènes. Les problèmes sanitaires causés par ces organismes ont plus de chances de se manifester là où sont utilisés des approvisionnements non traités mal épurés, ou dont la source n'est pas protégée. Toutefois, les problèmes les plus fréquents associés à ces organismes sont les perturbations qu'ils provoquent dans le traitement de l'eau, ainsi que leurs effets sur la couleur, la turbidité, le goût et l'odeur de l'eau de boisson prête à être consommée. Ainsi, par exemple, des concentrations élevées d'algues dans l'eau brute peuvent entraîner l'obstruction des filtres, engendrer des problèmes de saveur et d'odeur, augmenter la demande en chlore et, par voie de conséquence, les concentrations de composés organiques halogénés susceptibles d'avoir des répercussions au niveau de la santé publique. De nombreux organismes libres peuvent s'installer dans les systèmes de distribution de l'eau et provoquer des plaintes s'ils apparaissent aux robinets des usagers. L'infestation par des asellotes (Asellus) et des larves de chironomidés (chironomus) n'est nullement exceptionnelle. 3.3.1 Recommandations

Il est souhaitable que ces organismes libres soient absents de l'eau de boisson. Il n'est pas possible, pour l'instant, de recommander des valeurs indicatives en raison de l'insuffisance des données qui permettraient d'établir un lien entre la quantité de ces organismes libres et certains effets sanitaires spécifiques. L'identification de ces organismes et la détermination de leur abondance (4) dans les eaux brutes sont importantes pour la gestion des ressources en eau et leur traitement; ils existe des méthodes permettant de connaître ces données.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

3.3.2 Surveillance continue On dispose de méthodes adéquates pour recueillir et analyser les organismes libres qui vivent dans les approvisionnements en eau (2). 3.3.2.1 Échantillonnage

Les populations d'algues et d'autres microorganismes peuvent varier considérablement d'un jour à l'autre, tant du point de vue des espèces qui les composent que de leur abondance. La biomasse microbienne et sa composition par espèces doivent donc faire l'objet de déterminations fréquentes si l'on veut que les données recueillies puissent être utilisées efficacement pour modifier les processus d'épuration de l'eau, pour contrôler les goûts et les odeurs et pour détecter des concentrations nocives de microorganismes dans les eaux traitées. 3.3.2.2 Biomasse La taille, la forme et le volume des différentes algues sont très variables et leur numération ne permet pas à elle seule d'estimer avec précision la quantité de matière organique (biomasse) représentée par chaque espèce. On évalue habituellement la biomasse en mesurant la superficie de l'image de l'algue, son volume cellulaire ou sa teneur en chlorophylle.

3.3.3 Mesures correctives On peut lutter dans la plupart des cas contre les concentrations de microorganismes libres en protégeant les sources, en réduisant ou en prévenant les concentrations élevées de substances nutritives, en utilisant des algicides et en épurant l'eau convenablement, notamment par coagulation, sédimentation, filtration et désinfection, ainsi qu'en couvrant et en protégeant les réservoirs de stockage de l'eau prête à la consommation. On ne trouve d'algues toxiques en quantités significatives que dans les eaux superficielles, alors que les copépodes se rencontrent aussi bien dans ces eaux de surface que dans les puits. On a constaté que la filtration sur lit de sable élimine efficacement ces organismes, mais qu'elle ne retient pas les toxines des algues, qui peuvent d'ailleurs subsister même après coagulation à l'aluminium, filtration et chloration. Ces toxines ne sont pas éliminées non plus par le charbon actif aux concentrations généralement utilisées pour l'épuration de l'eau. Dans les réseaux de distribution par canalisation, les animalcules indésirables peuvent être éliminés par curage par chasse et, dans certains cas, en maintenant pendant plusieurs jours une concentration en chlore libre résiduel de 2 à 3 mg/litre, puis en appliquant une concentration de pyréthrine de 0,005 à 0,01 mg/litre pendant deux jours. La durée de l'application peut varier selon l'état des canalisations et la quantité de pyréthrine absorbée. Il faut mesurer la concentration de ce produit dans l'eau courante qui sort du réseau pour être sûr de sa présence. Il faut normalement

ASPECTS BIOLOGIQUES

imprimer une grande vitesse à l'eau pour éliminer les microorganismes collés aux parois des tuyaux et on n'y arrive dans certain cas qu'au moyen de mousse de polyuréthanne ou d'injections d'air. Il faut interdire l'accès de l'eau stockée à domicile aux moustiques vecteurs de maladies qui pourraient s'y reproduire. BIBLIOGRAPHIE 1. HOFF, J. C. Disinfection resistance of Gtardia cysts: origins of current concepts and research in progress. In: Jakubowsk.i, W. & Hoff, J. C., ed. Waterborne transmission of giardiasis, Cincinnatti, Ohio, US Environmental Protection Agency, 1979 (EPA - 600/9-79-001). 2. AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION, Standard methods for the exammation of Water and wastewater, !5th ed., Washington, DC APHA, 1980, 1134 pp. 3. CONSEIL D'ASSISTANCE ÉCONOMIQUE MUTUELLE. [instructiOnS méthodiques pour les études helmintholog1ques des objets de l'environnement et mesures sanitaires pour la prévention de la contamination par les œufs d'helminthe et la décontamination des égouts, du sol, des légumes, des frulfs et des objets ménagers]. Moscou, 1976. 4. CONSEIL D'ASSISTANCE ÉCONOMIQUE MUTUELLE. [Méthodes unifiées d'analyse de la qualité de l'eau, III Partie, Méthodes d'analyse biologique de l'eau]. Moscou, 1976.

4. ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES 4.1 Introduction

Les méthodes très élaborées dont dispose actuellement la chimie analytique permettent une détermination plus spécifique des nombreux constituants de l'eau de boisson que ce n'était possible il y a dix ans, particulièrement en ce qui concerne la fraction organique. Ceci est d'autant plus important que les progrès de la technologie moderne entraînent l'utilisation et le rejet de quantités de plus en plus grandes de produits chimiques, tant organiques que minéraux, avec les dangers qui en résultent pour l'eau de boisson. Le présent chapitre donne des valeurs indicatives pour des constituants chimiques potentiellement dangereux de l'eau de boisson, ainsi que pour des substances et des caractéristiques physiques qui affectent les qualités organoleptiques de l'eau de boisson. 4.1.1 Effets des polluants chimiques sur la santé

Les risques des produits chimiques toxiques pour la santé sont différents des risques microbiologiques. Il est fort peu probable qu'une substance quelconque puisse isolément donner lieu à un problème sanitaire aigu, sauf dans des circonstances aussi exceptionnelles qu'une pollution massive de l'approvisionnement en eau. D'ailleurs, l'expérience prouve qu'un tel accident rend l'eau imbuvable pour des raisons évidentes de goût, d'odeur et d'aspect. Les problèmes posés par les constituants chimiques proviennent essentiellement de leur aptitude à provoquer des effets nocifs au bout de longues périodes d'exposition; les poisons cumulatifs et les carcinogènes sont à cet égard particulièrement préoccupants. Il existe des preuves directes ou indirectes que toutes les substances pour lesquels on a recommandé des valeurs indicatives sont susceptibles d'avoir des effets néfastes et qu'elles peuvent être présentes dans l'eau. Il faut considérer comme un principe intangible de la protection de la santé publique que l'exposition aux substances toxiques doit être aussi faible que possible. Les valeurs indicatives recommandées indiquent les concentrations tolérables, mais il ne faut pas les interpréter comme des objectifs à atteindre en matière de qualité de l'eau. Plusieurs des éléments inorganiques pour lesquels on a recommandé des valeurs indicatives sont essentiels à la nutrition de l'homme. On n'a pas tenté de définir une concentration minimale souhaitable de ces substances dans l'eau de boisson. Les valeurs indicatives représentent les concentra48

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

tions qui ne doivent pas être dépassées pendant de longues périodes à cause des risques potentiels de leur ingestion en quantités excessives. Aucune des substances organiques pour lesquelles des valeurs indicatives sont recommandées n'a de propriété bénéfique connue. 4.1.2 Base des valeurs indicatives Lorsqu'on établit des valeurs indicatives, le but est de définir ce que doit être la qualité d'une eau consommable en toute sécurité par quiconque pendant toute sa vie. Les présentes directives ont été établies en connaissance de cause sur la base de différents facteurs, parmi lesquels: a) des critères scientifiques définissant des relations dose-réponse pour certains substances, b) des données analytiques relatives à la fréquence et à la concentration de substances que l'on rencontre couramment dans l'eau de boisson, c) l'application potentielle de mesures techniques convenables pour éliminer ou réduire la concentration des substances contenues dans l'eau de boisson.

Les preuves de la toxicité de différents constituants chimiques de l'eau de boisson ont été passées en revue et l'on s'est efforcé, selon les cas: de fixer des valeurs indicatives pour ces substances; de fournir une brève justification (logique) des valeurs choisies; de fournir une documentation séparée donnant les informations sanitaires utilisées pour la détermination des valeurs indicatives; de fournir des données concernant l'application des directives à chaque groupe de substances. 4.1.3 Réserves relatives à la fixation des valeurs indicatives De nombreuses raisons font qu'il est difficile de fixer des valeurs indicatives applicables aux constituants chimiques de l'eau et, parmi elles: certains désaccords quant à la pertinence, la validité et l'acceptabilité des données scientifiques; certains problèmes d'extrapolation des données toxicologiques de l'animal à l'homme, surtout si l'on tient compte des doses relativement élevées souvent utilisées en expérimentation animale et des doses très faibles trouvées dans l'eau de boisson; l'incertitude à propos des proportions de la dose totale absorbée, qui proviennent respectivement de l'air, de l'eau, de la nourriture et d'autres sources (par exemple d'une exposition professionnelle). Les données disponibles suggèrent que tous les constituants chimiques pour lesquels des valeurs indicatives ont été recommandées peuvent engendrer des problèmes sanitaires dans certaines circonstances. Ces données proviennent en général d'études de toxicité sur l'animal ou de mesures réelles sur des gens au travail. Cependant, les effets nocifs sur la santé ont généralement été dosés à des doses plus élevées que celles auxquelles

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

se trouvent exposés les consommateurs d'une eau qui ne contient les mêmes substances qu'à l'état de traces. Les études épidémiologiques n'ont qu'une utilité limitée lorsqu'il s'agit d'établir des relations de cause à effet pour les constituants chimiques trouvés dans de l'eau de boisson. Ainsi, par exemple, plusieurs de ces études, ont été consacrées à la relation entre les substances organiques présentes dans l'eau de boisson et l'accroissement du risque de cancer, mais elles n'ont livré aucun résultat concluant qui soit utilisable pour évaluer les risques liés à telle ou telle substance organique se trouvant dans l'eau de boisson. 4.1.3.1 Extrapolation à l'homme de résultats obtenus sur l'animal

Pour nombre des substances considérées, les études de toxicité sur des animaux de laboratoire ont pour but de faire des prévisions quantitatives en ce qui concerne l'homme. Le point a été fait récemment sur les limites, la précision et la fiabilité de ces prévisions (1, 2). Dans la plupart des cas, la pathogenèse de l'empoisonnement est la même pour l'homme et pour l'animal, les différences de réaction de la part des diverses espèces étant plus quantitatives que qualitatives, en raison des différents taux d'absorption, d'excrétion et de détoxication. Pour une substance chimique donnée l'homme se révèlera plus sensible que l'animal de laboratoire; pour d'autres ce sera le contraire. 4.1.3.2 Extrapolation à des doses faibles

Les données de laboratoire (et celles qui concernent des gens examinés sur leur lieu de leur travail) mettent en jeu des expositions telles que des effets nocifs se manifestent relativement fréquemment. Outre les incertitudes que comporte l'extrapolation de l'animal à l'homme, l'étude de la contamination de l'eau, exige d'extrapoler à partir d'un domaine de doseréponse connu à des doses très inférieures, pour lesquelles ou ne dispose pas de confirmation expérimentale de l'allure de la courbe de dose-réponse. On surmonte traditionnellement ce problème en élaborant des modes opératoires basés sur l'application de «facteurs de sécurité». Pour obtenir une dose journalière admissible (DJA) pour l'homme, dans les programmes internationaux relatifs aux additifs alimentaires et à la fixation de tolérances pour les résidus de pesticides dans la nourriture, on se contente de diviser par un facteur, généralement 100, la dose non-nocive établie pour l'animal (ou pour l'homme, lorsqu'elle existe). L'utilisation de ces coefficients de sécurité (connus aussi sous le nom de facteurs d'incertitude) a été critiquée dans la mesure où le niveau de nonnocivité dépend de la taille du groupe d'animaux concerné, et où l'on ne tient pas compte de la pente de la courbe dose-réponse. Il est évident qu'un facteur assurant une marge de sécurité acceptable pour une substance caractérisée par une courbe dose-réponse de pente relativement forte donnera une marge de sécurité moindre si la courbe est plus plate.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

Cependant, la principale critique formulée à l'encontre de l'utilisation de facteurs de sécurité est suscitée par l'hypothèse de l'existence d'un seuil en dessous duquel il n'y aurait pas d'effet néfaste. L'existence d'un tel seuil de toxicité a fait l'objet de nombreuses discussions. Dans certains cas, l'existence de phénomènes de détoxication métabolique, de mécanismes de réparation et de processus d'élimination plaide en faveur d'un tel seuil, tandis que dans d'autres, il semble qu'une seule molécule chimique soit capable de déclencher un processus capable de conduire progressivement à un effet néfaste observable, ce qui signifierait qu'il n'y a pas de seuil si cette molécule peut atteindre le récepteur approprié. De nombreux scientifiques estiment désormais que les substances mutagènes, ou celles qui peuvent provoquer des affections néoplasiques, doivent être traitées comme s'il n'existait pas de seuil. Selon le concept de l'absence de seuil, la sécurité ne peut être assurée que lorsque le niveau d'exposition est égal à zéro. On a mis au point un certain nombre de modèles mathématiques afin de prévoir le risque potentiel associé à un degré d'exposition donné. Il faut souligner qu'aux faibles doses d'exposition, les techniques qui essaient d'estimer le risque qui s'ajoute à un risque de base, nécessitent l'ajustement d'un modèle particulier de dose-réponse aux résultats expérimentaux obtenus sur des animaux à l'intérieur de la gamme des «effets observables» puis l'extrapolation à la gamme de faibles doses auxquelles on s'intéresse. Les différences entre les diverses méthodes proposées proviennent de différences entre les hypothèses de base concernant le mécanisme d'action, ainsi que de la forme de la courbe dose-réponse. L'utilisation de modèles mathématiques différents peut entraîner de grandes différences dans l'appréciation des risques. 4.1.3.3 Carcinogènes

Les carcinogènes suscitent un intérêt particulier depuis quelques années en raison de l'importance que l'on reconnaît de plus en plus aux facteurs de l'environnement dans l'apparition du cancer, mais aussi à cause de la difficulté d'estimer l'importance relative des effets à long terme et des risques directs immédiats que comporte par exemple un approvisionnement en eau inadéquat, les dangers de maladies provoquées par une désinfection insuffisante ou inexistante, etc. Divers modèles d'extrapolation ont été proposés (J); il en résulte des variations considérables, selon le modèle choisi des doses calculées pour provoquer une réaction très faible. Pour faciliter les politiques sanitaires, on a estimé les risques carcinogènes à faibles doses à partir de données recueillies sur l'animal, en utilisant la méthode par étapes adoptée aux États-Unis par L'Environmental Protection Agency pour les constituants chimiques considérés comme carcinogènes (4). Cette manière de faire peut tout au plus être considérée comme une estimation grossière du risque de cancer. Si la relation dose-réponse réelle n'est pas linéaire, le modèle peut sous-estimer ou surestimer les risques réels. On admet cependant que cette technique donne des niveaux recommandés plus réalistes que ceux que

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

l'on déduit de l'utilisation de facteurs de sécurité, mais il faut les considérer avec prudence, en raison des incertitudes qu'ils comportent. Dans l'avenir, une meilleure connaissance du mode d'action des substances chimiques intéressées devrait fournir une base plus solide pour déterminer la technique de modélisation à utiliser. Des valeurs indicatives ont été recommandées pour un certain nombre de substances chimiques carcinogènes ou soupçonnées de l'être, sur la base d'un modèle d'extrapolation linéaire par étapes. Les valeurs indicatives citées dans ce document reposent sur le choix d'un risque acceptable de moins d'un cas supplémentaire de cancer par 100 000 personnes, en retenant l'hypothèse d'une consommation quotidienne de 21 d'eau de boisson pour un sujet de 70 kg. Le risque de cancer lié à d'autres concentrations de ces substances peut être aisément calculé. 4.1.3.4 Répartition de l'absorption

L'eau de boisson n'est pas la seule source d'exposition à la plupart des substances chimiques pour lesquelles des valeurs indicatives ont été établies. Dans bien des cas, l'ingestion avec l'eau de boisson est peu de chose à côté de la quantité qui pénètre dans l'organisme avec la nourriture et l'air. Il est admis que l'évaluation des effets des constituants inorganiques sur la santé doit tenir compte de toutes les voies d'absorption (air, nourriture et eau) lorsqu'il s'agit de déterminer la part qui revient à l'eau de boisson. Cela pose parfois des problèmes en raison du manque d'informations relatives à la disponibilité biologique des contaminants présents dans les produits alimentaires. On n'a cependant pas tenu compte d'autres sources d'exposition dans le cas de substances chimiques dont l'action carcinogène suscite la préoccupation majeure et pour lesquels les directives ont été basées sur des techniques d'extrapolation à des doses faibles afin de faire correspondre la valeur indicative recommandée au risque accru de cancer. L'accroissement du risque dû à l'air, à la nourriture, à l'activité professionnelle etc. s'ajoutera à celui qui provient de l'eau de boisson. Pour ce qui est des pesticides, leur situation est un peu particulière, puisque la DJA a déjà été «épuisée)) lorsqu'on a fixé les tolérances pour les résidus de pesticides dans les aliments. D'autre part, on en trouve fréquemment des quantités mesurables dans l'eau de boisson (bien qu'en général à des concentrations très faibles). C'est la raison pour laquelle les valeurs indicatives attribuées aux pesticides présents dans l'eau de boisson ne représentent généralement que 1% au maximum de la DJA. Ce chiffre est considéré comme acceptable car tous les aliments ne contiendront pas de pesticides à la teneur maximale tolérée. 4.2 Constituants minéraux importants sur le plan sanitaire

Une série de documents de travail consacrés aux effets sur la santé de 37 constituants minéraux de l'eau de boisson ont été étudiés pour fixer des

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

Tableau 7. Constituants minéraux susceptibles d'être importants sur le plan san1ta1re Valeur indtcative Document de base rédigé Aspects organoleptiques à constdérer x x x x x x x x x x x x x x x x x

Constituants

Aucune actton exigée

alumtntum am tante anttmoine

argent arsentc baryum beryllium bore cadmium

chrome cobalt CUIVre

cyanures dureté calctum et magnéstum étain fer ferrocyanures fluorures lithtum magnéstum manganèse mercure

x x x x

x x x x x x x x x x x x x x x x x x

molybdène nickel nttrates nttntes plomb séléntum sodtum tellure thallium thiocyanates tttane tungstène uramum

vanadtum zmc

valeurs indicatives applicables aux substances inorganiques indésirables dans l'eau de boisson (tableau 7). 4.2.1 Valeurs indicatives

Sur la base des données concernant les 37 constituants minéraux présents dans l'eau de boisson, il a été décidé de ne recommander pour le moment des valeurs indicatives que pour 9 d'entre eux (tableau 8) et les données utilisées sont résumées à la section 4.2.2.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Tableau 8. Valeurs indicatives concernant des constituants minéraux importants sur le plan sanitaire Constituant Valeur 1nd1cat1ve (mg/litre)

arsemc cadmium chrome cyanures fluorures mercure nitrates (N) plomb sélémum

0,05 0,005 0,05 0,1 1,5. 0,001 10 0,05 0,01

a Les valeurs 1nd•cat1ves peuvent vaner en fonction des cond1t1ons chmat1ques et de la consommation d'eau

Cette section explique aussi brièvement les raisons pour lesquelles il n'a pas été possible de recommander des valeurs indicatives pour 7 autres constituants de la liste qui font actuellement l'objet d'un débat. Huit des constituants du tableau 7 pourraient avoir un effet indirect sur la santé, bien qu'ils ne constituent pas directement une préoccupation sanitaire, parce qu'ils agissent sur les qualités organoleptiques de l'eau. Ces substances seront abordées plus loin, sous le titre «Qualité de l'eau de boisson: aspects organoleptiques (p. 79). 4.2.2 Résumé des éléments de preuve utilisés pour fixer les valeurs indicatives 4.2.1 Arsenic

Si l'on se base sur des données relatives à la santé humaine, une concentration de 50 J..Lg d'arsenic par litre n'a pas d'effet nocif pour l'homme. On a tenté d'estimer le risque de cancer résultant de l'absorption de faibles doses d'arsenic, mais il est très incertain. A une concentration d'arsenic de 50 J..Lg/litre, la part de l'eau représente environ la moitié ou les deux tiers de la dose totale. Lorsque l'amimentation contient très peu d'arsenic, l'eau peut contribuer dans une proportion encore plus importante à la dose totale. L'arsenic présent dans l'eau de boisson est la source principale d'arsenic inorganique. On recommande une concentration de 0,05 J..Lg/litre comme valeur indicative. 4.2.2.2 Amiante

On dispose d'une excellente documentation sur les dangers de l'exposition professionnelle aux fibres d'amiante contenues dans l'air. Des études épidémiologiques semblent indiquer que l'inhalation prolongée d'amiante augmente aussi l'incidence du cancer de l'appareil digestif, mais on ne sait

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

pas s'il s'agit d'un effet systémique ou du résultat de la déglutition de fibres inhalées. Les effets néfastes des fibres d'amiante avalées n'ont pas été déterminés. Des études actuellement en cours devraient permettre une estimation plus complète du danger résultant de l'ingestion de l'amiante, mais les données actuellement disponibles sont insuffisantes pour permettre de déterminer si une valeur indicative est nécessaire. 4.2.2.3 Baryum Il n'existe aucune preuve solide que les concentrations normalement faibles du baryum dans l'eau aient le moindre effet sur la santé. Même une concentration de 10 mg/litre n'a pas d'effet apparent: on n'a donc pas jugé utile, pour le moment, de fixer une valeur indicative pour le baryum dans l'eau de boisson. 4.2.2.4 Béryllium Compte tenu du fait que le béryllium ingéré n'est que très mal absorbé, qu'il n'y a aucune preuve concluante que cette ingestion soit dangereuse pour l'homme et qu'en général, la principale source d'exposition semble être l'alimentation, aucune valeur indicative applicable au béryllium dans l'eau de boisson n'est recommandée pour le moment. 4.2.2.5 Cadmium Normalement, l'exposition au cadmium par la nourriture, l'air et l'eau ne dépasse pas la dose hebdomadaire admissible de 0,4 à 0,5 mg par personne, établie à titre provisoire en 1972 par le Comité mixte FAO/OMS d'experts des Additifs alimentaires (5). On connaît des cas où une exposition excessive au cadmium a eu de graves effets sur la santé, tant dans l'industrie qu'à la suite d'une pollution de récoltes de riz par le cadmium. On ne connaît en revanche aucun cas de problèmes de santé chez l'homme engendrés par les concentrations normales observées dans l'eau de boisson. Il importe cependant de limiter le niveau d'exposition au cadmium. Un groupe de travail du Bureau régional de l'OMS pour l'Europe a a recommandé une concentration de cadmium de 0,005 mg/litre, ce qui est désormais considéré comme une valeur convenable. On recommande donc une valeur indicative de 0,005 mg de cadmium par litre; à cette concentration, le cadmium venu de l'eau peut représenter environ le quart de la dose totale de cadmium absorbée.

• Les dangers pour la santé des substances qui pers1stent dans l'eau. Document non publié du Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague. EURO 3109 W(I); 1973.

56 4.2.2.6 Chrome

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Comme le chrome(VI) est beaucoup pous toxique que le chrome(III), il faut tenir compte des situations dans lesquelles il s'agit de la principale forme à laquelle l'homme est exposé. Dans de l'eau chlorée ou aérée, le chrome(VI) prédomine. Lorsque la concentration du chrome dans l'eau est de 100 ~:Lg/litre, l'eau de boisson peut constituer la principale contribution (40-66%) à l'absorption de chrome(VI); à 50 )lg de chrome par litre la contribution de l'eau tombe à moins de la moitié de l'absorption totale (25-49%). Rares sont les données sur les effets au niveau de la santé de l'homme permettant d'établir des valeurs indicatives valables. Depuis la publication par l'OMS en 1970 des Normes européennes applicables à l'eau de boisson (6), aucune nouvelle information n'est venue remettre en question la valeur de 50 )lg/litre. On propose donc une valeur indicative de 50 )lg de chrome total par litre (on précise qu'il s'agit du chrome total en raison des difficultés d'analyse du seul chrome hexavalent). 4.2.2. 7 Cyanures On ne connaît pas très bien la quantité de cyanures provenant de la nourriture, mais comme presque tous les aliments que nous consommons sont cuits, la plupart des petites quantités de cyanures inorganiques qui s'y trouvent sont détruites par la cuisson. En général, à part certains aliments particuliers (par exemple, les amandes), l'absorption de cyanures par voie alimentaire semble très limitée. Il est connu que l'on peut absorber sans risque jusqu'à 4, 7 mg de cyanures par jour; la consommation quotidienne de 2 litres d'eau signifierait que les cyanures peuvent y avoir une concentration de 2,35 mg/litre au maximum. Compte tenu d'un bon facteur de sécurité, une valeur indicative de 0,1 mg de cyanures par litre est considérée comme raisonnable pour protéger la santé publique. 4.2.2.8 Fluorures Les fluorures sont présents à l'état naturel dans certains aliments ainsi que dans l'eau. Rien n'indique que des effets nocifs quelconques soient associés aux concentrations relativement faibles auxquelles les humains sont couramment exposés. On a rapporté très occasionnellement l'apparition de taches sur les dents à des concentrations supérieurs à 1,5 mg/litre et l'on a observé à des concentrations de 3,0 à 6,0 mg/litre des fluoroses osseuses, susceptibles de devenir mutilantes au-delà de 10 mg/litre (7). Depuis la publication des Normes internationales pour l'eau de boisson (8), aucun élément nouveau incontesté n'est venu modifier les valeurs indicatives. Rien ne permet de soupçonner les fluorures de l'eau d'être liés à un risque de cancer. Comme les effets décelables tels que les taches sur les dents se manifestent parfois lorsque les concentrations de fluorures dans l'eau de boisson dépassent 1,5 mg/litre, c'est ce chiffre qui est recommandé comme valeur indicative. Son application locale doit cependant tenir compte des conditions climatiques, ainsi que d'éventuelles consommations d'eau plus fortes.

4. 4.2.2.9 Dureté de l'eau

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

Certains indices montrent que la mortalité par maladies cardiovasculaires est inversement proportionnelle à la dureté de l'eau, sans qu'il soit encore possible d'affirmer que le calcium ou le magnésium présents dans l'eau sont directement en cause. Il n'est donc pas possible pour le moment de recommander de restreindre l'adoucissement des eaux municipales, ni d'y maintenir une certaine concentration résiduelle de calcium ou de magnésium. Par ailleurs, il n'existe pas de preuve que la consommation d'une eau dure provoque des effets néfastes pour la santé. 4.2.2.1 0 Plomb Deux méthodes au moins peuvent être combinées pour servir de base à la définition d'une directive relative à la concentration du plomb dans l'eau de boisson: la première relève la contribution de l'eau de boisson à la concentration de plomb dans le sang et l'autre tient compte de la dose hebdomadaire admissible de 3 mg de plomb par personne, définie à titre provisoire en 1972 par le Comité mixte FAO/OMS d'experts des Additifs alimentaires (5). Aucune dose hebdomadaire admissible n'a été établie pour les enfants. Les enfants, les bébés, les fœtus in utero et les femmes enceintes sont probablement les groupes les plus sensibles à l'exposition au plomb contenu dans le milieu environnant (9); lors de l'élaboration de directives pour la qualité de l'eau de boisson, il faut donc introduire des facteurs de sécurité destinés à protéger ces groupes particuliers. Malheureusement on ne dispose que d'informations limitées sur la façon dont la teneur en plomb du sang, dans ces groupes, dépend d'expositions à l'eau de boisson. On a cependant pu montrer qu'un accroissement de 4 à 5 mg de plomb par 100 ml de sang chez les jeunes enfants et les femmes enceintes résulterait d'une exposition à de l'eau ayant une teneur en plomb de 100 Jlg/ litre. Une exposition à des concentrations de plomb de 100 Jlg/litre provoquerait donc chez un nombre considérable d'enfants un dépassement de la limite de 30 Jlg/100 ml recommandée pour le plomb sanguin, ce qui serait une concentration trop élevée pour des enfants. A ce niveau d'exposition, la dose hebdomadaire tolérable provisoire de 3 mg chez l'adulte serait dépassée avec un régime alimentaire contenant plus de 230 Jlg de plomb par jour. Cependant, si la concentration moyenne du plomb dans l'eau de boisson est inférieure à 50 Jlg/litre, la dose hebdomadaire de 3 mg n'est pas dépassée, même avec un régime alimentaire quotidien contenant 300 Jlg de plomb. De l'eau de boisson contenant 50 Jlg de plomb par litre ne contribuerait que pour le quart ou la moitié à la dose hebdomadaire admissible de plomb ingérée par l'adulte, et environ pour le tiers chez les enfants. Les valeurs correspondantes pour le plomb absorbé seraient alors d'un cinquième à un tiers chez les adultes, et d'un tiers pour les enfants.

DIRECfiVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Ainsi, sur la base de ces diverses considérations et compte tenu d'une certaine marge de sécurité, une valeur indicative de 0,05 mg de plomb par litre d'eau, est recommandée. 4.2.2.11 Mercure

Le mercure est un élément toxique qui n'a aucune fonction physiologique bénéfique pour l'homme. Sa présence dans l'eau est devenue particulièrement préoccupante depuis qu'il a été découvert que le mercure organique s'accumule dans le poisson. Des concentrations élevées de mercure ont été mises en évidence dans des poissons d'eau douce pêchés dans des zones suspectes de pollution par le mercure, et ces poissons sont totalement impropres à la consommation humaine. On a observé qu'une ingestion quotidienne prolongée d'environ 0,25 mg de mercure sous forme de méthylmercure provoquait une dégradation du système nerveux (10). Dans l'eau de boisson, cependant, c'est la forme minérale, peu absorbable, qui prédomine. De plus, les concentrations du mercure n'y dépassent pas 0,03 mg/litre même dans les eaux très polluées, valeurs que les traitements habituels d'épuration réduisent encore très sensiblement. Deux litres quotidiens d'eau de boisson contenant 0,001 mg de mercure par litre ne contribueraient normalement que pour 10% à la dose admissible. Cette concentration de 0,001 mg/litre est donc recommandée comme valeur indicative; elle s'applique à toutes les formes sous lesquelles peut se trouver le mercure. 4.2.2.12 Nickel

Des composés solubles du nickel administrés à des animaux dans l'eau ou les aliments à des concentrations supérieures à 1000 mg/litre ont provoqué des effets toxiques mineurs. Des teneurs de 5 mg/litre dans l'eau de boisson n'ont provoqué à long terme aucun effet toxique chez des rongeurs. Des rapports isolés signalent des réactions allergiques dues à des composés de nickel, surtout chez des eczémateux, mais il s'agit probablement davantage d'effets sur la peau plutôt que d'expositions par voie orale. Les données actuellement disponibles indiquent qu'il est inutile de fixer une teneur pour le nickel contenu dans l'eau potable. 4.2.2.13 Nitrates

Les nitrates sont toxiques lorsqu'ils se trouvent à des concentrations excessives dans l'eau de boisson et ils provoquent dans certains cas la méthémoglobinémie chez des bébés nourris au biberon. En ce qui concerne les individus plus âgés, le problème ne se présente pas, mais il est possible que certaines formes de cancer soient associées à de très fortes concentrations de nitrates. Aucun cas de méthémoglobinémie n'a pu être imputé de façon catégorique à la consommation d'eau contenant moins de 10 mg de nitrates (N) par litre et l'on connaît de nombreux exemples de concentrations de 20 mg/litre n'ayant produit aucun effet clinique chez des

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

bébés. Bien que les manifestations cliniques de la méthémoglobinémie infantile puissent ne pas être apparentes à de telles concentrations, il se produit néanmoins une augmentation indésirable de la méthémoglobine dans le sang. C'est la raison pour laquelle une valeur indicative de 10 mg de nitrates (N) par litre est recommandée. Les effets nocifs des nitrates impliquent nécessairement un premier stade de transformation en nitrites. Il s'ensuit que l'absorption de nitrites fait apparaître plus rapidement les effets cliniques et qu'il faut adopter pour l'ion nitrite une valeur indicative plus faible que pour l'ion nitrate. Lorsque l'eau de boisson est correctement traitée, la concentration d'azote sous forme de nitrites doit être très inférieure à 1 mg/litre. 4.2.2.14 Sélénium

Aussi bien dans les Normes européennes applicables à l'eau de boisson (6) que dans les Normes Internationales (8), la concentration maximale admissible de sélénium a été fixée à 0,01 mg/litre. On a récemment utilisé plusieurs méthodes pour confirmer cette concentration maximale admissible. Des effets toxiques attribués au sélénium ont été observés pour des doses quotidiennes de 0,01 à 0,1 mg par kg de poids corporel. Cela correspond pour un individu de 70 kg, à une dose de 0, 7 à 7 mg de sélénium par jour. Les doses utilisées pour déterminer la valeur indicative pour le sélénium se situent entre 130 et 200 Jlg par jour, ce qui correspond aux chiffres relatifs à la dose quotidienne publiés aux États-Unies d'Amérique et dans quelques autres pays. La dose quotidienne maximale de sélénium ingérée avec l'eau de boisson ne doit pas dépasser 10% de la dose journalière ingérée maximale recommandée de 200 Jlg, c'est-à-dire ne pas dépasser 20 Jlg par jour. En supposant une consommation quotidienne individuelle de 2 litres d'eau, la concentration de sélénium ne doit donc pas dépasser 0,01 par litre, concentration qui a été adoptée comme valeur indicative. Le progrès des connaissances depuis 1970 n'a pas diminué les incertitudes qui entourent ces calculs, ni apporté de preuve suffisante pour provoquer la révision des concentrations recommandées dans les normes antérieures publiées par l'OMS (6, 8). Dans les zones où la dose journalière de sélénium ingérée est relativement plus forte, ou plus faible, la directive de 0,01 mg/litre d'eau de boisson peut être appelée à être modifiée en conséquence. 4.2.2.15 Argent

L'argent n'est pas un élément particulièrement toxique et il semble que seule une fraction de la quantié ingérée soit absorbée. L'état déplaisant connu sous le nom d'argyrose peut être produit par l'injection d'une seule dose de 1 g d'argent. Il peut aussi résulter d'une dose journalière continue de 400 Jlg d'argent. Pour un individu moyen, l'ingestion quotidienne totale à partir de l'air, de l'eau et de la nourriture est d'environ de 20 à 80 Jlg, ce qui reste très en dessous du niveau générateur d'effets nocifs. Même l'addition des doses maximales signalées pour l'eau et la nourriture donnerait

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

un total inférieur à 180 Jlg d'argent par jour. On n'a donc pas jugé nécessaire de fixer une valeur indicative pour l'argent dans l'eau de boisson. 4.2.2.16 Sodium Il est prouvé que l'ingestion de fortes doses de sodium joue un rôle important dans le développement de l'hypertension chez les sujets prédisposés; il semble aussi que de l'eau de boisson modérément chargée en sodium (100 mg/litre) peut être à l'origine d'une élévation de la tension artérielle chez les enfants. On ne sait cependant pas si ces petits accroissements de tension jouent un rôle dans le développement de l'hypertension précoce. On peut se demander si les petites doses contenues dans l'eau de boisson comparées à celles fournies par les aliments produisent un effet additionnel significatif. Pour l'instant, il n'y a pas d'argument suffisant pour justifier la fixation d'une valeur indicative pour le sodium dans l'eau sur la base de risques pour la santé. Les personnes souffrant d'hypertension ou d'insuffisance cardiaque d'origine congestive peuvent avoir besoin de suivre un régime pauvre en sel; pour eux, l'ingestion de sodium présent dans l'eau de boisson peut revêtir une plus grande importance. 4.3 Polluants organiques importants sur le plan sanitaire

Dans les normes antérieures publiées par l'OMS (6, 8) les observations concernant la contamination organique se rapportaient uniquement aux pesticides et aux hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) avec, en plus, dans les Normes européennes, les constituants organiques extractibles (6). La dernière décennie a vu s'accroître les connaissances relatives à la contamination de l'eau par les substances organiques et s'imposer la prise en considération d'une gamme beaucoup plus large de ces polluants. On a trouvé dans l'eau plus de 2000 polluants chimiques de toutes sortes, dont 750 environ dans l'eau de boisson. Sur ce nombre, 600 sont des substances organiques dont beaucoup sont pharmacologiquement actives et dont plusieurs ont été reconnus comme carcinogènes, ou favorisant l'action des carcinogènes; un certain nombre d'autres se sont révélés mutagènes. Il y a tout lieu de penser que ces 600 substances ne représentent qu'une fraction de la matière organique totale contenue dans l'eau de boisson. La majorité de la fraction organique non caractérisée se compose de substances non volatiles dont l'analyse reste encore problématique. La révision des normes précédentes de l'OMS (6, 8) devient une tâche de plus en plus compliquée, surtout dans le domaine des polluants organiques, à cause de cette fraction non caractérisée. Les groupes de matières organiques énumérés au tableau 9 sont ceux qui ont été reconnus comme polluants à la source et ceux qui sont introduits pendant le traitement ou dans le réseau de distribution. Pour choisir les substances organiques qui exigent une évaluation détaillée, on a adopté les critères suivants:

ASPECfS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

l'existence d'une preuve solide que la substance peut provoquer des affections aiguës ou chroniques, la preuve que cette substance apparaît à des concentrations significatives, la preuve que cette substance a été détectée relativement souvent dans l'eau de boisson, l'existence de méthodes analytiques pour la surveiller et contrôler la pollution en question, la preuve qu'il est possible de contrôler les concentrations de cette substance dans l'eau. Tableau 9. Composés organiques susceptible d'être importants sur le plan sanitaire Polluants Examen détaillé nécessaire Pas de suite à donner•

1. Polluants à la source substances humiques alcanes et alcènes chlorés nitrosamines

x x x x x x x x x

hydrocarbures aromatiques polycycliques (PAH) b ac1de nitnlotnacétique (NT A) phénols détergents de synthèse pesticides b biphényles polychlorés (PCB) esters phtalates hwles de pétrole. y compris l'essence chlorobenzènes phénols chlorés benzène et alkyles aromatiques tétrachlorure de carbone 2. Introduits pendant le tra1tement tétrachlorure de carbone acrylamide tnahlométhanes 3. Introduits pendant la distribution monomère chlorure de v1nyle hydrocarbures aromatiques polycycliques (PAH) b a Substances ne répond•nt pas aux crft6res défims i 1• page préc~ente. b Ment•onné d•ns les Normn mternatlonalts pour l'eau de bozsston (9).

x x x x x x x x x

L'application de ces critères aux groupes de polluants du tableau 9 a épargné à certains d'entre eux des examens plus approfondis. Après cette revue préliminaire, on a examiné en détail un certain nombre de composés. Aucune recommandation n'a été formulée au sujet des composés du tableau 1O. Des valeurs indicatives ont été établies pour 15 composés et des valeurs provisoires pour 3 autres (tableaux 11 et 12, pages 64 et 65).

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Tableau 10. Composés organiques pour lesquels aucune valeur indicative n'est recommandée Alcanes et alcènes chlorés d1chlorométhane 1, 1, 1-trichloroéthane 1,2-dlchloroéthane chlorure de v1nyle Pest1c1des alpha-HCH bêta-HCH herb1c1des à la tnazine Chlorobenzènes chlorobenzène 1,2-dlchlorobenzène 1,4-dlchlorobenzène tnchlorobenzènes Phénols chlorés 2-chlorophénol 4-chlorophénol 2.4-dlchlorophénol 2.6-dlchlorophénol 2,4,5-tnchlorophénol Autres toluène tnhalométhanes autres que le chloroforme

A.3.1 Réserves relatives aux valeurs indicatives

Les valeurs indicatives réellement fixées ont tendance à pécher par excès de prudence, en raison de l'insuffisance de preuves et de l'existence d'incertitudes quant à leur interprétation. Il faut aussi se rappeler qu'il peut n'être ni nécessaire, ni possible, d'assurer dans chaque collectivité une eau de boisson dont la qualité réponde à tous égards aux recommandations des directives. L'influence la plus importante que certains des composés organiques en question exercent sur la qualité de l'eau de boisson se situe davantage au niveau des aspects organoleptiques qu'à celui des effets sur la santé. De telles substances peuvent souvent rendre l'eau complètement imbuvable lorsqu'elles sont présentes à des concentrations très inférieures à celles qui sont préoccupantes du point de vue sanitaire. 4.3.2 Autres facteurs à considérer lorsqu'on évalue la pollution organique La qualité de l'eau de boisson peut affecter de nombreuses façons la santé et le bien être d'une collectivité. L'importance de la pollution chimique résultant de la présence de substances à l'état de traces (spécialement de substances organiques) doit être évaluée en relation avec d'autres risques pour la santé liés à l'eau de boisson (transmission hydrique des affections virales ou bactériennes, ainsi que de parasites) et il faut déterminer l'importance relative de ces risques en tenant compte de la situation locale ou régionale. On peut par exemple utiliser des pesticides pour lutter contre des vecteurs de maladie et du chlore pour la désinfection. Dans de telles conditions, le risque associé à la présence de faibles concentrations de composés organiques (pesticides, trihalométhanes) peut être moindre que le risque qu'ils éliminent et il appartient par conséquent aux autorités sanitaires responsables de fixer, dans l'intérêt de la santé des consomma-

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

teurs, des valeurs indicatives plus élevées que celles qui figurent dans le présent document. 4.3.3 Valeurs indicatives basées sur des preuves de toxicité On a admis une consommation quotidienne de 2 litres d'eau par personne et un poids moyen de 70 kg, bien que ces éléments puissent varier. Pour les toxiques dont l'effet ne se manifeste qu'au delà d'un seuil, on a fait appel à la dose journalière admissible (DJA) établie antérieurement par le Comité mixte OMS/FAO d'experts des Additifs alimentaires. Lorsqu'on ne disposait pas d'une telle DJA, une valeur était calculée à partir de la littérature scientifique en appliquant un «facteur de sécurité» à la «dose-sans-effet-nocif» (dose maximale inoffensive). Il faut alors décider quelle proportion de la DJA attribuer à l'eau de boisson et quelle proportion à d'autres sources d'exposition (air, nourriture, etc.). En ce qui concerne les présentes directives, le pourcentage de la DJA revenant à l'eau de boisson a été considéré comme étant fonction inverse de la tendance à l'accumulation de la substance chimique dans la chaîne alimentaire. Pour des substances telles que les pesticides chlorés, qui s'accumulent facilement, on n'a accordé que 1% à l'eau de boisson, alors que pour les substances dont l'accumulation est moindre, une proportion supérieure a été fixée. On a également prêté attention à la proportion de la dose normale de ces substances qui provient d'autres sources. On ne dispose cependant, pour la plupart d'entre elles que de peu de données sur les sources potentielles d'exposition humaine. 4.3.4 Valeurs indicatives basées sur des preuves de cancérogénicité En raison des problèmes que pose l'extrapolation de données recueillies sur des animaux ayant reçu des doses élevées, il a été décidé que les valeurs indicatives recommandées ne seraient fixées que lorsqu'on dispose de données faibles provenant de deux espèces animales, avec de préfèrence, des preuves telles que les résultats d'essai de mutagénicité, en plus d'informations directes et pertinentes tirées d'études sur la population. S'agissant de certains effets toxiques, comme les néoplasmes ou les mutations, on a admis l'existence d'une probabilité finie qu'une seule molécule d'une substance chimique donnée puisse déclencher un processus susceptible de conduire progressivement à un effet néfaste. On pense qu'il n'y a pas de seuil, ou qu'il n'est pas mesurable, ce qui exige l'extrapolation de la courbe dose-réponse au-delà du domaine observable. Les valeurs indicatives relatives à ces substances n'ont pas été élaborées de la même manière que celles des autres substances chimiques et elles ne doivent donc pas être interprétées de la même façon. En fait, elles ont été calculées d'après un modèle mathématique hypothétique et très prudent, et leur application pratique risque donc d'être entachée d'incertitudes d'environ deux ordres de grandeur (c'est-à-dire que les valeurs réelles peuvent être comprises entre 0, 1 et 10 fois la valeur calculée). Le modèle à plusieurs étapes suppose qu'il existe un risque fini pour n'importe quelle

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

exposition, si faible soit-elle, et qu'il est proportionnel à la dose. Dans de nombreux cas, on a été amené à utiliser un modèle linéaire sans seuil, à cause de l'insuffisance des données (4). Le modèle est conçu pour estimer la limite supérieure la plus élevée possible de l'accroissement du risque (par rapport à la normale) résultant de l'exposition pendant la vie entière à une dose quotidienne donnée d'une substance. Cependant, le risque réel pourrait aussi bien être égal à «zéro», si l'hypothèse de l'absence de seuil retenue pour ce modèle n'est pas valable. Un «risque acceptable» de 1 sur 100 000 pour toute une vie a été retenu arbitrairement comme critère. 4.3.5 Valeurs indicatives

Les valeurs indicatives recommandées figurent au tableau Il. Aucune valeur n'a été fixée lorsqu'on a considéré que le composé était faiblement toxique, ou en l'absence d'éléments suffisants d'évaluation. Ces points sont discutés à la section 4.3. 7 du présent volume, qui expose en détailles principes qui ont servi à l'établissement des valeurs indicatives. Outre les composés du tableau Il, on a examiné de nombreux autres composés appartenant aux mêmes groupes, ce qui a entraîné la fixation d'une valeur Tableau 11. Valeurs indicatives pour les polluants orgamques dangereux pour la santé Polluants Valeur indicative (IJg/litre)

1, 1-dlchloréthylène • 1,2-dlchloréthane • 2.4,6-tnchlorophénol•· 6 pentad1chlorophénol DDT (total 1somères) aldrine et dieldrine chlordane (total 1somères) gamma HCH (lindane) hexachlorbenzène • heptachlor et heptachlor époxyde méthoxychlor 2,4-D benzo[a)pyrène • benzène• chloroforme •· d

0,3 10 10 10

1 0,03 0.3 3 0,01 0,1

30 100 0,01 10

• Les valeurs 1ndicat1ves pour ces substances ont été calculées à partir d'un modèle mathématique hypothétique prudent. qui ne peut pas être vénfié expérimentalement; 11 faut donc les interpréter différemment. Les Incertitudes sont considérables et une vanation de 2 ordres de grandeur c'est-à-d~re de 0,1 à 10 fois le chiffre, est possible. • La valeur de seuil relative au goOt et à l'odeur de ce composé est de 0,1 1Jg/litre. • Comme la DJA de 0,0006 mg/kg de poids corporel a été ret~rée, cette valeur a été obtenue à l'a1de du modèle linéaire à étapes pour un risque de cancer de moins de 1 pour 100 000 à la suite d'une vie entière d'exposition. d On ne doit pas risquer de compromettre la qualité de l'eau de bOISson en s'efforçant de lutter contre la concentration du chloroforme.

ASPECfS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

indicative pour un composé (1,2-dichloréthane) qu'il n'avait pas été prévu d'étudier plus en profondeur. Ces aspects sont abordés plus en détail dans le Volume 2 de ces directives (11). Dans certaines situations locales, on aura besoin, pour protéger la santé, de contrôler les concentrations de polluants organiques qui ne sont pas inclus dans les présentes directives. De telles décisions doivent être prises de cas en cas, sur la base d'une bonne connaissance de la qualité des eaux superficielles et souterraines et de la pollution potentielle par des effluents industriels, des écoulements agricoles, etc. Il faut aussi tenir compte de l'influence des matériaux utilisés dans la construction des réseaux de distribution et des réservoirs de stockage, ainsi que d'autres facteurs du même genre. 4.3.6 Valeurs indicatives provisoires

Une valeur indicative provisoire a été recommandée dans certains cas (tableau 12), quand on a jugé certains composés trouvés dans l'eau de boisson importants sur le plan sanitaire, même si les données relatives à leur action carcinogène ne justifiait pas l'établissement d'une valeur indicative ferme. On s'est néanmoins appuyé sur les données sanitaires disponibles pour calculer ces valeurs indicatives provisoires qui pourraient être retirées dans l'avenir si de nouvelles données n'interviennent pas d'ici là. Le modèle mathématique linéaire à étapes a été utilisé pour déterminer ces valeur indicatives provisoires, même si les substances chimiques choisies n'ont pas révélé de propriétés carcinogènes. Ces valeurs comportent donc un plus grand degré d'incertitude que celles qui ont été dérivées des autres valeurs indicatives. Tableau 12. Substances organiques pour lesquelles des valeurs indicatives provisoires sont recommandées Polluants Valeur 1nd1cat1ve (tJg/litre)

trichloréthylène tétrachloréthylène tétrachlorure de carbone

30 10

4.3. 7 Résumé des éléments de preuve utilisés pour fixer les valeurs indicatives

4. 3. 7.1 Alcanes chlorés

L'une des principales utilisations des alcanes chlorés est de servir d'intermédiaires dans la fabrication d'autres composés organochlorés. L'industrie en produit donc de grandes quantités et l'on en trouve de nombreux dans l'eau de boisson avant et après traitement. Parmi les nombreux composés du choréthane pris en considération, seul le 1,2-dichloré-

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

thane peut être clairement catalogué comme carcinogène, d'après les données disponibles. Un autre composé du même groupe, le tétrachlorure de carbone, est un polluant suffisamment fréquent de l'eau de boisson pour justifier la recommandation d'une valeur indicative provisoire, même si les données disponibles sont insuffisantes. Ces deux substances sont carcinogènes chez l'animal et il y a de fortes présomptions qu'ils le soient aussi chez l'homme. Quant aux autres composés de ce groupe, soit on ne les rencontre pas dans l'eau, soit ils ne sont toxiques qu'à des concentrations supérieures de plusieurs ordres de grandeur à celles que l'on observe actuellement dans l'eau. Les valeurs indicatives pour le tétrachlorure de carbone et le 1,2-dichloréthane sont donc dérivées du modèle mathématique linéaire à étapes approprié aux carcinogènes chimiques. a) 1,2-dichloréthane Le 1,2-dichloréthane a été décelé dans des eaux potables aux États-Unis d'Amérique. Des études ont montré qu'il a une action narcotique et qu'il provoque des désordres du foie, des reins et du système cardiovasculaire. Ses effets carcinogènes ont été prouvés de façon quantitative par la formation de carcinomes cellulaires squameux chez les rats mâles, d'adénomes mammaires chez les rats et les souris femelles, ainsi que de tumeurs endométriales chez les souris femelles. Il s'est révélé mutagène au cours de différentes épreuves (12). On a calculé la valeur indicative recommandée en appliquant le modèle d'extrapolation linéaire à étapes aux données recueillies sur les hémangiomes du système circulatoire chez le rat mâle de Mendel-Osborne à la suite de l'administration de doses orales de 1,2dichloréthane pendant 78 semaines. La valeur indicative recommandée pour le 1,2-dichloréthane est de 10 J.Lg/litre. b) Tétrachlorure de carbone On a signalé des concentrations de tétrachlorure de carbone (CC1 4) de l'ordre du J.Lg par litre dans de nombreuses eaux de boisson brutes et traitées. Le tétrachlorure de carbone a une grande variété d'effets toxicologiques, dont la carcinogénèse (12) et provoque des désordres du foie et des reins. Bien que des études de toxicité approfondies aient été consacrées au tétrachlorure de carbone, on ne dispose que pour une espèce d'informations suffisantes en matière de dose-réponse pour pouvoir extrapoler les risques de cancer. Ces résultats ont été obtenus avec la souris B6C3-Fl, chez qui une augmentation des carcinomes hépatocellulaires a été observée à la suite d'expositions prolongées au tétrachlorure de carbone. On dispose cependant de données qualitatives chez d'autres espèces, notamment chez le hamster et chez le rat. Les valeurs indicatives tirées des expériences de cancérogénicité chez la souris sont les plus basses à avoir été calculées pour le tétrachlorure de carbone. Cependant, comme on ne dispose de preuves faibles que chez une seule espèce animale pour calculer une valeur indicative fondée sur la cancérogénicité, aucune valeur indicative catégorique n'a été recommandée.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

Une valeur indicative provisoire de 3 ~g/litre a été recommandée pour le tétrachlorure de carbone en raison des bonnes données qualitatives dont on dispose à son sujet ainsi que de sa fréquence dans l'eau. 4.3.7.2 Ethylènes chlorés

Les composés de ce groupe sont largement utilisés dans l'industrie comme solvants, adoucisseurs, diluants pour peinture, produits de nettoyage à sec, intermédiaires de fabrication etc. et on en trouve souvent dans les eaux brutes et donc aussi dans les eaux de boisson traitées. On sait qu'ils peuvent se trouver à des concentrations relativement élevées dans les eaux souterraines. Leur grande volatilité fait qu'ils tendent à s'évaporer des eaux de surface, où leur concentration est donc plus faible que dans les eaux souterraines et varie avec la température et le temps d'exposition. Dans ce groupe, les composés intéressants sont ceux pour lesquels on a mis en évidence des indices de cancérogénicité chez l'animal de laboratoire. On y trouve notamment le carcinogène humain bien connu qu'est le chlorure de vinyle. On n'en a cependant guère tenu compte, car sa présence dans l'eau semble essentiellement liée à l'emploi de tuyauteries en polychlorure de vinyle mal polymérisé, et parce que ce genre de problème se traite plus opportunément au niveau des spécifications des produits. Il existe d'ailleurs un certain nombre de normes qui définissent la qualité des tuyaux en PCV et limitent la quantité de monomère chlorure de vinyle (CVM) à l'état libre. Si l'on utilise des tuyaux de cette qualité, la concentration du monomère éventuellement présent dans l'eau restera faible par rapport à la valeur que donnerait l'application du même modèle d'extrapolation linéaire à étapes que celui qui est utilisé dans le cas d'autres substances organiques carcinogènes. Parmi les autres composés suspects d'être carcinogènes, on ne disposait de données suffisantes pour recommander une valeur indicative que pour le 1,1 dichloréthylène. Malgré l'absence de données inadéquates pour le trichloréthylène et le tétrachloréthylène, la présence de ces deux substances dans les eaux souterraines polluées est suffisamment élevée pour justifier une valeur indicative provisoire. En ce qui concerne les composés de ce groupe qui ne sont pas carcinogènes, les valeurs indicatives calculées à partir de données sur la toxicité sont beaucoup plus élevées que les concentrations réellement observées dans l'eau; aucune valeur indicative n'a donc été recommandée. a) 1, 1-dichloréthylène

On a décelé des dichloréthylènes dans l'eau de boisson, à des concentrations généralement inférieures à 1 ~g/litre. Les isomères n'ont pas toujours été différenciés. Le 1,1-dichloréthylène est l'isomère le plus préoccupant parce qu'il a fait la preuve de sa cancérogénicité chez l'animal d'expérience. C'est un produit couramment utilisé dans la synthèse de divers polymères servant, par exemple, au conditionnement de produits alimentaires. Il provoque des tumeurs mammaires chez les souris et les rats et des carcinomes du rein chez les souris (13). Il s'est également révélé mutagène dans l'essai d'Ames. Un modèle d'extrapolation linéaire à étapes a

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

été appliqué aux données relatives à la fréquence des adénomes chez la souris suisse pour calculer la valeur indicative à recommander 0.3 )lg/ litre. b) Trichloréthylène

Le trichloréthylène se trouve à des concentrations élevées (100 )lg/litre) dans les eaux souterraines polluées et, en général, à des concentrations beaucoup moins fortes dans les eaux de surface, bien que ce polluant soit très répandu dans certaines régions. Le trichloréthylène provoque des tumeurs du foie chez les souris, ce qui n'a jamais été mis en évidence chez les rats. Cependant, en raison de sa présence fréquente dans l'eau de boisson, une valeur indicative provisoire a été calculée d'après les données obtenues sur la souris en utilisant un modèle linéaire d'extrapolation à étapes. La valeur recommandée est de 30 )lg/litre. c) Tétrachloréthylène

Le tétrachloréthylène est très répandu dans l'environnement et on le trouve parfois à des concentrations élevées dans les eaux souterraines contaminées; il peut également être présent à de faibles concentrations dans de nombreuses eaux de boisson. Il a été démontré que le tétrachloréthylène provoque des tumeurs du foie chez des souris d'une lignée hybride (B6C3-Fl), mais là non plus, rien de tel n'a été constaté chez des rats (12). Aucun excès de mortalité par cancer n'a cependant été constaté au sein d'un groupe de 518 ouvriers ayant subi une exposition pondérée dans le temps de 160 mg!m 3 de tétrachloréthylène pendant 10 ans. Les données obtenues sur des souris ont servi à établir une valeur indicative provisoire pour le tétrachloréthylène, par mesure de sécurité, à cause de sa présence relativement fréquente dans l'eau de boisson. La valeur proposée est de 10 )lg/litre. 4.3.7.3 Hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) Il existe de nombreux hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) et chacun se compose d'au moins deux noyaux benzéniques, deux noyaux adjacents ayant en commun deux atomes de carbone. Il peut également y avoir des noyaux non aromatiques. Certains HAP, dont le benzo[a]pyrène, l'indéno[l,2,3-cd]pyrène et le benzo[b]fluoranthène se sont révélés carcinogènes chez l'animal de laboratoire et pourraient l'être pour l'homme. Les HAP sont très répandus dans l'environnement et on les a détectés dans des approvisionnements en eau. Les travaux de recherche consacrés à leur présence dans l'eau se sont limités à six d'entre eux (dont le benzo[a] pyrène) qui sont assez faciles à déceler et susceptibles de servir d'indicateurs pour le groupe dans son ensemble. Les Normes européennes et internationales antérieures pour l'eau de boisson (6, 8) ont proposé une limite de 200 ng!litre pour la somme des six indicateurs en question, partant du principe que la qualité de toute l'eau de boisson doit être comparable à celle des eaux souterraines découvertes en même temps. Les concentrations en indicateurs HAP dans différentes eaux étaient de l'ordre de

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

10-50 ngllitre pour les eaux souterraines, de 50-250 ngllitre pour les eaux de rivière relativement peu polluées, et plus élevées dans les rivières polluées et les effluents. Ces composés s'éliminent généralement par des méthodes classiques d'épuration de l'eau (comme la coagulation et la filtration). On sait cependant que dans certains cas, le contact de l'eau avec des conduites revêtues de produits à base de goudron, entraîne une augmentation des concentrations d'HAP, particulièrement en ce qui concerne le fluoranthène. L'exposition humaine aux HAP en général et au benzo[a]pyrène en particulier, provient surtout des aliments, de l'eau et de l'air. Dans tous les cas, on estime la part prise par l'eau de boisson à cette exposition entre 0,1 et 0,3% de l'ingestion totale d'hydrocarbures aromatiques polycycliques. L'air assurerait 0,9% du total, ce qui signifie que la nourriture représente pratiquement 99% et que toute mesure destinée à contrôler la présence des HAP dans l'eau de boisson doit tenir compte de cette répartition. Malgré la part relativement faible prise par l'eau dans l'ingestion totale de HAP, il n'en reste pas moins que ces substances sont dangereuses et qu'il faut en réduire l'exposition. On ne dispose que pour le benzo[a] pyrène d'un dossier toxicologique suffisant pour fixer une valeur indicative. Les recommandations qui suivent sont applicables au groupe des HAP: Une valeur limite de 0,01 Jlg/litre pour le benzo[a]pyrène est proposée sur la base d'un modèle linéaire d'extrapolation à étapes appliqué aux données toxicologiques disponibles et en tenant compte du fait que ce composé est associé dans l'eau avec d'autres HAP dont les propriétés carcinogènes sont connues. En raison de l'étroite association des HAP avec des solides en suspension, le traitement appliqué, en cas de nécessité, pour obtenir le niveau de turbidité recommandé assurera en même temps des concentrations minimales en HAP. Il ne faut pas ajouter de HAP pendant le traitement ou pendant la distribution de l'eau. Il faut donc suspendre l'application de revêtements à base de goudrons sur les canalisations et les réservoirs. Il est certes difficile de se débarasser des revêtements existants, mais il faut rechercher des méthodes permettant de limiter la lixiviation d'hydrocarbures aromatiques polycycliques. Il faut maintenir une surveillance continue des concentrations des HAP pour déterminer le niveau normal à partir duquel tenir compte de variations susceptibles de nécessiter une action corrective. On recommande à cet effet l'utilisation, comme indicateurs pour l'ensemble du groupe, de différents composés spécifiques. Le contrôle des HAP dans l'eau de boisson doit viser à ce que leur teneur ne dépasse pas celle trouvée dans les eaux souterraines non polluées. Ce concept était concrétisé dans les premières Normes européennes et internationales (6, 8). A l'époque, c'était une manière utile de procéder qui, malheureusement, ne s'appliquait pas à toutes les situations et ne s'appuyait pas sur des considérations d'ordre toxicologique.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

4. 3. 7.4 Pesticides Les pesticides importants pour la qualité de l'eau sont notamment les hydrocarbures chlorés et leurs dérivés, les herbicides persistants, les insecticides du sol, les pesticides qui sont facilement lixiviés dans le sol et ceux que l'on ajoute systématiquement aux approvisionnements en eau pour la lutte antivectorielle ou à d'autres fins. Les seuls qui apparaissent fréquemment sont les hydrocarbures chlorés insecticides. Les hydrocarbures chlorés pesticides sont persistants et omniprésents dans l'environnement. Des traces de DDT ont ainsi été retrouvées dans des poussières emportées par le vent à des milliers de kilomètres, ou dans de l'eau de fusion de la neige antarctique. Dans l'eau, des traces de ces pesticides peuvent progressivement s'accumuler le long d'une chaîne alimentaire; par exemple, le DDT peut s'accumuler dans le poisson pour atteindre des concentrations plus de 10 000 fois supérieures à celle de l'eau ambiante. Certains des pesticides de ce groupe autrefois largement utilisés en agriculture, ainsi que d'autres que l'on utilise encore dans la lutte contre les maladies, se sont révélés carcinogènes chez l'animal. On a donc fixé des valeurs indicatives pour certains hydrocarbures chlorés pesticides parce qu'ils peuvent être présents dans l'eau. Ces valeurs indicatives sont tirées de la dose journalière admissible (DJA) établie au cours des années par les réunions mixtes FAO/OMS d'experts des résidus de pesticides, en partant de l'hypothèse que l'eau de boisson ne représente que le 1% de la DJA totale. Pour les substances soupçonnées d'être carcinogènes, la valeur indicative tirée de la DJA était encore très inférieure à celle obtenue à l'aide du modèle à étapes pour un taux d'accroissement du risque de 1 pour 100 000. Comme la DJA est basée sur une exposition à vie, on peut admettre que des concentrations supérieures à la valeur indicative, résultant par exemple d'opérations de lutte antivectorielle ou de destruction de plantes aquatiques, sont acceptables pendant de courtes durées. On sait bien que les pesticides pour lesquels des valeurs indicatives ont été recommandées ne sont pas les seuls à avoir été identifiés dans l'eau. Des circonstances locales peuvent exiger l'utilisation intense d'un pesticide auquel aucune valeur indicative ne s'applique encore. Il peut donc être souhaitable de surveiller la présence de telles substances dans l'eau de boisson. Les valeurs indicatives recommandées (tableau 13) visent à protéger la santé humaine. Elles peuvent ne pas convenir à la préservation de la vie aquatique. Une valeur indicative est également recommandée pour l'herbicide 2,4-D en raison de l'usage généralisé qui caractérise cette substance, y compris à l'occasion pour lutter contre les herbes aquatiques.

a) DDT (isomères totaux) La structure du DDT permet plusieurs formes isomères et les produits commerciaux sont essentiellement à base de p,p' -DDT. L'usage du DDT est limité, ou même interdit, dans certains pays mais il reste extrêmement utilisé dans les pays tropicaux, tant pour l'agriculture que pour la lutte antivectorielle. Il s'agit d'un insecticide persistant et stable dans pratiquement tous les environnements; lui-même et quelques uns de ses métabolites résistent à une dégradation complète par les microorganismes du sol.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

Tableau 13. Valeurs indicatives et DJA pour certains pestocides Composé ou groupe d'osomères Valeur mdocative (IJg/lotre) DJA (mg/kg) de poids corporel)

DDT (osomères totaux) aldrone et dieldnne chlordane (isomères totaux) hexachlorobenzène heptachlor et heptachlor tiré d'époxy gamma HCH (lindane) méthoxychlor 2.4-D

1 0,03 0,3 0,01' 0,1 3 30 100

0,005 0,0001 0,001 0,0005 0,01 0,1 0,3

• Depu1s que la DJA proviSOire FAO/OMS de 0,0006 mg/kg de po1ds corporel a été annulée, cette valeur a été calculée à l'alde du modèle par extrapolat•on hnéa1re à étapes pour un nsque de cancer de moens de 1 pour 100 000 et pour une expos1t1on

de toute une v1e

L'ingestion quotidienne par l'alimentation peut atteindre 0,286 mg par personne, la plus grande partie étant d'origine animale. A petites doses, le DDT ingéré ou inhalé est presque totalement absorbé et emmagasiné par les graisses. Les concentrations de DDT total peuvent atteindre 0,01 à 0,07 mg par litre de sang dans l'ensemble de la population et l'on a relevé dans le lait humain des concentrations de 0,01 à 0,1 mg/litre. 250 mg par kg de poids corporel, administrés dans de l'huile, constituent une dose létale médiane typique pour le rat. Le DDT agit principalement à la fois sur le système nerveux central et sur le système périphérique. Le foie est le seul autre organe à être affecté de façon significative. Lors d'essais d'alimentation de longue durée, effectués sur des souris et des rats, les changements au niveau du foie sont allés de l'hypertrophie à la marginafion et des liposphères à la formation de nodules de cellules affectées. On n'a observé aucune action tératogène chez plusieurs espèces animales, ni aucune action mutagène dans les systèmes d'essais bactériens. Une exposition professionnelle de longue durée ne fait pas apparaître chez l'homme de preuve de cancer induit par le DDT (14). La DJA conditionnelle pour le DDT (isomères totaux) pour l'homme a été fixée en 1969 à 0,005 mg/kg de poids corporel a. b) Aldrine et dieldrine L'aldrine et la dieldrine sont des insecticides persistants qui s'accumulent dans la chaîne alimentaire. La dieldrine se forme par oxydation métabolique de l'aldrine chez les animaux et par oxydation chimique dans le sol. Ces deux insecticides ont servi au traitement des sols contre divers insectes, au traitement des semences et des feuilles de diverses cultures, mais leur usage a été progressivement limité ou interdit. Leur utilisation principale concerne actuellement la lutte contre les termites. Le premier site d'action de la dieldrine est le système nerveux central. Elle n'a manifesté aucune action mutagène au cours d'études in vitro et in vivo, ni aucun effet tératogène avec différentes espèces animales. Les résul• FAOIOMS 1969. Évaluation de quelques rés1dus de pesticides dans les aliments. Documents non publiés: FAO/PL: 1969/M/17/1; OMS/Additifs alimentaires/70.38.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

tats de divers essais de cancérogénicité sur des souris et d'autres mammifères font apparaître une certaine spécificité des effets de l'aldrine et de la dieldrine, qui se traduit par une fréquence accrue des tumeurs du foie chez les seules souris. Les données toxicologiques disponibles en 1977 confirmant que ni l'aldrine ni la dieldrine ne sont carcinogènes, la validité de la dose journalière admissible antérieure de 0,0001 mg par kg de poids corporel a été réaffirmée pour les résidus de ces deux produits, séparément ou ensemble a.

c) Chlordane (isomères totaux) Le chlordane est un insecticide à large spectre qui appartient au groupe des hydrocarbures chlorés polycycliques appelés cyclodiènes. Le chlordane a été largement utilisé contre les termites depuis 30 ans, ainsi que comme insecticide dans les maisons, les jardins et les terrains agricoles. Sa production et ses emplois ont diminué notablement ces dernières années. On dispose de certains indices selon lesquels le chlordane serait potentiellement mutagène pour les cellules humaines et les bactéries. Un essai biologique destiné à mettre en évidence une action carcinogène éventuelle a été effectué chez des souris et des rats. On a constaté l'apparition d'un nombre de carcinomes hépatocellulaires proportionnel à la dose utilisée chez la souris, mais rien chez le rat. Plusieurs études épidémiologiques portant sur des individus exposés professionnellement n'ont révélé aucun accroissement de la mortalité par cancer. L'action carcinogène du chlordane n'ayant été montrée de façon concluante que chez une seule espèce, la souris, il faut baser sa DJA sur sa toxicité. Elle a été fixée à 0,001 mg par kg de poids corporel (16). d) llexachlorobenzène L'hexachlorobenzène (HCB) produit commercialement sert surtout de fongicide, mais sa présence dans l'environnement provient essentiellement de ce qu'il est un sousproduit de la fabrication du chlore et de produits chimiques chlorés, notamment de solvants. Malgré une faible toxicité aiguë pour la plupart des espèces (plus de 1000 mg par kg de poids corporel), l'HCB provoque une large gamme d'effets biologiques après une exposition modérée mais prolongée. Chez l'homme, le syndrome comporte l'apparition de vésicules et d'épidermolyse sur les parties exposées du corps, notamment sur le visage et les mains. On a signalé des troubles chez des bébés turcs, dont les mères souffraient de porphyrie due à l'HCB, ou avaient consommé du pain pollué par l'HCB, ce qui avait contaminé leur lait. Au moins 95% de ces bébés sont morts dans l'année. Deux études sur des souris et des rats indiquent que l'HCB est carcinogène (12). L'utilisation du modèle linéaire à étapes pour un risque accru de 1 pour 100 000 sur toute une vie conduit à recommander une valeur indicative de 0,01 ~g/litre. " FAO/OMS 1970. Évaluation de quelques réstdus de pesllctdes dans les al!ments. Documents non publiés: FAO/ACP 1970/M/12/1; OMS/Additifs alimentaires/17.42.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

e) Heptachlor et époxyde d'heptachlor L'heptachlor est un insecticide à large spectre du groupe des hydrocarbures chlorés polycycliques, qui a été surtout utilisé en agriculture contre les insectes du sol. On l'utilise encore beaucoup pour les cultures sans champ et la destruction des termites. L'heptachlor persiste longtemps dans l'environnement et se transforme en un métabolite plus toxique, l'époxyde d'heptachlor, dans le sol, dans les plantes et dans l'organisme des mammifères. En solution ou en film mince, l'heptachlor subit une photodécomposition en photoheptachlor, plus toxique pour les insectes et les invertébrés aquatiques que le composé apparenté. Au cours d'essais de longue durée consistant à administrer de l'heptachlor par voie alimentaire en vue de rechercher une éventuelle action tératogène, des cataractes se sont développées chez des rats adultes ainsi que chez leurs petits peu après qu'ils aient ouvert les yeux. Des essais chez des mammifères ont révélé une action mutagène de l'heptachlor, bien que ni lui ni sa forme époxyde ne se soient avérés mutagènes pour Salmonella typhimurium au cours de l'essai d'Ames. L'heptachlor a provoqué des mutations létales dominantes chez des rats mâles, comme le montre le nombre de fœtus résorbés chez des femelles gravides intactes. Heptachlor et époxyde d'heptachlor ont induit des carcinomes hépatocellulaires lors d'études à l'aide de doses alimentaires chroniques dans trois cas chez la souris et dans un seul chez le rat. La valeur indicative de 0,1 ~g/litre calculée sur la base d'une DJA de 0,5 ~g par kg de poids corporel, est encore inférieure à celle que donnerait l'application du modèle à étapes pour une augmentation du risque de cancer de 1 pour 100 000. f) HCH-gamma (lindane) Le lindane a est un insecticide à large spectre du groupe des hydrocarbures chlorés cycliques ayant un vaste champ d'application, dont le traitement des animaux, des bâtiments, de l'homme (pour les ectoparasites), des vêtements, de l'eau (pour les moustiques), des plantes, des semences et des sols. Il est dégradé lentement par les microorganismes du sol et peut être transformé en isomères alpha, béta, ou les deux. La contamination de l'eau se produit par application directe de l'hexachlorocyclohexane (HCH), ou lindane, pour lutter contre les moustiques, à la suite de son utilisation dans l'agriculture et la sylviculture ainsi, dans une moindre mesure, que par la contamination occasionnelle des effluents industriels. On a signalé des cas d'irritation du système nerveux central ainsi que d'autres effets toxiques secondaires (nausées, vomissements, spasmes, faiblesse respiratoire avec cyanose et dyscrasie sanguine) à la suite de l'usage prolongé ou impropre d'hexicide (1% de lindane) pour le traitement de la gale humaine. Des travailleurs exposés à l'HCH technique ont été atteints de troubles tels que céphalées, vertiges et irritations de la peau, des yeux et des muqueuses de l'appareil respiratoire. Le lindane n'a pas d'effets tératogènes chez le rat. Tant chez cet animal que chez le lapin il augmente la mortalité des embryons implantés lorsqu'il est associé à l'alimentation • Le lindane est un produit qui ne conteint pas moins de 999 g d'HCH-gamma par kg.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

pendant la grossesse. Les indices d'action mutagène du lindane sont équivoques. Il s'est révélé mutagène dans ces certaines épreuves microbiennes, mais d'autres rapports ne lui attribuent pas d'activité mutagène significative. On lui a attribué en outre une fréquence accrue des tumeurs du foie chez la souris (12). L'action carcinogène du lindane n'ayant été démontrée que chez une seule espèce animale, la souris, la valeur indicative applicable au lindane est basée sur la DJA FAO/OMS, en admettant que 1% de la dose provient de l'eau de boisson. g) Méthoxychlor

Le méthoxychlor est un insecticide utilisé pour traiter les récoltes et le bétail. C'est un composé dont la toxicité aiguë est relativement basse, qui ne se montre pas tératogène pour le rat, ni mutagène pour les bactéries. Les données disponibles ne fournissent aucune preuve que le méthoxychlor soit carcinogène pour les animaux de laboratoire. La rapidité de son métabolisme chez ces animaux explique la faiblesse de son accumulation (15). Une dose journalière admissible pour l'homme fixée en 1965 à 0,1 mg par kg de poids corporel a été confirmée en 1977 (16). h) 2,4-D

Le 2,4-D (acide dichloro-2,4-phénoxyacétique) s'emploie comme herbicide contre les plantes à larges feuilles et comme régulateur de la croissance des plantes. Les formules commerciales se composent généralement de sels ou d'esters de l'acide. Le 2,4-D est chimiquement très stable mais ses esters s'hydrolysent facilement en acide libre. L'eau peut le décomposer aisément. On n'en trouve que rarement des résidus dans le sol, car les microorganismes le décomposent, et aucun cas d'accumulation n'a été signalé. Des individus exposés au 2,4-D au cours de sa fabrication ou de son utilisation se sont plaints de fatigue, de céphalées, de douleurs hépatiques, de perte d'appétit, etc. (15). En revanche, l'état de santé de travailleurs exposés quotidiennement à des doses de 0,43 à 0,57 mg par kg de poids corporel pendant des périodes allant de 6 mois à 22 ans n'a révélé aucune différence avec celui de la population non exposée. Des études portant sur les propriétés carcinogènes de ce produit n'ont pas apporté non plus de résultat concluant, en raison de comptes-rendus inadéquats ou du trop petit nombre d'animaux utilisés. Les résultats tendent cependant à indiquer que le 2,4-D n'est pas carcinogène. Sa dose journalière admissible a été fixée par l'OMS à 0,3 mg par kg de poids corporel (17). La valeur indicative retenue pour le 2,4-D dans l'eau de boisson est de 0,1 mg/litre sur la base de sa toxicité. Cependant, certains individus sont capables de déceler ce composé au goût et à l'odeur au-dessus de 0,05 mg/litre. 4.3.7.5 Chlorobenzènes Les chlorobenzènes sont très utilisés dans l'industrie comme solvants et comme intermédiaires dans la production de colorants, d'insecticides etc.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

La plupart des benzènes chlorés n'ont pas été détectés dans l'eau de boisson à des concentrations supérieures à 0,1 ~gllitre, à l'exception du monochlorobenzène, du 1,2-dichlorobenzène, du 1,4-dichlorobenzène et du 1,2,4-trichlorobenzène. Les données toxicologiques relatives aux benzènes chlorés sont rares. Une évaluation préliminaire des données disponibles concernant le monochlorobenzène, le 1,2-dichlorobenzène et le 1,4-dichlorobenzène permet de penser que les limites toxicologiques et les concentrations-seuil pour l'odeur sont du même ordre de grandeur. On ne dispose pas de données suffisantes pour fixer une valeur indicative pour le 1,2,4-trichlorobenzène (voir aussi le paragraphe 4.4.3.19).

a) Monochlorobenzène Le monochlorobenzène (MCB) est un solvant très utilisé qui sert d'intermédiaire pour la fabrication de colorants, de pesticides et d'autres produits chimiques. Il peut aussi se former lors de la chloration d'une eau polluée par du benzène. On a noté sa présence dans des eaux brutes et traitées à des concentrations pouvant atteindre 10 ~g!litre. On ne dispose pas de données toxicologiques relatives à des expositions de longue durée, mais il y a des preuves suffisantes que le MCB a sur les organes cibles des effets toxiques proportionnels à la dose appliquée. On ne sait rien en revanche de ses effets carcinogènes, tératogènes ou mutagènes. Des études de courte durée sur des rats et des chiens ont permis de conclure à l'innocuité de doses correspondant respectivement à 15 et 27 mg par kg de poids corporel. En l'absence de données sur la toxicité à long terme, on a utilisé un facteur de sécurité de 1000 à 10 000 pour estimer une dose journalière admissible provisoire de 0,0015 à 0,015 mg par kg de poids corporel. En attribuant à la consommation quotidienne d'eau 10% de cette valeur, on obtient pour l'eau de boisson une limite toxicologique de 5 à 50 ~gllitre. Compte tenu à la fois de ces chiffres et du fait que le seuil olfactif du MCB dans l'eau est de 30 ~gllitre, on a recommandé 10% de ce dernier chiffre pour éviter tout problème de goût et d'odeur dans l'eau de boisson. b) 1,2-dichlorobenzène et 1,4-dichlorobenzène Ces deux composés sont les plus répandus des dichlorobenzènes (DCB) et tous deux servent d'intermédiaires dans la production de colorants. On utilise aussi le 1,4-DCB comme antimite et déodorant de WC, alors que le 1,2-DCB est utilisé comme solvant dans l'industrie chimique. Les deux composés sont fréquemment décelés dans les eaux superficielles et dans les eaux de boisson. On a fait état de concentrations atteignant 10 ~gllitre. Le DCB non métabolisé peut s'accumuler dans les tissus, surtout dans les graisses. On a rendu compte de plusieurs études de courte durée consacrées à l'exposition d'animaux de laboratoire au DCB. Au cours d'une étude de 4 semaines sur des rats, aucun effet n'a été observé à la suite de l'administration de doses orales de 100 mg/kg de poids corporel. D'autres expériences ont également montré l'absence d'effet nocif chez des rats ayant reçu 130 doses orales de 18,8 mg par kg de poids corporel à raison de 5 jours par semaine. Partant de cette dose quotidienne inoffensive de 18,8 mg par kg, l'application d'un facteur de sécurité 1000-10 000 conduit

DIRECfiVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

à une dose journalière admissible quotidienne (7 jours sur 7) de 0,014 à 0,0014 mg par kg de poids corporel. En attribuant 10% de cette dose à la consommation d'eau, une limite toxicologique pour l'eau de boisson a été fixée à 5-50 Jlg/litre. Les seuils de concentration pour l'odeur étant fixés à 3 Jlg/litre pour l'isomère 1,2 et à 1 Jlg/litre pour l'isomère 2,4, des concentrations correspondant à 10% de chacune de ces valeurs ont été recommandées comme étant peu susceptibles de créer des problèmes d'odeur ou de goût dans l'eau de boisson.

4.3. 7.6 Chloraphénols a Les chlorophénols s'utilisent comme biocides. Ils apparaissent lors de la chloration d'eau polluée par du phénol. Ils ont des seuils de goût et d'odeur très bas, de 1 Jlg/litre pour les plus odorants. En conséquence, phénols et chlorophénols ne doivent pas être présents dans l'eau de boisson à des concentrations supérieures à 0,1 Jlg/litre pour des raisons organoleptiques. Certains phénols sont toutefois acceptables à des concentrations inférieures à 100 Jlg/litre en absence de chloration. Lorsque les considérations organoleptiques passent après la nécessité d'un approvisionnement en eau de boisson désinfectée, il faut noter que certains composés phénoliques ont des effets toxiques à ces concentrations élevées. La méthode spectrophotométrique n'est pas assez sensible pour déceler des chlorophénols à leurs concentrations seuils de goût et d'odeur ou pour déceler des phénols à des concentrations auxquelles leurs produits de chloration pourraient poser des problèmes de goût et d'odeur. Dans de tels cas, on peut avoir recours à une évaluation directe du goût et de l'odeur par un jury, ou alors procéder à une analyse chromatographique. Le meilleur moyen de prévenir la pollution de l'eau de boisson par les chlorophénols est d'empêcher le rejet de phénols et de phénols chlorés dans l'eau brute. Si les concentrations de phénols sont élevées, il faut autant que possible les faire baisser avant la chloration. Les chlorophénols faiblement substitués peuvent s'éliminer par oxydation, alors que les composés fortement substitués peuvent être éliminés efficacement par absorption sur charbon actif (voir aussi le paragraphe 4.4.3.18). a) 2,4,6-trichlorophénol

Le 2,4,6-trichlorophénol est présent à faible concentration dans de nombreux approvisionnements en eau et résulte de la réaction du chlore de désinfection avec certains précurseurs (dont le phénol) ou d'autres composés organiques naturels, Les concentrations typiques relevées dans des eaux de boissons prêtes à la consommation vont de 0,003 Jlg/litre à un peu moins de 1 Jlg/litre. Comme d'autres chlorophénols, le 2,4,6-trichlorophénol peut, à fortes doses, provoquer fièvre et convulsions. La préoccupation majeure, provient cependant du fait que ce composé a provoqué des leu-

" Notamment 2- et 4-chlorophénol, 2,4- et 2,6-dichlorophénol, 2,4,5- et 2,4,6-trichlorophénol, 2,3,4,6-tétrachlorophénol et pentachlorophénol.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

cémies et des lymphomes chez des rats mâles et augmenté de façon significative la fréquence des carcinomes hépatocellulaires chez des souris mâles et femelles. Il s'est en outre révélé mutagène pour les levures, ce qui le fait soupçonner d'être carcinogène. Devant ces résultats, on a conclu que le 2,4,6-trichlorophénol est un carcinogène chimique susceptible d'accroître le taux de cancer chez l'homme s'il est présent en quantité suffisante. On sait peu de choses du métabolisme du 2,4,6-trichlorophénol, si ce n'est qu'il paraît s'éliminer rapidement de l'organisme. En raison des propriétés carcinogènes de ce composé, on a fixé une valeur indicative de 10 ~gllitre, sur la base du modèle d'extrapolation linéaire à étapes. Le 2,4,6-trichlorophénol peut cependant être décelé par son goût et son odeur à une concentration de 0,1 ~g!litre. b) Pentachlorophénol Le pentachlorophénol est couramment utilisé pour protéger le bois et on le rencontre occasionnellement dans l'eau de boisson à des concentrations qui peuvent être gênantes aussi bien pour la santé que du point de vue organoleptique. Sa toxicité aiguë chez l'homme se traduit par une augmentation de la température, une respiration accélérée et, finalement, l'arrêt du cœur. On a montré que le pentachlorophénol purifié produit des altérations des reins et du foie chez les animaux de laboratoire. Des phénomènes similaires ont été observés chez des individus exposés professionnellement à ce produit industriel. Le pentachlorophénol est toxique pour l'embryon et le fœtus chez les animaux d'expérience. Il accroît également la fréquence des mutations dans les levures, même si des résultats négatifs ont été obtenus lors d'autres épreuves de mutagénicité. Le pentachlorophénol ne s'est pas révélé carcinogène chez l'animal d'expérience. Bien absorbé par l'appareil gastro-intestinal, il peut également être absorbé par la peau. La plus grande partie du pentachlorophénol absorbé dans l'organisme humain se retrouve inchangée dans les urines. Chez le rat et la souris, environ 20% de la dose présente dans l'organisme est déchlorée pour former de la tétrachlorohydroquinone et de la trichloro-p-hydroquinone, mais cette voie n'a pas encore été explorée chez l'homme. Partant de ces résultats et de la preuve d'une faible toxicité chez les groupes professionnellement exposés à une dose d'environ 2 à 4 mg de pentachlorophénol par jour, on a appliqué un facteur d'incertitude de 1000 aux données animales pour arriver à une dose journalière admissible de 3 ~g par kg de poids corporel (18). En attribuant à l'eau de boisson 10% de cette dose journalière admissible, on obtient une concentration de pentachlorophénol de 10 ~g par litre, ce qui est la valeur indicative recommandée. 4.3.7.7 Benzène et a/ky/benzènes inférieurs

Le benzène et les alkylbenzènes inférieurs tels que le toluène et l'éthylbenzène sont très utilisés dans l'industrie chimique comme intermédiaires pour la fabrication, par exemple, du phénol et du cyclohexane. Les alkylbenzènes sont des composants de l'essence et s'emploient comme solvants

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

pour les peintures et revêtements. Le benzène et les alkylbenzènes inférieurs peuvent être présents dans les eaux souterraines à des concentrations plus élevées que dans les eaux superficielles parce qu'il n'y a pas d'évaporation. On a récemment signalé des concentrations de l'ordre du mg/litre dans des eaux souterraines, à la suite de pollutions par écoulements ou décharges de déchets chimiques, mais les concentrations ne dépassent généralement pas 1 jlg/litre dans les eaux de boisson. Utilisé comme solvant et comme intermédiaire de nombreuses synthèses dans l'industrie chimique, le benzène se rencontre occasionnellement à des concentrations atteignant 10 jlg/litre dans les eaux de surface et plus de 100 jlg/litre dans les eaux souterraines. On rapporte périodiquement la présence de benzène dans l'eau de boisson à de faibles concentrations, de l'ordre du jlg/litre. On a cependant signalé parfois des concentrations de 300 jlg/litre. Le benzène est une substance chimique dont on connaît parfaitement les propriétés toxiques pour l'homme et les animaux de laboratoire. Chez des sujets sensibilisés, il est arrivé que le benzène provoque une anémie aplasique, fatale. On s'inquiète depuis quelque temps des rapports entre la leucémie et l'exposition professionnelle au benzène. On a utilisé cette exposition humaine pour estimer, en ce qui concerne l'inhalation, la probabilité d'apparition de la leucémie à un faible niveau de risque (1 cancer supplémentaire pour 100 000 individus exposés pendant leur vie entière). Du fait de ses propriétés chimiques et physiques, et de son action systémique, c'est-à-dire qui ne se limite pas au parenchyme pulmonaire, on suppose que des niveaux similaires d'exposition au benzène par ingestion d'eau de boisson présentent un risque comparable. Une valeur limite de 10 jlg/litre a donc été recommandée sur la base des données concernant la leucémie appliquées à un modèle d'extrapolation linéaire à étapes. 4.3.7.8 Trihalométhanes

La chloration d'eaux de boisson contenant des substances organiques naturelles entraîne l'apparition de nombreux sous-produits parmi lesquels les trihalométhanes: chloroforme, bromodichlorométhane, dibromochlorométhane et tribromométhane (bromoforme). On a montré que le chloroforme provoque des cancers chez deux espèces d'animaux de laboratoire. Les autres trihalométhanes, qui se forment souvent en présence d'ions bromure, commencent seulement à faire l'objet d'épreuves de cancérogénicité similaires à celles utilisées pour démontrer que le chloroforme est carcinogène dans les conditions de l'essai. On sait, d'ailleurs, qu'ils sont plus actifs que le chloroforme dans l'essai de mutagénicité d'Ames sur les Salmonella. On a démontré que le chloroforme provoque le cancer chez deux espèces d'animaux de laboratoire et on le soupçonne de constituer un risque potentiel de cancer pour l'homme, bien que le mécanisme de la cancérogénicité n'ait pas encore été élucidé. Le chlore est cependant un désinfectant efficace de l'eau, et les dangers de maladie dûs à la pollution microbiologique résultant d'une désinfection incomplète sont importants et ne

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

sauraient être négligés. C'est particulièrement vrai dans les pays en développement, où les maladies hydriques coûtent des centaines de vies par jour. Le chlore est un désinfectant très employé et c'est aussi le plus commode et le plus facile à maîtriser. L'Organisation mondiale de la Santé recommande son emploi pour la désinfection de l'eau dans les pays en développement. La formation des trihalométhanes (THM) résulte dans une large mesure de l'interaction entre le chlore et certains précurseurs contenus dans l'eau (acides fulviques et humiques, par exemple). Il ne devrait pas y avoir de fortes concentrations de THM si les précurseurs sont peu abondants ou éliminés par traitement. Il est cependant évident qu'on ne saurait accepter une désinfection inadéquate sous prétexte qu'elle limiterait les concentrations de THM. Cela ne veut pas dire que la présence des THM soit sans risque, et il faut encourager tout moyen pratique et sûr d'en réduire la formation. On calcule la valeur indicative applicable au chloroforme à l'aide d'une extrapolation linéaire à étape des données recueillies sur le rat mâle. Bien que les données toxicologiques disponibles ne soient utiles qu'à l'établissement d'une valeur indicative pour le chloroforme, il faut aussi réduire la concentration des autres trihalométhanes. On a fixé dans plusieurs pays des limites comprises entre 25 et 250 Jlg/litre pour le total de quatre trihalométhanes bien définis. Compte tenu de l'imprécision des données, ces limites représentent un moyen terme entre les concentrations qu'il est possible d'obtenir dans des circonstances données et celles qui seraient souhaitables. La valeur indicative recommandée pour le chloroforme seul est de 30 Jlg/litre. 4.4 Qualité de l'eau de boisson : aspects organoleptiques Comme on l'a déjà dit, les valeurs indicatives proposées dans le présent volume ont été soigneusement étudiées sur la base de différents facteurs, parmi lesquels i) les concentrations et fréquences d'apparition; ii) la toxicité et iii) les moyens d'action disponibles. Il arrive souvent que l'eau de boisson contienne des substances qui affectent ses qualités organoleptiques, même si elles sont rarement présentes à des concentrations toxiques et si les moyens d'action sur ces produits peuvent être coûteux. Les pays qui élaborent des normes pour la qualité de l'eau de boisson doivent soigneusement évaluer les coûts et bénéfices du contrôle des qualités organoleptiques. Il y a au moins un pays développé qui a établi des normes contraignantes applicables aux polluants importants sur le plan sanitaire, mais il s'est contenté de recommandations en ce qui concerne les caractéristiques organoleptiques. Dans les pays aux ressources gravement limitées, il est encore plus important de fixer des priorités et il faut le faire en tenant compte, dans chaque cas particulier, des conséquences pour la santé. Cette façon d'aborder le problème ne sous-estime nullement l'importance de la qualité organoleptique de l'eau. Une eau organoleptique-

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

ment désagréable peut pousser l'usager à utiliser un approvisionnement dangereux, et les systèmes de traitement au point d'utilisation de l'eau ne constituent pas nécessairement une solution à ce problème. En outre, la saveur, l'odeur et la couleur peuvent être les premières indications d'un danger potentiel pour la santé. Les caractéristiques de l'eau qui reposent sur une évaluation sensorielle humaine conduisent souvent à des jugements subjectifs. Les polluants dangereux pour la santé des uns le sont aussi pour la santé des autres, alors que les caractéristiques organoleptiques font appel à des considérations sociales, économiques et culturelles. C'est pourquoi la fixation de limites en la matière doit tenir compte des possibilités à la lumière des contraintes socio-économiques et des problèmes d'environnement du pays. Comme les griefs des consommateurs d'eau concernent surtout sa couleur, son goût et son odeur, c'est la qualité perçue par les sens qui détermine dans une large mesure si une eau est acceptable ou non. Pour que la majorité des usagers ne s'aperçoivent pas du goût ou de l'odeur d'un constituant de l'eau, sa concentration doit demeurer très en dessous du seuil à partir duquel 50% d'un groupe d'individus sont capables de déceler la présence du constituant dans l'eau. L'une des conditions de validité de cet essai est que le «jury» se compose de 10 à 15 personnes et qu'il travaille dans des conditions contrôlées. Si les participants sont moins nombreux, le jugement est moins précis et moins fiable. Il n'en reste pas moins qu'en général quelque 5% de la population sont capables de déceler au goût ou à l'odeur des substances dont la concentration représente à peine 1% du seuil (19). Proposer que l'eau de boisson soit exempte de goût et d'odeur reviendrait donc à faire porter au personnel responsable de la qualité de l'eau le poids d'un objectif inatteignable et superflu. En cherchant à fournir une eau de boisson qui n'ait pas de goût pour la majorité des individus, on s'est aperçu qu'il fallait limiter à moins de 10% de leur seuil particulier de goût et d'odeur les concentrations de constituants, surtout si ce sont des composés organiques. Bien que de nombreuses substances organiques contèrent à l'eau une saveur désagréable, le présent document ne concerne que les polluants chimiques fréquents de l'eau de boisson, pour lesquels on dispose en général de méthodes d'analyse. Des circonstances locales peuvent faire qu'une odeur ou un goût de l'eau de boisson soit inévitable en raison de méthodes d'élimination d'une efficacité douteuse, ou inexistantes. S'il n'y a pas de solution technique, il faut demander l'avis des autorités sanitaires locales. Si des problèmes de goût et d'odeur se posent à un approvisionnement en eau, il faut en rechercher les causes et prendre des mesures immédiates pour les éliminer. Mais il est extrêmement important que les efforts visant à fournir une eau acceptable sur le plan organoleptique (notamment en réduisant le dosage du chlore) ne compromettent pas sa sécurité microbiologique. Outre le goût et l'odeur, l'aspect de l'eau peut aussi être à l'origine de plaintes. Une coloration peu avenante provoquée ou non par des particules en suspension peut avoir de nombreuses causes. Outre le fait de révéler certaines défectuosités du traitement, elle peut indiquer, dans le cas d'eau

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

brute, que la source n'est pas satisfaisante. Les mesures de couleur et de turbidité sont donc très importantes, car elles peuvent refléter des concentrations anormales d'aluminium, de fer ou de manganèse, ou encore un défaut d'oxygène dissous ou un développement microbien excessif. 4.4.1 Valeurs indicatives recommandées

On a examiné soigneusement un total de 23 composants et caractéristiques de l'eau de boisson pour vérifier leur influence sur ses qualités organoleptiques. Des valeurs indicatives ont été recommandées pour 15 de ces éléments d'appréciation (tableau 14). On y a ajouté cinq monographies pour les constituants ou caractéristiques qui sont susceptibles de poser des problèmes dans certaines conditions. Tableau 14. Valeurs indicatives pour les constituants chomiques et les caracténstiques physiques susceptibles d ·affecter la qualité organoleptique de reau de boisson Composant aluminiUm chlorures couleur cu1vre dureté fer goût et couleur manganèse matoères dissoutes totales pH sodoum sulfates sulfure d"hydrogène turbodoté ZinC

Valeur indicative 0,2 mg/htre 250 mg ct- /litre 15 umtés vraies de couleur 1,0 mg/htre 500 mg/htre léqwvalent CaC0 3 ) 0,3 mg/htre non déplaisants pour la maJorité des consommateurs 0,1 mg/htre 1000 mg/litre 6,5-8,5 200 mg/htre 400 mg/litre de sojondécelable par le consommateur 5 umtés néphélométriques, maos de préférence < 1 pour une désonfection effocace 5,0 mg/htre

4.4.2 Détergents de synthèse

Les Normes internationales pour l'eau de boisson (8) comportaient une concentration maximale souhaitable de 0,2 mg/litre pour les détergents anioniques. Dans de nombreux pays, les détergents anioniques persistants ont été remplacés par des composés plus facilement biodégradables et, de ce fait, les concentrations dans les sources d'eau ont baissé. De nouveaux types de détergents cationiques, anioniques et non-ioniques sont apparus. Au début, on a espéré voir le problème des détergents non dégradables disparaître peu à peu, mais ce n'est toujours pas le cas dans de nombreux pays. Il ne faut pas tolérer la présence dans l'eau de boisson de concentrations de détergents capables de poser des problèmes de formation de mousse, de goût et d'odeur.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

4.4.3 Résumé des éléments de preuve utilisés pour fixer les valeurs indicatives 4.3.3.1 Aluminium

Bien que l'ingestion de composés d'aluminium ne semble pas, en général, provoquer d'effets nocifs sur des individus normaux, leur présence dans l'eau utilisée en dialyse rénale a entraîné des désordres neurologiques chez les patients traités. On utilise largement les composés d'aluminium pour traiter l'eau, et s'il subsiste des concentrations supérieures à 1 mg/ litre, une coloration parasite peut se produire. On a proposé une valeur limite de compromis de 0,2 mg/litre. La présence d'aluminium peut augmenter la coloration parasite de l'eau en présence simultanée de fer. 4.4.3.2 Chlorures

Des concentrations élevées de chlorures nuisent au goût de l'eau et des boissons. Les seuils de goût pour les chlorures (de sodium, potassium ou calcium) sont de l'ordre de 200 à 300 mg/litre. Des concentrations élevées de chlorures attaquent le métal du réseau de distribution, surtout lorsque les eaux sont faiblement alcalines, et les traitements habituels n'éliminent pas les chlorures de l'eau. La principale source de chlorures pour l'organisme humain est constituée par les aliments salés, la dose moyenne étant d'environ 6 grammes d'ion chlorure par jour (20). La valeur indicative a été fixée à 250 mg de chlorure par litre d'eau de boisson, en fonction de considérations gustatives. 4.4.4. 3 Couleur

La coloration de l'eau de boisson peut être due à la présence de matières organiques colorées (surtout de substances humiques), de métaux tels que le fer ou le manganèse, ou encore de déchets industriels très colorés. Les usagers peuvent être tentés de se tourner vers d'autres sources, peut-être peu salubres, quand on leur fournit une eau colorée au point d'être esthétiquement désagréable. Il est donc souhaitable que l'eau de boisson soit incolore. La valeur indicative a été fixée à 15 unités vraies de couleur (UVC), bien que toute coloration dépassant ce niveau soit décelée dans un verre d'eau par la plupart des gens. 4.4.3.4 Cuivre

Le cuivre est un élément essentiel du métabolisme humain (21) et on le considère généralement comme non toxique aux concentrations rencontrées dans l'eau de boisson. Bien qu'elle soit tenue pour inoffensive, la présence de cuivre peut toutefois perturber certains usages domestiques de l'eau. Il augmente la corrosion des installations sanitaires en fer galvanisé et en acier. A plus de 5 mg/litre, il colore l'eau et lui confère une amertume

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

désagréable. Au-dessus de 1 mg/litre, le linge peut être taché, ainsi que la plomberie domestique. Le cuivre est d'ailleurs, largement utilisé en plomberie et les concentrations dans l'eau du robinet sont donc souvent beaucoup plus chargée en cuivre que l'eau qui entre dans le réseau de distribution. On a fixé la valeur indicative à 1 mg/litre compte tenu de son action sur le linge et de sa propension générale à tacher. 4.4.3.5 Dureté

La dureté de l'eau acceptée par le public peut varier considérablement d'une collectivité à l'autre, selon les conditions locales. Dans certains cas, on tolère une dureté pouvant atteindre 500 mg/litre. La duretée est causée par la présence d'ions métalliques polyvalents en solution, surtout de calcium et dans une moindre mesure, de magnésium. On exprime souvent cette dureté par une quantité équivalente de carbonate de calcium (CaC0 3). Le seuil gustatif pour l'ion calcium est compris entre 100 et 300 mg/litre selon l'anion associé. Il est sans doute moins élevé pour le magnésium. Comme une valeur indicative est proposée pour la dureté totale, on n'en a pas fixé pour le calcium et pour le magnésium séparément. Le magnésium associé à un ion sulfate peut avoir des propriétés laxatives. mais l'organisme humain s'y habitue à la longue. Avec l'intervention d'autres facteurs, comme le pH et l'alcalinité, une dureté de plus de 200 mg/litre peut entraîner des dépôts de tartre dans les conduites, une consommation excessive de savon et la formation subséquente d'«écume». Lorsqu'on les chauffe, les eaux dures ont tendance à déposer du tartre, alors que les eaux d'une dureté inférieure à 100 mg/litre, fournissent une protection moindre et sont donc plus corrosives pour les conduites. La valeur indicative de 500 mg/litre (exprimée en CaC0 3) recommandée pour la dureté repose sur des considérations relatives au goût et aux usages domestiques. 4.4.3.6 Sulfure d'hydrogène

L'hydrogène sulfuré se remarque plus particulièrement dans les eaux souterraines ou dans l'eau de boisson qui stagne dans les réseaux de distribution, en raison de l'épuisement de l'oxygène et de la réduction des sulfates par l'activité bactérienne qui en résulte. La présence de sulfure d'hydrogène dans l'eau de boisson exige l'application immédiate de mesures d'élimination. A pH 7,0 et moins, le sulfure d'hydrogène prédomine; il se dissocie en ions inodores lorsque l'alcalinité augmente. On ne rencontre l'ion sulfure en concentrations appréciables qu'au-dessus de pH 1O. Dans des eaux bien aérées, le sulfure s'oxyde rapidement en sulfate, d'où la teneur généralement faible en hydrogène sulfuré des eaux bien oxygénées.

DIRECfiVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Il n'est pas nécessaire de fixer une valeur indicative puisque toute pollution est facilement décelée par le consommateur. 4.4.3.7 Fer

Bien que le fer soit essentiel à la nutrition humaine, l'eau de boisson n'est pas considérée comme une source importante de cet élément. A des concentrations de l'ordre de 0,3 mg/litre, le fer tache le linge et les installations sanitaires domestiques et donne mauvais goût aux boissons. La précipitation du fer en excès teinte l'eau d'un rouge brun désagréable. L'accroissement de la concentration du fer dans l'eau pendant la distribution peut résulter soit de la corrosion des tuyauteries en acier, soit de l'existence de dépôts antérieurs. La présence de fer à des concentrations supérieures à 0, 1 mg/litre peut provoquer des dépôts dans les tuyaux, et la présence d'aluminium peut poser le problème d'une eau sale. Au-dessus de 0,3 mg/litre, on risque de voir augmenter les dépenses d'entretien et le nombre des usagers se plaignant du mauvais goût de l'eau. Comme des composés du fer sont très utilisés dans le traitement de l'eau, on a adopté pour le fer une valeur indicative de compromis de 0,3 mg/litre. 4.4.3.8 Manganèse

A des concentrations supérieures à 0,15 mg/litre, le manganèse présent dans l'eau tache le linge et les installations domestiques de plomberie. A des concentrations encore plus élevées, il donne mauvais goût aux boissons. En association avec le fer, il peut provoquer l'accumulation de dépôts dans le réseau de distribution. Même à des concentrations de 0,05 mg/litre, le manganèse forme souvent dans les tuyaux des revêtements qui peuvent s'arracher ensuite pour former un précipité noir. La valeur indicative de 0, 1 mg/litre est basée sur la propension du fer à laisser des taches. 4.4.3.9 Oxygène dissous

L'oxygène dissous dans l'eau agit essentiellement sur les réactions d'oxydo-réduction qui mettent en jeu le fer, le manganèse, le cuivre et des composés contenant de l'azote et du soufre. L'étude de la concentration de l'oxygène dans l'eau peut fournir une quantité de données précieuses pour élucider différents problèmes qui se posent au niveau de la distribution. Aucune valeur indicative n'est recommandée, car de faibles concentrations d'oxygène dissous sont plus ou moins tolérables en fonction de la présence dans l'eau d'autres constituants. Il est cependant souhaitable que les concentrations d'oxygène dissous soient maintenues aussi voisines que possibles de la saturation. Il faut pour cela que les concentrations de matières oxydables biologiquement, y compris l'ammoniaque, demeurent, en revanche, aussi faibles que possible. Ceci n'exclut pas l'emploi de l'ammoniaque pour la chloramination.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

4.4.3.10 pH Un des objectifs principaux de la maîtrise du pH est la diminution de la corrosion et des incrustations dans les canalisations, qui résultent des relations complexes entre le pH et d'autres constituants ou caractéristiques: dioxyde de carbone, dureté, alcalinité et température. Des pH inférieurs à 7 peuvent provoquer une corrosion sévère des tuyauteries métalliques. Des concentrations élevées de certaines substances chimiques, telles que le plomb, peuvent résulter de la corrosion de certains types de canalisations, et la corrosion augmente avec la diminution du pH. Lorsque le pH est supérieur à 8,0, l'efficacité du processus de désinfection par le chlorure diminue. Un pH compris entre 6,5 et 8,5 est acceptable pour l'eau de boisson; c'est d'ailleurs la valeur indicative qui est proposée. La fourchette peut être plus large en absence d'adduction. 4.4.3.11 Sodium Les concentrations de sodium dépendent de facteurs tels que les conditions hydrogéologiques, la saison et les activités industrielles. Les concentrations dans l'eau de boisson sont normalement inférieures à 50 mg/litre, mais elles peuvent augmenter pendant le traitement, particulièrement lorsqu'on adoucit l'eau. Des concentrations élevées peuvent provenir de sols salés et l'on a signalé des concentrations de plus de 1000 mg/litre dans certaines eaux de boisson (20). Le seuil gustatif du sodium dans l'eau dépend de l'anion associé et de la température de la solution. A la température ambiante, le seuil gustatif du sodium pour les sels courants dans l'eau de boisson est de 200 mg/litre (ion sodium). La valeur indicative de 200 mg/litre a été fixée d'après des critères gustatifs. 4.4.3.12 Matières dissoutes totales Le totale des matières dissoutes se compose essentiellement de produits minéraux: calcium, magnésium, sodium, bicarbonates, chlorures et sulfates. Un des aspects importants de leur présence dans l'eau de boisson est leur effet sur le goût. La sapidité d'une eau contenant moins de 600 mg/ litre de matières dissoutes est généralement considérée comme bonne, alors que le goût de l'eau de boisson devient de plus en plus mauvais au-dessus de 1200 mg/litre. Ces considérations gustatives ont fait adopter une valeur indicative de 1000 mg/litre. 4.4.3.13 Sulfates L'ingestion d'eau contenant des concentrations élevées de sulfates peut avoir un effet laxatif, qui est encore renforcé en présence de magnésium. De l'eau contenant du sulfate de magnésium à des concentrations d'environ 1000 mg/litre agit comme purgatif pour les adultes, alors que des con-

DIRECfiVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

centrations inférieures peuvent déjà affecter les enfants et les nouveaux consommateurs d'eau. En outre, de fortes concentrations de sulfates peuvent accroître la corrosion des métaux. Aucun des traitements courants de l'eau n'élimine les sulfates, dont la concentration se trouve encore augmentée par l'utilisation de sulfate d'aluminium pendant la phase de floculation chimique de l'épuration. Les sulfates ont généralement moins d'effet sur la saveur que les chlorures et les carbonates. Les seuils gustatifs varient avec le cation associé et se situent entre 250 et 500 mg/litre (ion sulfate). La valeur indicative pour l'eau de boisson a été fixée à 400 mg/litre sur la base de considérations de goût. 4.4.3.14 Saveur et odeur

L'odeur de l'eau est principalement due à la présence de substances organiques. Certaines odeurs sont la marque d'une activité biologique accrue, tandis que d'autres proviennent simplement de pollutions industrielles. Les enquêtes sanitaires doivent toujours comporter la recherche de sources d'odeurs possibles ou existantes et il faut toujours essayer de résoudre les problèmes d'odeur. La perception combinée de substances décelées à la fois par la saveur et par l'odeur est souvent qualifiée simplement de «goût». Les problèmes de _«goût» de l'eau de boisson suscitent à eux tout seuls le plus grand nombre de plaintes de la part des consommateurs. D'une façon générale, les papilles gustatives de la cavité buccale sont des détecteurs spécifiques de composés minéraux tels que ceux du magnésium, du calcium, du sodium, du cuivre, du fer et du zinc. Pour que de l'eau contenant du bicarbonate de sodium ou du chlorure de calcium paraisse sans goût il faut que les concentrations de ces substances soient les mêmes que dans la salive. Un mauvais goût peut provoquer une réduction de la consommation d'eau ou inciter l'usager à utiliser d'autres approvisionnements en eau de salubrité douteuse. La chloration peut laisser des résidus de chlore perceptibles par le consommateur, mais il ne faut pas risquer de compromettre la sécurité microbiologique de l'eau en abaissant la teneur en chlore pour des questions de goût. Les changements de goût qui surviennent dans un approvisionnement public en eau peuvent être le signe d'une modification de la qualité de l'eau brute ou d'une défectuosité dans le traitement d'épuration. Comme l'eau ne doit avoir ni un goût ni une odeur désagréables pour la majorité de ceux qui la boivent, la directive est: «ne pas gêner la plupart des consommateurs». 4.4.3.15 Turbidité

Une forte turbidité peut protéger les microorganismes contre les effets de la désinfection et stimuler la croissance des bactéries. Dans tous les cas où l'eau est soumise à désinfection, la turbidité doit donc être faible (de préférence inférieure à 1 UNT) pour que cette désinfection soit efficace.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

La directive est égale à 5 unités néphélométriques de turbidité (UNT) ou à 5 unités Jackson de turbidité (UJT), mais il est souhaitable de ramener cette valeur à moins d'une unité en cas de désinfection. Une turbidité de plus de 5 UNT (ou UJT) peut être visible et, par conséquent, mal accueillie par les consommateurs.

4.4.3.16 Température L'eau fraîche est généralement plus agréable à boire, mais l'abaissement de la température diminue l'efficacité des traitements, dont la désinfection, et peut, de ce fait, s'avérer nocive pour la qualité de l'eau de boisson. En revanche, l'élévation de la température favorise la croissance microbienne et complique les problèmes de saveur,_d'odeur, de couleur et de corrosion. Aucune recommandation n'est formulée en ce qui concerne la température de l'eau de boisson, car elle est en général impossible à contrôler. 4.4.3.17 Zinc Le zinc est un élément essentiel de la nutrition. Les besoins quotidiens vont de 4 à 10 mg selon l'âge et le sexe. La plus grande partie provient de la nourriture (21). L'ingestion de quantités très supérieures ne provoque aucun effet nuisible à long terme. La valeur indicative est donc basée sur des considérations organoleptiques. Des concentrations de zinc supérieures à 5.0 mg/litre donnent à l'eau une saveur astringente déplaisante, et quelquefois un aspect opalescent, avec formation d'une pellicule grasse à l'ébullition. Bien que la concentration du zinc dans l'eau de boisson dépasse rarement 0,1 mg/litre elle peut être beaucoup plus élevée au robinet en raison de l'utilisation de zinc dans les installations de plomberie domestiques. La valeur indicative de 5 mg/litre pour le zinc dans l'eau de boisson repose sur des considérations gustatives. 4.4.3.18 Chlorophénols Il faut maintenir la concentration totale de phénol inférieure à 1 Jlg/litre dans l'eau destinée à être chlorée, pour éviter les problèmes de saveur et d'odeur résultant de la formation de chlorophénols pendant le traitement. Si l'eau n'est pas chlorée et si elle ne contient pas de chlorophénols, des concentrations plus élevées de phénol sont admissibles. Les seuils gustatifs sont compris entre 0,1 et 1 Jlg/litre pour le mono-, di-, tri- et tétrachlorophénols (19) (voir aussi le paragraphe 4.3.7.6). 4.4.3.19 Monochlorobenzène et dichlorobenzène Les concentrations de chlorobenzènes les plus élevées à avoir été signalées se rapportent au monochlorobenzène et aux 1,2- et 1,4-dichloroben-

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

zène, avec des maxima compris entre 0,1 et 10 Jlg/litre. Les seuils olfactifs pour ces trois composés sont respectivement de 30, 3 et 1 Jlg/litre. Des concentrations inférieures à 10% des seuils olfactifs respectifs devraient permettre d'assurer une eau agréable à boire pour la majorité des consommateurs. 4.5 Surveillance continue

La mise en œuvre pratique des directives de qualité de l'eau exige le prélèvement et l'analyse d'échantillons. Ces deux opérations posent des problèmes qui, s'ils ne sont pas résolus, risquent de faire perdre toute validité aux conclusions tirées de la surveillance continue et de compromettre l'utilité des directives a. Cette section décrit les principales difficultés rencontrées et expose les grandes lignes des méthodes nécessaires pour les résoudre. Si l'on veut que les programmes d'échantillonnage et d'analyse fournissent des informations valables sur la qualité de l'eau, il est indispensable que leurs objectifs soient définis clairement et sans ambiguïté. Il faut donc aussi que les directives relatives à la qualité de l'eau soient définies avec autant de précision que possible. La définition des substances qui présentent un intérêt et la formulation numérique des valeurs indicatives revêtent une importance particulière. De nombreuses substances peuvent être présentes dans l'eau sous une grande variété de formes physicochimiques, ou d'«espèces)), dont les propriétés peuvent différer profondément. Il faut choisir avec soin les méthodes d'analyse pour que toutes les «espèces)) qui présentent de l'intérêt soient mises en évidence et que celles qui sont sans importance soient laissées de côté. Il importe donc de définir sans ambiguïté toutes les substances spécifiées dans les directives relatives à la qualité de l'eau. A cet effet, on supposera que les valeurs indicatives recommandées dans les directives se réfèrent à des concentrations totales, c'est-à-dire qui englobent toutes les formes des substances présentes. 4.5.1 Variables de substitution

L'évaluation de la qualité de l'eau de boisson dépend souvent de l'emploi de variables de substitution, outre la variable de type indicateur, également très utilisée. Le principe de base est celui d'une substitution destinée à faciliter les applications tout en fournissant une méthode d'évaluation qui constitue un instrument de travail utile, bien que sans corrélation rigoureuse avec aucun constituant connu. La numération des coliformes est une illustration de ce qu'est une variable de type indicateur, utilisée pour évaluer rapidement et simplement la salubrité d'ensemble d'un a L'Organisation internationale de Normahsation (ISO) définit la «surveillance de la qualité de l'eau» comme «un programme d'échantillonnage, de mesures, puis d'enregistrement ou de transmission, ou les deux, des différentes caractéristiques des eaux destiné à évaluer leur conformlté à des objectifs fixés». Norme Internatwnale ISO 610712 Qualité de l'eau - Vocabulaire. Partie 2 (1981).

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

approvisionnement en eau sur le plan microbiologique. Les mesures fondées sur la substitution ou l'indicateur ont surtout pour résultat de réduire les coûts de surveillance et d'être rapides; elles ont cependant l'inconvénient de la substitution, qui laisse toujours planer un doute sur l'étendue de la protection. Un certain nombre de variables de substitution susceptibles de faciliter l'estimation du degré de la pollution par les constituants organiques ont été envisagées. 4.5.1.1 Carbone organique total (COT)

La mesure du carbone organique total est très précieuse pour contrôler le fonctionnement d'un approvisionnement en eau, mais sa valeur est extrêmement limitée lorsqu'il s'agit de signaler des risques potentiels pour la santé. Le carbone organique total reflète dans une large mesure la concentration des substances organiques naturelles (matières humiques), qui varie avec les saisons et le débit des cours d'eau. Des variations importantes de la concentration de substances potentiellement dangereuses ne sont mises en évidence que dans des conditions particulières et une seule mesure n'a guère de sens au point de vue sanitaire. La mesure du COT peut avoir d'autres utilités mais si l'on devait l'utiliser seule pour s'assurer qu'aucun composé n'est présent en quantité excessive, le COT devrait être réduit à une valeur très inférieure aux limites de détection des équipements actuels. 4.5.1.2 Chlore organique total (y compris CLOV, CLOA, CLOEr

La mesure du chlore organique total (y compris CLOV, CLOA et CLOE) présente un intérêt potentiel, mais il faudra attendre d'autres développements des méthodes analytiques pour qu'elle puisse servir de base à l'élaboration de directives. Cette technique est cependant déjà utile en matière de dépistage. 4.5.1.3 Autres variables

La mesure du soufre organique total et du phosphore organique total est également prometteuse, mais les méthodes mises en jeu n'en sont encore qu'à leur début. La mesure des extraits par le chloroforme après adsorption par le carbone, ainsi que des extraits liquide-liquide par le chloroforme n'ont qu'une valeur extrêmement limitée. On pourrait peut-être utiliser le taux d'inhibition de la cholinestérase en cas de danger de pollution par du phosphore organique ou des carbamates insecticides, mais tout résultat positif devrait donner lieu à une analyse chimique pour identifier la substance en cause. Le dépistage de la mutagénicité est considéré comme un instrument de recherche précieux mais il exige un travail considérable et des compétences élevées pour sa " CLOV: chlore organique volatile; CLOA chlore organique adsorbable; CLOE chlore organique extractible.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

mise en œuvre et pour l'interprétation des résultats. Cette technique ne convient pas pour le moment à la surveillance continue de la qualité de l'eau. Des essais de mutagénicité associés à des méthodes modernes d'identification chimique sont utilisés pour concentrer l'attention sur les substances chimiques organiques identifiées comme potentiellement dangereuses. Les essais de mutagénicité qui font appel à des souches spécialement mises au point de Salmonella typhimurium servent à déceler les substances chimiques potentiellement nocives. Ces essais peuvent être appliqués directement à l'eau ou à des extraits concentrés, mais ces deux procédés posent des problèmes. Malheureusement, on ne peut pas se contenter d'extrapoler à la santé humaine à partir d'un essai positif, car il est nécessaire d'identifier les composés responsables avant de pouvoir procéder à une évaluation toxicologique complète. 4.5.2 Conception d'un programme d'échantillonnage

Pour pouvoir évaluer la qualité de l'eau de boisson distribuée aux consommateurs il faut normalement disposer d'informations sur sa qualité recueillies pendant une période donnée, au cours de laquelle la qualité peut varier. Il faut donc concevoir un programme d'échantillonnage qui couvre à la fois les variations aléatoires et les variations systématiques de la qualité de l'eau et il faut veiller à ce que les échantillons prélevés soient représentatifs de la qualité de l'eau dans l'ensemble du système de distribution. La fréquence des prélèvements doit être suffisamment élevée pour que le programme fournisse une information significative, sans nuire à la qualité de l'échantillonnage ni à l'effort d'analyse. On peut néanmoins réduire cette fréquence quand on possède la preuve que des substances particulières ne sont jamais présentes, ou lorsque l'eau provient de captages peu exposés aux déchets industriels, domestiques et agricoles. La nature et l'amplitude des variations spatiales et temporelles de la concentration des divers constituants de l'eau dépendent à la fois de leur origine et de leur comportement dans le réseau de distribution. Les différentes substances peuvent être classés en deux catégories principales: Catégorie 1. Substances dont la concentration ne varie probablement pas pendant la distribution. La concentration de ces substances dépend en grande partie de la concentration de départ dans l'eau qui alimente cette distribution, et ces substances ne participent à aucune réaction dans le système de distribution. Catégorie 2. Substances dont la concentration peut varier pendant la distribution. a) Substances dont la concentration au cours de la distribution dépend essentiellement de la concentration dans l'eau qui alimente le réseau, mais qui peuvent participer à des réactions (d'où des changements de concentration) à l'intérieur du réseau de distribution. b) Substances à l'origine desquelles on trouve essentiellement le réseau lui-même.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

Cette classification ne concerne que les réseaux avec adduction. Dans tous les autres types de distribution, il faut considérer que les constituants de l'eau sont des substances de catégorie 1. La même substance peut appartenir à l'une ou l'autre des deux catégories selon le système de distribution. On peut classer comme suit les constituants physiques et chimiques pour lesquels des directives ont été recommandées : Catégorie 1. Arsenic, chlorures, cyanures, fluorures, dureté, pesticides, sélénium, sodium, sulfates et total des solides en solution. Catégorie 2a. Aluminium, benzène, alcanes/alcènes/benzène/phénols chlorés, chloroforme, odeur, couleur et goût, manganèse, pH, phénol et turbidité. Catégorie 2b. Benzo[a]pyrène, cadmium, chrome, cuivre, plomb et zinc. 4.5.2.1 Fréquence des évaluations

Il est nécessaire de procéder à de fréquents échantillonnages et appréciations pour les constituants microbiologiques, mais les prélèvements et les analyses n'ont pas besoin d'être aussi nombreux pour le contrôle des composés organiques et minéraux ayant une importance sanitaire. Une évaluation approfondie est indispensable avant toute mise en service d'un nouvel approvisionnement en eau, ainsi qu'après toute modification importante dans le traitement. Par la suite, il faut des analyses périodiques, à une fréquence déterminée par les conditions locales. En outre, les informations locales concernant des changements survenus dans la zone de captage (particulièrement en ce qui concerne les activités industrielles et agricoles) constituent un élément très important, car on peut s'en servir pour prévoir d'éventuels problèmes de contamination et, par conséquent, la nécessité d'accroître la surveillance de certains composés. On ne peut guère généraliser quant à la fréquence des évaluations de la qualité organoleptique de l'eau de boisson. En effet, certains constituants tels que le sodium ou les chlorures sont présents dans l'eau à la source, tandis que d'autres sont ajoutés pendant le traitement. D'autres constituants et caractéristiques (saveur, cuivre, zinc) peuvent varier considérablement par suite d'autres considérations ou en fonction du système de distribution. Il est évident que d'assez fréquentes évaluations seront nécessaires pour certains constituants ou caractéristiques, alors qu'on pourra se contenter d'évaluations moins fréquentes pour d'autres qui ne varient que peu. 4.5.2.2 Points de prélèvement

Les points exacts où doivent être prélevés les échantillons doivent être choisis soigneusement, afin d'être représentatifs de l'ensemble du réseau ou de la zone à problème. Il n'est pas possible de formuler des recommandations générales quant au choix de ces points compte tenu de la corn-

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

plexité de la question; le meilleur choix repose sur une connaissance locale des problèmes particuliers, de la source d'approvisionnement et du réseau de distribution. Pour les substances de la première catégorie, il suffit généralement de prélever des échantillons au seul niveau de l'eau qui entre dans le réseau. Cependant, si deux ou plusieurs eaux différentes alimentent le même réseau, il peut être nécessaire de procéder à quelques prélèvements supplémentaires à l'intérieur du réseau. Pour les substances de la deuxième catégorie, il peut se produire des variations entre le ou les points de captage et le robinet du consommateur. De nombreux processus interdépendants peuvent se produire (par exemple, la corrosion des tuyaux, le dépôt de solides en suspension, des réactions entre substances contenues dans l'eau) ce qui nécessite des prélèvements aux robinets des consommateurs. Le choix de ces robinets ne peut se faire sur une base générale, mais il doit s'appuyer sur les circonstances particulières qui entrent en jeu. On peut cependant distinguer deux stratégies extrêmes d'échantillonnage: i) choix laissé totalement au hasard; ii) choix systématique à partir de la connaissance des facteurs qui affectent les substances intéressantes. La nature et l'amplitude des viariations de qualité dans l'espace dévolu au réseau, ainsi que les objectifs en matière de surveillance continue détermineront la meilleure méthode (ou une combinaison des deux). La méthode de prélèvement aléatoire est généralement préférable si les variations de qualité sont elles-mêmes aléatoires, mais elle peut ne pas être idéale si des différences systématiques de qualité surviennent en divers points du réseau de distribution. Ainsi, dans le cas du plomb, des prélèvements au hasard peuvent ne pas convenir à un réseau dans lequel 1% seulement des consnmmateurs utilisent des installations intérieures en plomb. En revanche, il peut être imprudent de se fier complètement aux prélèvements systématiques, car rien ne prouve que cette méthode soit adéquate. Si l'on décide de prélever des échantillons au hasard, il est important que les points de prélèvements soient eux-mêmes choisis de façon réellement aléatoire, en tenant compte du fait que certains prélèvements risquent de n'être pas régulièrement effectués parce que le site retenu est incommode ou difficile d'accès. 4.5.2.3 Moments des prélèvements La qualité de l'eau brute, l'efficacité des traitements et les effets du réseau lui-même sur la qualité de l'eau de boisson sont des éléments qui varient avec le temps. Pour des substances de la première catégorie, l'analyse de l'eau au point d'entrée dans le réseau constitue généralement une base convenable de surveillance continue. Les facteurs principaux qui déterminent le moment et la fréquence des prélèvements sont donc la concentration de la substance étudiée, la variation de cette concentration et la mesure dans laquelle elle est affectée par le traitement.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

Les concentrations des substances de la deuxième catégorie sont affectées par de nombreux processus et ont donc tendance à connaître des variations complexes et imprévues au cours du temps. Chaque situation particulière (substance, système de distribution, besoin d'information) exigera donc un examen individuel. Les objectifs en matière de surveillance continue influenceront grandement le choix des moments d'échantillonnage. Si les variations dans le temps sont parfaitement aléatoires, le moment de l'échantillonnage n'a guère d'importance. Dans de telles situations, on peut, en principe, procéder à une estimation statistique du nombre d'échantillons à prélever sur un robinet particulier pendant une période donnée, mais des problèmes se posent si des variations systématiques se produisent. En cas de variations rapides de qualité de l'eau, le laps de temps pendant lequel on recueille l'échantillon peut influencer sensiblement les résultats de l'analyse. Un échantillon composite, prélevé sur une certaine période, donnera une valeur moyenne, pondérée par rapport au temps, alors qu'un échantillon unique fournira une valeur dépendant fortement de variations cycliques et aléatoires. Des dispositifs de surveillance continue pourraient être utiles, mais ils n'enregistrent généralement pas toutes les variables intéressantes. Il faut choisir conjointement les lieux et les moments de prélèvement, car il y a une limite à la quantité d'échantillons que l'on peut prélever et analyser. Les deux stratégies extrêmes sont: a) prélèvements à de nombreux robinets, une seule fois ou quelquefois seulement; b) prélèvements à un nombre limité de robinets, mais plus fréquemment pour chacun d'eux. Il faut noter que des prélèvements trop fréquents fournissent des données inutilement abondantes et augmentent considérablement le coût des opérations. L'importance relative des variations dans le temps et dans l'espace est un facteur important du choix de la stratégie: il faut consacrer davantage d'efforts à la stratégie de type a) qu'à la stratégie de type b) lorsque les variations dans l'espace sont prédominantes, et vice versa. 4.5.2.4 Surveillance de la conformité aux règles

Si les valeurs indicatives pour les substances de la deuxième catégorie sont considérées comme des concentrations qui ne doivent être dépassées nulle part à aucun moment, la conception d'un programme d'échantillonnage devient d'une extrême difficulté. Dans le cas des substances de la première catégorie, qui n'exigent qu'une surveillance en quelques points, sinon en un seul, les difficultés sont moins nombreuses mais un certain nombre de problèmes se posent quand même. Si une surveillance continue n'est pas possible, il faut prélever un certain nombre d'échantillons et les analyser: la qualité de l'eau à d'autres moments, sera évaluée statistiquement d'après les résultats. Il est cependant difficile d'évaluer des valeurs maximales à partir de telles données

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

(surtout parce qu'on ignore bien souvent la nature de la distribution statistique des concentrations); les valeurs maximales seront donc évaluées avec des incertitudes considérables. On aura besoin, dans ce genre de situation, d'autres critères pour juger de la conformité. Un critère de conformité pourrait par exemple être que x% de tous les échantillons possibles (c'est-à-dire x% de la population statistique) ne dépassent pas la valeur indicative. Cependant, comme on ne disposera que d'un nombre limité de résultats, il faudra bien admettre la présence d'incertitudes dans l'évaluation du pourcentage. Il faut réduire à un niveau acceptable le risque de tirer des conclusions fausses en choisissant un nombre adéquat d'échantillons et des marges d'erreurs convenables pour l'analyse. Il est certes possible d'utiliser d'autres critères, basés, par exemple, sur la concentration moyenne de la substance. Outre les méthodes statistiques pour juger de la confirmité, il faut faire attention au choix des moments d'échantillonnage (et des endroits retenus, dans le cas des substances de la deuxième catégorie) à la lumière du comportement de la substance considérée dans le réseau de distribution donné. Ainsi par exemple, dans le cas du plomb, mie grande variété d'échantillons est possible, qu'il s'agisse d'échantillons de premier tirage (prélevés après une nuit de stagnation), d'échantillons diurnes aléatoires, d'échantillons prélevés sur chasse etc. Les premiers tirages donnent les plus fortes concentrations de plomb, mais ils sont les moins commodes à recueillir. Les prélèvements sur chasse, en revanche, donnent les teneurs les plus régulières, mais traduisent une exposition minimale de l'eau au plomb. Les échantillons diurnes aléatoires sont ceux qui indiquent le mieux la qualité de l'eau que boivent les consommateurs, mais ils donnent les concentrations les plus variables, d'où la nécessité de recueillir davantage d'échantillons pour déterminer le niveau moyen d'exposition. Des considérations similaires à celles qui précèdent s'appliquent aux autres substances de la catégorie 2b, bien que les variations spatiales et temporelles soient susceptibles de suivre des schémas différents. Enfin, lorsqu'on examine les critères pour juger de la comformité avec une valeur indicative, il faut tenir compte de la zone et du moment retenus pour l'évaluation. La zone choisie doit en général se rapporter à un réseau de distribution particulier, bien qu'il puisse être utile de n'en considérer qu'une portion si ses diverses sections sont constituées de matériaux différents. Dans certains cas, il peut être souhaitable de concevoir le programme d'échantillonnage de telle manière que les risques de conclusions erronées à propos de la conformité varient selon l'importance de la population desservie dans les différentes zones choisies. 4.5.3 Prélèvement des échantillons Les échantillons doivent remplir deux conditions; a) que l'eau qui entre dans le récipient de prélèvement constitue un échantillon représentatif et b) que la concentration de la substance à analyser ne varie pas entre le prélèvement et l'analyse.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

4.5.3.1 Robinets des usagers

Lorsqu'on prélève l'eau qui sort d'un robinet, la concentration d'une substance considérée peut être affectée par deux facteurs principaux: le débit du robinet et le volume recueilli. Si les substances de la première catégorie ne sont en général pas affectées, ce n'est pas le cas de celles de la deuxième, pour lesquelles se posent deux problèmes fondamentaux: i) si le débit lors du prélèvement est le même que celui qu'utilise normalement l'usager, il peut s'avérer difficile de comparer les qualités observées pour différents robinets fournissant des débits différents. En revanche, si on adopte un débit normalisé pour les prélèvements, les qualités observées risquent de ne pas être exactement celles de l'eau telle que le consommateur l'utilise. ii) Lorsque les prélèvements ont lieu au moment de fluctuations rapides ou systématiques de la qualité de l'eau, le volume de l'échantillon prélevé peut affecter les résultats. Cette situation peut se présenter dans le cas de substances de la deuxième catégorie. Pratiquement, la solution de ce problème consiste à spécifier le volume qu'il faut prélever.

4.5.3.2 Stabilité des échantillons

Les concentrations des substances à analyser peuvent évoluer entre le prélèvement et l'analyse, à la suite de a) contamination externe au cours du prélèvement, b) contamination par le récipient et c) processus biologiques, chimiques ou physiques se déroulant dans l'échantillon (22). Il peut se produire de graves erreurs si des précautions adéquates ne sont pas prises, mais en général les méthodes d'analyse normalisées ou recommandées sont conçues pour éviter les contaminations par les récipients de prélèvement et pour limiter les variations de concentration pendant le stockage (23). En outre, la méthode de conservation des échantillons dépend souvent de la méthode d'analyse utilisée. Il faut cependant faire des essais pour contrôler que la concentration de la substance analysée ne change pas de façon inacceptable entre le prélèvement et l'analyse. 4.5.4 Analyse

Lorsqu'on analyse un échantillon d'eau représentatif pour mesurer une substance intéressante, la précision du résultat dépend totalement des erreurs susceptibles de se produire au cours de l'analyse. Des travaux multinationaux interlaboratoires ont montré que de graves erreurs d'analyse se produisent dans certains laboratoires et atteignent plusieurs centaines de pour cent. Les erreurs d'analyse les plus graves sont généralement relevées pour les substances présentes à de faibles concentrations. Le contrôle de qualité doit être un élément fondamental des programmes d'échantillonnage et d'analyse, surtout quand les résultats obtenus doivent être comparés à des normes ou à des directives chiffrées. Il existe généralement des méthodes appropriées d'analyse qui permettent

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

d'atteindre les normes de précision exigées; le problème pratique consiste à les utiliser correctement. Dans certains pays se pose également le problème de l'existence de l'équipement nécessaire. Pour éviter ces écueils, il est important i) que l'erreur totale maximale tolérable pour chaque substance soit fixée sur la base des informations nécessaires pour la surveillance (ou l'identification), ii) que des méthodes d'analyse appropriées soient utilisées et qu'elles soient correctement appliquées de façon à obtenir la précision voulue. Divers aspects généraux concernant ces deux questions seront examinés plus loin. 4.5.4.1 Définition de la précision exigée La précision exigée d'une méthode d'analyse dépend en principe des objectifs du programme d'échantillonnage et d'analyse, qui peuvent être différents selon les circonstances. Il n'est donc pas possible de définir cette précision d'une manière générale et l'on se bornera ici à mettre l'accent sur quatre points particulièrement importants: i) La précision exigée doit être définie explicitement et chiffrée, pour que le choix de méthodes d'analyse appropriées puisse reposer sur des critères sans ambiguïté. En l'absence de tels critères, les modalités de la sélection des méthodes par un laboratoire risquent d'obéir à d'autres impératifs (rapidité, prix de revient), au détriment de la précision. ii) Au fur et à mesure que les exigeances augmentent en matière de précision des analyses, le temps et les efforts qu'on y consacre (et donc la dépense) croissent souvent de façon disproportionnée avec l'amélioration de la précision. Une pratique fréquente et coûteuse consiste à ne fixer une limite de précision que sur la base de considérations analytiques et statistiques, sans tenir compte de la signification réelle de l'erreur. Pour certaines substances à de faibles concentrations, même une erreur de ±50% peut ne pas avoir d'importance réelle sur le plan sanitaire. Il faut donc éviter de fixer des objectifs inutilement stricts. iii) Nombre de produits examinés dans les présentes directives peuvent être présents à des concentrations très faibles, ce qui fait que la limite de détection devient souvent le critère le plus important pour le choix de la méthode d'analyse. Il est essentiel que la concentration intéressante la plus faible puisse être déterminée. Cette concentration sera généralement considérée comme la limite de détection exigée. Il peut donc être utile de fixer cette limite au dixième de la valeur indicative. iv) Il faut apporter beaucoup de soin à la façon d'exprimer la précision visée. Bien qu'elles soient courantes, des recommandations du genre: «l'erreur sur un résultat ne doit pas dépasser 10%» doivent être évitées, pour trois raisons: a) le degré statistique de confiance exigé n'est pas spécifié, b) le pourcentage d'erreur augmente inévitablement quand on s'appro-

che de la limite de détection, et

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

c) rien n'est indiqué à propos de l'ampleur tolérable des composantes aléatoires et systématiques de l'erreur totale. Une manière à la fois plus réaliste et plus pratique d'aborder la question serait d'exprimer la précision exigée comme suit: «L'erreur totale maximale tolérable (degré de confiance 95%) est égale au plus grand des deux chiffres qui expriment respectivement la limite de détection et le pourcentage p de la concentration. La part des erreurs aléatoires (degré de confiance 95%) et celle des erreurs systématiques ne doivent pas dépasser chacune la moitié de l'erreur totale». Si l'on pose p=20, on obtient un compromis acceptable entre précision et coût, mais la valeur de p, la répartition entre les composantes aléatoire et systématique de l'erreur totale, ainsi que le degré de confiance sont tous des éléments qu'il faut examiner (au besoin en les faisant varier) à la lumière des conditions particulières de la surveillance. Néanmoins, quelles que soient les valeurs adoptées, la forme générale de l'expression ne change pas. 4.5.4.2 Choix de méthodes d'analyse appropriées

Différentes «normes» ou «recommandations» relatives aux méthodes d'analyse de l'eau sont publiées par un certain nombre d'organismes nationaux et internationaux (23, 24) a. On croit souvent possible d'atteindre la précision requise sans problème pourvu que tous les laboratoires utilisent la même méthode normalisée. L'expérience montre que ce n'est pas le cas, parce qu'un grand nombre de facteurs étrangers peuvent affecter la précision des résultats. Il s'agit notamment de la pureté des réactifs, du type d'appareillage et de ses performances, des modifications apportées à la méthode par le laboratoire utilisateur, de l'habileté et du soin apportés par l'opérateur. Ces facteurs sont susceptibles de varier d'un laboratoire à l'autre, ainsi qu'avec le temps dans un même laboratoire. En outre, la précision obtenue avec une méthode particulière dépend souvent de la nature et de la composition de l'échantillon. Il n'est pas essentiel d'utiliser des méthodes normalisées, sauf dans le cas des variables «non spécifiques», telles que la saveur, l'odeur, la couleur et la turbidité. Pour de telles variables, le résultat dépend de la méthode employée et il est nécessaire que tous les laboratoires utilisent des méthodes identiques s'ils veulent obtenir des résultats comparables. Un certain nombre de considérations sont importantes lorsqu'on choisit des méthodes d'analyse: i) La plus importante est que la méthode choisie puisse permettre d'atteindre la précision exigée. D'autres facteurs, tels que la rapidité et la commodité ne doivent intervenir que dans la mesure où cette première exigence est respectée.

• Voir aussi PNUE/OMS/UNESCO/OMM Projet de surveillance globale de la qualité de l'eau. GEMS/Guide opérationnel de l'eau. Document OMS non publié ETS/78.5.

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

ii) Il y a des modalités nombreuses et très différentes pour mesurer les erreurs que des méthodes peuvent entraîner. Ceci complique inutilement le choix et nuit à son efficacité. On a présenté des suggestions pour normaliser ces modalités (23). Il est souhaitable que les détails de toutes les méthodes d'analyse soient publiés en même temps que des caractéristiques de performance qui puissent être interprétées sans ambiguïté. iii) Si les résultats des analyses d'un laboratoire doivent être comparés avec ceux des autres et/ou avec des normes chiffrées, il est certes préférable que ces résultats ne soient pas entachés d'une erreur systématique. En pratique, ce n'est pas possible, mais il faut que chaque laboratoire choisisse des méthodes dont les erreurs systématiques auront été évaluées à fond et se seront révélées assez faibles pour être acceptables.

4.5.4.3 Contrôle de qualité des analyses

Quelque méthode qu'on ait adoptée, il faut mettre en œuvre des procédures appropriées de contrôle de qualité des analyses, pour être sûr que les résultats ont la précision exigée. Ce contrôle de qualité des analyses a été traité en détail ailleurs (23, 24) a. En raison de la vaste gamme de substances, de méthodes, d'équipement et de degrés de précision mis en jeu par la surveillance continue de la qualité de l'eau de boisson, cela concerne de nombreux aspects pratiques et détaillés du contrôle de qualité des analyses. Ces questions dépassent le cadre du présent document, qui ne peut donner qu'une idée de la façon de les aborder. Avant d'entreprendre l'analyse d'échantillons par la méthode adoptée, chaque laboratoire doit procéder à des essais préliminaires pour en estimer la précision (erreur aléatoire des résultats). On pourra passer à des analyses de routine (accompagnées de contrôles réguliers de la précision) lorsque les essais préliminaires auront démontré que les erreurs sont assez faibles pour être acceptables. Ces essais préliminaires peuvent et doivent permettre de vérifier certaines sources d'erreurs systématiques, mais c'est en général très difficile pour un laboratoire ordinaire. D'où la nécessité d'un bon choix initial de la méthode ainsi que d'une autre forme de contrôle de qualité des analyses, c'est-à-dire les épreuves interlaboratoires. De telles épreuves constituent le meilleur moyen de débusquer l'erreur systématique, mais il ne faut y recourir qu'après avoir procédé de façon satisfaisante aux essais préliminaires de qualité. On peut rencontrer certaines difficultés dans la mise en œuvre d'un programme de contrôle de la qualité des analyses lorsque le laboratoire coordonnateur doit s'occuper de nombreux autres laboratoires, ou si les laboratoires sont très éloignés. Une structure hiérarchisée des laboratoires coordonnateurs et affiliés permet de surmonter ce genre de difficulté.

" Voir aussi PNUE/OMS/UNESCO/WMO. Projet de surveillance globale de la qualité de l'eau GEMS/Guide opératwnnel de l'eau. Document OMS non publié ETS/78.5.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

4.6 Mesures correctives

4.6.1 Mesures générales La surveillance continue des approvisionnements en eau peut procurer a11x responsables des services des eaux locaux et aux autorités de contrôle une information précieuse à deux points de vue au moins: a) elle aide à évaluer l'efficacité du traitement, s'il y en a un et indique également si les variables qui régissent la qualité de l'eau restent comprises dans les limites acceptables, et b) elle fournit des renseignements utiles sur les variations naturelles saisonnières de la qualité. Avant de prévoir des mesures correctives en cas de dépassement des valeurs fixées, il faut examiner l'évolution probable du phénomène. Il importe, en premier lieu, d'évaluer les augmentations observées et de voir si elles proviennent de variations inhérentes à la qualité de l'eau ou de facteurs de pollution étrangers. Ainsi, un cours d'eau qui reçoit des effluents domestiques traités peut laisser apparaître une augmentation saisonnière de la concentration des chlorures à la suite d'une réduction de son débit qui réduit la dilution par rapport à la saison pluvieuse. Comme on l'a déjà vu, la concentration de certaines substances peut également varier sous l'effet de modifications qui affectent le système de distribution. Une connaissance approfondie des conditions locales est la condition préalable pour formuler un diagnostic précis et pour décider de l'action corrective qu'il convient de mettre en œuvre. Quand la valeur indicative pour un constituant ou un polluant est dépassée, il faut consulter l'organisme de contrôle au sujet des mesures correctives à prendre. Le temps pendant lequel un tel dépassement peut se prolonger sans risque pour la santé dépend de la nature et de la concentration de la substance en cause. Il ne faut toutefois jamais tolérer que ce soit pour une longue durée. Il faut donc prendre les mesures correctives qui s'imposent et l'organisme de contrôle doit disposer des pouvoirs légaux nécessaires pour faire appliquer les décisions. En outre, la motivation et l'éducation du public seront souvent des moyens efficaces pour résoudre la plupart des problèmes. Une fois que le problème a été identifié et son amplitude évaluée, ainsi que ses implications sanitaires, il faut décider de l'urgence des mesures à prendre. Dans les cas extrêmes, il peut être nécessaire de fournir immédiatement un approvisionnement de secours. L'axiome «mieux vaut prévenir que guérir» s'applique au maintien d'une qualité uniformément acceptable des approvisionnements en eau de boisson. On peut prévenir de nombreux problèmes potentiels en sauvegardant l'intégrité de la source d'eau brute et de son bassin hydrographique, en assurant un entretien et un contrôle convenables des stations d'épuration et des systèmes de distribution, en veillant à la formation des cadres et du personnel, ainsi qu'à l'éducation des consommateurs. La protection de la source doit être au centre des préoccupations, car même la meilleure station d'épuration ne saurait être à l'abri d'une défaillance.

100

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

4.6.2 Mesures relatives aux constituants chimiques importants sur le plan sanitaire Les mesures correctives à prendre pour résoudre un problème de pollution dépendent nécessairement de la nature et de la gravité du problème; il s'agit aussi de savoir si ce problème trouve son origine à la source d'eau brute, à la station d'épuration ou dans le système de distribution. 4.6.2.1 Source d'eau brute i

Dans le cas des eaux de surface, un simple changement judicieux du point de captage peut apporter une solution satisfaisante à certains problèmes. On peut souvent admettre une certaine souplesse dans les contrôles quand un stockage précède le traitement. Quelquefois, des mesures correctives immédiates entraînent une suspension provisoire de l'approvisionnement (après une fuite de produit chimique, par exemple) et le recours à un approvisionnement de secours en eau de boisson ou l'utilisation de méthodes d'épuration de dépannage (filtre au charbon ou surchloration). Une action corrective à moyen ou long terme peut passer par l'utilisation d'un nouvel approvisionnement, par l'identification et l'élimination, ou du moins la maîtrise, d'une source industrielle ou municipale de pollution, ou même d'une pollution non localisée (changements dans les habitudes agricoles); il peut même s'avérer nécessaire de restreindre ou modifier certaines activités dans le bassin hydrographique ou dans le voisinage de la source elle même. 4.6.2.2 Station d'épuration

Bien que les produits chimiques utilisés pour traiter l'eau potable ne constituent pas, en général, une source de pollution importante, leurs spécifications doivent être contrôlées par les autorités nationales concernées. Un contrôle inadéquat des différentes phases du traitement peut aboutir à la production d'une eau polluée de façon inacceptable. On corrige facilement ces défaillances en apportant toute l'attention nécessaire au bon fonctionnement et au contrôle de chaque phase de l'épuration. Un laboratoire bien équipé et doté d'un personnel compétent peut aider considérablement à atteindre ce résultat. Lorsque le chlore de désinfection réagit avec certains composés organiques, il peut engendrer des concentrations inacceptables de polluants organiques chlorés. Il est possible de réduire les concentrations de tous les composés organiques chlorés au moyen d'une coagulation efficace, en changeant le dosage du chlore et ses points d'application, ou encore en utilisant d'autres désinfectants. De nombreux polluants organiques peuvent être éliminés de l'eau épurée si on la fait passer sur des lits de filtration à charbon actif, mais l'efficacité des filtres varie selon le type de polluant organique. L'encrassement et le développement d'organismes sur le lit de charbon peuvent aussi affecter l'efficacité du traitement. On peut réduire les teneurs en nitrates au niveau des unités de traitement par un processus de dénitrification biologique, ou utiliser des échangeurs

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

101

d'ions, ce qui coûte beaucoup plus cher. Le meilleur comportement face à un problème ne peut être déterminé que par l'organisme de contrôle qui connaît parfaitement les conditions locales et la technologie disponible. 4.6.2.3 Système de distribution

Les polluants peuvent pénétrer dans un système de distribution d'eau de boisson par différentes voies: interconnexions, reflux, ruptures de conduites et fuites, mais ils peuvent aussi provenir des matériaux de construction du réseau. On résout habituellement des problèmes de ce genre par des réparations appropriées, ou par l'échange d'éléments du réseau de distribution. Entre temps, il faut assurer la distribution d'eau potable par d'autres moyens. Lorsque des concentrations de plomb inacceptables apparaissent aux robinets parce que la tuyauterie est en plomb, il faut introduire un traitement destiné à réduire l'agressivité de l'eau à l'égard du plomb. Pour arriver à ce résultat avec de l'eau faiblement alcaline, il faut élever le pH de l'eau au niveau de la station d'épuration pour qu'il atteigne de 8,0 à 8,5 au robinet de l'usager, et peut être même accroître quelque peu l'alcalinité pour renforcer la capacité de tampon. Pour une eau déjà très alcaline, une simple élévation du pH, par exemple par l'élimination du dioxyde de carbone ou par addition d'un alcali, peut ne pas réduire sufisamment les concentrations de plomb et il peut alors être nécessaire de recourir à une autre méthode telle que l'adjonction d'orthophosphates. Si le problème persiste, il faut envisager le remplacement des tuyaux de plomb par des tuyaux d'une autre matière plus appropriée. Dans l'immédiat, il faut conseiller aux usagers de faire couler le robinet avant de boire de l'eau. 4.6.2.4 Eau distribuée sans adduction

Les approvisionnements publics, surtout ceux qui proviennent d'eaux souterraines, peuvent voir la concentration de certains substances (p.ex. les fluorures) augmenter pendant un certain temps. La surveillance continue permettrait dans de tels cas de déterminer s'il est ou non nécessaire de trouver une autre source, comme solution à long terme. La collecte des eaux de pluie sur les toits est pratiquée dans de nombreux pays en développement. Il faut veiller à ce que les matériaux de couverture ne soient pas une source de pollution. 4.6.2.5 Eau en bouteille

Si l'on constate une concentration inacceptable d'un polluant chimique dans une eau en bouteille, cela peut provenir soit d'une contamination à la source soit de la lixiviation de produits chimiques du récipient lui-même. Dans le premier cas, il faut parfois abandonner la source au profit d'une autre, qui soit acceptable, ou suspendre l'embouteillage jusqu'au rétablissement des conditions normales. Dans le second cas, si le matériel de la bouteille est le coupable, il faudra en changer.

102

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

4.6.2.6 Produits chimiques utilisés pour le traitement de l'eau et matériaux de construction La meilleure façon de maîtriser les problèmes posés par les produits chimiques de traitement de l'eau et les matériaux utilisés dans la construction de systèmes de distributions est d'exiger qu'ils soient conformes à des spécifications appropriées a. On dispose par exemple aujourd'hui de toute une gamme de polyélectrolytes qui facilitent la coagulation et la présence de résidus de monomère n'ayant pas réagi peut être un motif d'inquiétude (25). En effet, de nombreux polyélectrolytes sont à base, entre autres, de polymères et de copolymères d'acrylamide, dans lesquels le monomère acrylamide subsiste sous forme d'impuretés à l'état de traces. On a parfois trouvé du tétrachlorure de carbone dans le chlore utilisé pour la désinfection. Ce type de pollution de l'eau de boisson peut être évité par l'application des règlements relatifs aux produits eux-mêmes, plutôt qu'à la qualité de l'eau. De même, une réglementation nationale stricte de la qualité des tuyauteries devrait éviter la contamination éventuelle de l'eau de boisson par le monomère chlorure de vinyle ainsi que par d'autres traces de constituants des tuyaux en matière plastique. La lutte contre la contamination des approvisionnements en eau par des revêtements internes appliqués en solution et polymérisés in situ exige l'élaboration de règles convenables de mise en pratique, en plus du contrôle de la qualité des matériaux utilisés.

4.6.2. 7 Efficacité des mesures correctives La mise en œuvre d'actions correctives destinées à résoudre un problème de contamination ne doit pas engendrer de nouveaux problèmes. Tout changement dans le traitement et la distribution de l'eau doit être soigneusement contrôlé pour vérifier que l'action corrective a été efficace. Cela peut être particulièrement difficile si la pollution est intermittente, mais avec un bon suivi de l'action, une exploitation judicieuse des résultats et un archivage soigneux, il est en général possible d'aboutir à une estimation valide. En fait, en examinant systématiquement les données relatives au fonctionnement des installations et celles relatives à la qualité de l'eau, il devient même possible de prévoir certains des problèmes qui risquent de se poser et donc d'adopter des mesures de prévention adéquates. 4.6.3 Mesures relatives aux qualités organoleptiques de l'eau Il ne faut négliger aucun effort pour fournir aux usagers une eau de boisson dont la turbidité, l'odeur et la saveur soient acceptables. Toute insuffisance en la matière suscitera des protestations et, dans certains cas, l'utilisation d'autres sources d'eau de boisson de qualité insatisfaisante.

• Agents et procédés de traitement de l'eau de boisson et leurs effets sur la santé. Rapport d'un groupe de travail. Bureau régional pour l'Europe de l'OMS. Document non publié ICP/CEP/101(6), 1978.

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

103

Une forte turbidité a également comme inconvénient de rendre la désinfection plus difficile. Dans de nombreux pays, une proportion importante de l'investissement dans les stations d'épuration est consacrée aux traitements destinés à contrôler la couleur et la turbidité. Cela se fait habituellement par coagulation chimique suivie d'une sédimentation et d'une filtration (26). S'il n'est guère difficile d'atteindre les valeurs recommandées par les présentes directives, les dépenses que cela implique sont en revanche élevées. Il arrive qu'un déplacement judicieux du point de captage puisse résoudre les problèmes de saveur et d'odeur. Les moyens qui permettent de maîtriser les goûts et les odeurs des approvisionnements en eau sont bien établis. En cas de difficultés intermittentes, on peut utiliser du charbon actif en poudre ou procéder à une oxydation, par exemple au moyen de dioxyde de chlore. Il est parfois possible d'améliorer les choses par une meilleure aération ou par une chloration au point critique. Lorsqu'il s'agit d'un problème permanent parce que la source d'eau est polluée, il peut être nécessaire d'avoir recours à des traitements plus coûteux, dont l'oxydation par l'ozone ou l'absorption sur filtres de charbon actif granulaire. Des problèmes de goût et d'odeur proviennent souvent de la croissance de colonies microbiennes à l'intérieur du système de distribution, mais parfois aussi d'une contamination occasionnelle par les matériaux utilisés pour la construction ou l'entretien du réseau. La surveillance régulière de la saveur et de l'odeur de l'eau qui entre dans le réseau facilite l'identification de ces problèmes, dont les solutions nécessitent des approches différentes. Le contrôle d'échantillons d'eau prélevés en différents points du réseau permettent habituellement de repérer la source de pollution. Il est possible de limiter l'importance des problèmes de goût et d'odeur par un entretien préventif du système de distribution comportant la pratique régulière de l'écouvillonnage, du curage par chasse et, dans les cas extrêmes, du curage mécanique de l'intérieur des conduites, ainsi que par la détection et la réparation des fuites. Cette dernière mesure est particulièrement importante lorsque les approvisionnements en eau sont intermittents. Le fer et le manganèse peuvent être éliminés de l'eau par aération ou par d'autres traitements oxydants (chlore, dioxyde de chlore, permanganate de potassium) à un pH élevé suivis, au besoin d'une sédimentation et d'une filtration. On peut utiliser, dans certains cas, un milieu spécial de filtration, qui permet de limiter l'oxydation. L'eau du robinet contient parfois de l'aluminium et du fer, à la suite de leur utilisation comme coagulants lors de l'épuration. Outre que cela peut déplaire aux consommateurs, c'est le signe d'un mauvais contrôle du pH, d'une coagulation défaillante, d'une rupture de filtre ou d'une autre anomalie dans le processus d'épuration. On peut trouver du cuivre, du zinc et du fer dans l'eau de boisson par suite de la corrosion des tuyauteries. Ces défauts se corrigent par un traitement anticorrosion ou par le changement des tuyaux existants par d'autres d'une matière différente. Les directives concernant le total des solides en suspension, la dureté, le sodium, les chlorures et les sulfates sont essentiellement utiles pour le

104

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

choix des sources, car les procédés de dessalement sont dépourvus de sélectivité et très coûteux. Cependant, si l'on ne dispose d'aucune autre source d'approvisionnement, il faut envisager de recourir à l'osmose inverse, à l'électrodialyse ou à la distillation.

BIBLIOGRAPHIE 1. Principes et méthodes d'évaluatiOn de la toxicité des produits chzmzques. l" parlle. Genève, Organisation mondiale de la Santé (Critères d'Hygiène de l'Environnement 6). 2. NATIONAL RESEARCH COUNCJL. Drmking water and health, Vol. 1, Washington, DC, National Academy of Sciences, 1977; Vol. 3, Washington, DC, National Academy Press, 1980. 3. VETTORAZZI, G. Handbook of international food regulatory toxicology, Vol. 1 Evaluations. New York, SP Medical and Scientific Books, 1980. 4. US ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Federal register, 79318-79379 (1980). 5. OMS. Série des Rapports techniques n° 505, 1972 (Évaluation de certains additifs alimentaires et des contaminants: mercure, plomb et cadmium, seizième rapport du Comité mixte FAO/OMS d'experts des Additifs alimentaires). 6. Normes européennes pour l'eau de boisson. 2e édition, Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1970. 7. Fluorures et Santé humame. Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1970 (Série de Monographies n° 59). 8. Normes internationales pour l'eau de boisson. 3e édition, Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1972. 9. Plomb. Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1978 (Critères d'hygiène de l'environnement 3). 10. Mercure. Genève, Organisatlon mondiale de la Santé, 1977 (Critères d'hygiène de l'environnement 1). 11. Dzrectives pour la qualité de l'eau de boisson. Vol. 2; Monographzes de Critères. Genève, Organisatlon mondiale de la Santé (en préparation). 12. Sorne halogenated hydrocarbons. Lyon, Centre international de Recherche sur le Cancer, 1979 (IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risk of Chemicals to Humans, Vol. 20). 13. Sorne monomers, plastic and synthetic elastomers. Lyon, Centre international de Recherche sur le Cancer, 1979. (IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogemc Risk of Chemicals to Humans, Vol. 19). 14. DDT et dérivés. Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1979 (Critères d'hygiène de l'environnement 9). 15. Sorne organochlorine pesticides, Lyon, Centre international de Recherche sur le Cancer, 1974 (IARC Monographs on the Evaluation of the Carcinogenic Risk of Chemicals to Humans, Vol. 5). 16. FAO/OMS. Résidus de pesticides dans la noumture. Rapport 1977. Document FAO sur la production et la protection des plantes, n° 10, Rome, 1978. 17. ÉvaluatiOn de quelques résidus de pesticides dans la nourriture, Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1976 (OMS. Série «Résidus de Pesticides», n° 5). 18. NATIONAL RESEARCH COUNCIL. Drmking water and health. Vol. 1, Washington, DC, National Academy of Sciences, 1977. 19. ZoETEMAN, B. C. J. Sensory assessment ofwater quahty. Oxford, Pergamon Press, 1980. 20. Eau de bozsson : teneur en sodium, teneur en chlorures et conductivité. Rapport sur une réunwn d'un groupe de travail de l'OMS. Copenhague, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, 1979. (Rapports et études EURO, n° 2). 21. Série de Rapport technique de l'OMS, n° 532, 1973 (Les oligo-éléments en nutrition humaine: rapport d'un comité d'experts de l'OMS). 22. UNESCO/OMS. Enquêtes sur la qualité de l'eau. Guide pour la collecte et l'interprétation des données relatives à la qualité de l'eau. Paris/Genève, 1978, 350 pages (Études et rapports en hydrologie, n° 23).

ASPECTS CHIMIQUES ET PHYSIQUES

105

23. AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION. Standard methods for the examina/ion of water and wastewater, !5th Edition. Washington, DC, APHA 1980, 1134 pages. 24. SuEss, M. J., ed., Examination of water for pollution control. Oxford, Pergamon Press, 1982.

25. Health aspects of the use of polyelectrolytes m water treatment of community water supp/y. La Haye, Centre international de référence pour l'alimentation et l'assainissement des collectivités, 1973 (Technical Paper Series n° 5). 26. Sma/1 community water supplies. La Haye, Centre international de réference pour l'alimentation et l'assairessement des collectivités, 1981 (Technical Paper Series No. 18).

5. SUBSTANCES RADIOACTIVES DANS L'EAU DE BOISSON 5.1 Introduction

Les effets de l'exposition aux rayonnements ionisants sont dits «somatiques)) s'ils se manifestent chez l'individu exposé, ou «héréditaires)) s'ils affectent sa descendance. Une affection maligne constitue l'effet somatique différé le plus grave (1). Pour certains effets somatiques tels que la cancérogenèse, c'est la probabilité d'apparition de l'effet et non sa gravité qui est considérée comme étant fonction de la dose, sans qu'il y ait un seuil (effet stochastique). Pour d'autres effets somatiques, au contraire, la gravité de l'effet varie avec la dose (effet non stochastique); il peut donc exister un seuil pour de tels effets (1). La protection contre les rayonnements vise à prévenir les effets non stochastiques nocifs et à réduire la probabilité des effets stochastiques à un niveau jugé acceptable. Pour atteindre cet objectif, les limites (Il) des doses équivalentes reçues sont fixées suffisamment bas pour que la dose seuil ne puisse vraisemblablement pas être atteinte au cours d'une vie entière. Les différents tissus du corps ont des sensibilités différentes aux rayonnements, et la Commission Internationale de Protection Radiologique (CIPR) s'est efforcée de fournir des mesures de risque égal en introduisant le concept des facteurs de pondération de dose équivalente. La mesure du risque total créé par une exposition non uniforme est fondée sur la dose équivalente efficace (HE) (voir Annexe 3) (2, 3). Les radionucléides à longue période restent très longtemps dans le corps, ce qui fait que l'exposition à leur rayonnement peut durer de nombreuses années; la dose équivalente efficace (HEso) qui résulte de l'ingestion d'une substance radioactive est la dose équivalente efficace qui se sera accumulée pendant les 50 années suivantes (4). Les niveaux de radioactivité recommandés par l'OMS en 1970 et 1971 pour l'eau de boisson (5, 6) reposaient sur des données fournies par la Commission Internationale de Protection Radiologique (CIPR) de 1959 à 1966 inclus. Cependant, depuis cette époque, une information supplémentaire s'est accumulée (1, 7, 8) et elle a été prise en compte dans la préparation des présentes directives.

106

SUBSTANCES RADJOACfiVES DANS L'EAU DE BOISSON

107

5.2 Nature des valeurs indicatives a Les valeurs indicatives recommandées ont été déterminées sur la base d'une consommation quotidienne de 2 litres d'eau de boisson, et la dose résultant d'une ingestion donnée de matière radioactive a été calculée à partir du métabolisme d'un adulte. Les écarts par rapport à ces hypothèses, qu'il s'agisse de l'influence de l'âge sur le métabolisme, ou de consommations d'eau de boisson plus fortes, ne sont pas considérés comme justifiant une modification des valeurs indicatives, qui prévoient déjà une grande marge de sécurité. Il faut cependant noter que les exigences évoquées plus loin ne sont censées concerner que des conditions normales de fonctionnement. Il appartient aux autorités compétentes de préparer cas par cas, et en collaboration avec les fournisseurs d'eau, des plans destinés à faire face aux situations d'urgence en tenant compte des conditions locales. Il faut non seulement maintenir la radioactivité de l'eau de boisson dans des limites de sécurité, mais aussi veiller, à l'intérieur de ces limites, à ce qu'elle soit la plus faible possible. 5.3 Valeurs indicatives recommandées Les valeurs indicatives recommandées tiennent compte non seulement de la radioactivité naturelle, mais aussi de toute radioactivité ayant atteint les sources d'eau à la suite d'activités humaines. Du point de vue radiologique, elles représentent une valeur totale en dessous de laquelle l'eau peut être considérée comme potable sans examen radiologique complémentaire. Les valeurs indicatives proposées sont les suivantes: radioactivité alpha globale: radioactivité bêta globale: 0,1 Bq/litre 1 Bq/litre

Ces valeurs s'appliquent à la moyenne de toutes les mesures de radioactivité effectuées sur une période d'échantillonnage qui soit appropriée à la source d'eau considérée. La fréquence des prélèvements est laissée à l'appréciation des reponsables mais il est clair qu'elle doit être suffisante pour inspirer confiance dans la qualité de l'eau. Dès qu'on soupçonne un changement sensible du niveau de la pollution radioactive, il faut procéder à des prélèvements supplémentaires d'échantillons d'eau et les analyser sans tarder.

a L'expression «valeur indicative» est pnse au sens de «niveau de référence» selon la définition de la Commission Internationale de Protection Radiologique (CIPR). On peut établir des niveaux de référence pour toute grandeur définie au cours de l'élaboration des programmes de protection contre les rayonnements, qu'il existe ou non des limites pour cette grandeur. Un niveau de référence n'est pas une limite; on l'utilise pour déterminer des modalités d'action lorsque la grandeur dépasse le niveau de référence ou qu'on prévoit qu'elle le dépassera. Les actions envisagées vont du simple enregistrement de l'information jusqu'à l'intervention, en passant par des recherches pour déterminer causes et conséquences.

108

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

On a fixé les valeurs indicatives en supposant que seuls les radionucléides les plus dangereux susceFtibles d'être présents en quantité notables, en particulier le 90Sr et/ou le 22 Ra, sont responsables de la radioactivité globale de l'eau de boisson. 5.4 Méthodes d'examen

Il faut choisir les méthodes d'analyse de l'activité alpha ou bêta globale à la lumière des conditions locales, en collaboration avec les autorités responsables. Des publications ont été consacrées aux procédures d'échantillonnage et de mesure de ces niveaux de radioactivité dans l'eau, ainsi qu'aux méthodes d'analyse de quelques radionucléides particuliers (9). Lorsque les résultats de ces analyses globales alpha et bêta font apparaître une activité qui dépasse les limites indiquées plus haut il faut prévenir les autorités nationales compétentes, qui doivent alors procéder aux investigations nécessaires pour déterminer la nature des radionucléides présents, ainsi que leurs niveaux d'activité, avant de prendre les mesures qui s'imposent. 5.4.1 Radioactivité alpha

Avant de commencer l'analyse de la radioactivité alpha, il faut éliminer le 222 Rn et le 220Rn. Si la radioactivité alpha se révèle inférieure à 0,1 Bq/litre, aucun examen complémentaire n'est nécessaire, sauf si une surveillance de routine est exigée par les autorités compétentes. Si la radioactivité alpha est supérieure à 0,1 Bq/litre, il faut procéder à une enquête plus approfondie. Les radionucléides suivants, qui émettent des rayons al~ha, sont des éléments naturels hautement toxiques: 226 Ra, 224 Ra, 210 Po, 32Th, 234U et 238 U. A ces radionucléides s'associent des émetteurs bêta comme le 228 Ra et le 210Pb, dont les produits de filiation sont des émetteurs alpha. La nécessité d'examiner l'eau pour y déceler des radionucléides particuliers doit reposer sur une connaissance des conditions hydrogéologiques locales et sur d'autres renseignements. En cas de nécessité, il faut faire appel à la compétence des laboratoires régionaux et nationaux. 5.4.2 Radioactivité bêta

Si la radioactivité bêta mesurée dans un échantillon d'eau se révèle inférieure à 1 Bq/litre, il n'y a pas lieu de procéder à un examen complémentaire, sauf si une surveillance de routine est exigée par les autorités compétentes. On a identifié comme étant des émetteurs bêta hautement toxiques les radionucléides suivants: 90Sr, 89 Sr, 134Cs, 137 Cs, 131 1 et 6°Co. L'examen de l'eau en vue de déceler ces différents radionucléides doit reposer sur une connaissance locale des déversements de radionucléides particuliers provenant d'opérations chimiques dans le bassin hydrologique.

SUBSTANCES RADIOACTIVES DANS L'EAU DE BOISSON

109

5.5 Surveillance radiologique Pour déterminer la fréquence des échantillonnages et le choix des méthodes de prélèvement et d'analyse, il faut tenir compte des fluctuations observées dans le niveau d'activité des radionucléides contenus dans l'eau ainsi que de la proximité d'installations nucléaires ou d'autres sources de pollution radioactive (10). De nombreux radionucléides sont facilement adsorbés sur des surfaces ou des particules solides. Il importe donc de choisir avec soin les sites de prélèvement à l'intérieur du système de distribution et à la source de l'approvisionnement pour que des échantillons soient représentatifs de l'eau à examiner. Les échantillons d'eau doivent être recueillis dans des bouteilles appropriées réduisant au minimum l'adsorption sur les parois du récipient. Il est recommandé que chaque pays ait accès à au moins un centre capable d'effectuer les recherches radiologiques appropriées.

5.6 Limites des valeurs indicatives Les émetteurs bêta de faible activité ne sont pas décelés par la méthode normalisée de mesure (9). La valeur indicative recommandée ne tient pas compte de ces faibles émetteurs: si l'on utilise un scintillateur liquide, capable de les déceler, il faut donc exclure ces émetteurs bêta lorsqu'on procède à des comparaisons entre les résultats. Cependant, lorsqu'on soupçonne la présence de quantités appréciables de 3H, il faut procéder à une analyse spéciale pour doser ce radionucléide. Il faut noter que la valeur indicative pour la radioactivité alpha globale exclut la radon et que, quelle que soit la méthode utilisée, il faut d'abord l'éliminer de l'échantillon. Lorsqu'on sait qu'il existe une forte concentration de radon, il faut en référer à l'autorité compétente, à la fois pour le radon et pour ses produits de filiation, en raison des dangers provenant de leur ingestion et de leur inhalation. Avant de pouvoir fixer un niveau de «non action» dans l'eau de boisson, il faut procéder à des recherches complémentaires pour mesurer la concentration réelle du radon dans l'eau de boisson et établir la relation qui existe entre cette concentration et les doses résultant de l'inhalation du radon libéré. Parmi les radionucléides qui polluent l'eau de boisson, et qui n'ont pas été pris en considération: certains sont susceptibles de prendre de l'importance dans l'avenir, p.ex. le 237 Np et le 1291.

5. 7 Hautes teneurs en éléments radioactifs dans les sources d'approvisionnement en eau de boisson 226

En général, les radionucléides qui émettent des rayons alpha, comme le Ra, le 234 U et le 238 U, sont d'origine naturelle et sont susceptibles d'être

110

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

présents dans les eaux souterraines des zones géologiques de comrsosition appropriée: on a également trouvé dans les eaux souterraines du 2 8Ra, un émetteur de rayons bêta. La plupart des émetteurs de rayons bêta (à l'exception du 228 Ra) sont vraisemblablement associés à des activités humaines. Si l'on trouve dans l'eau de boisson des niveaux supérieurs aux valeurs indicatives pour la radioactivité, il importe de procéder à des analyses plus approfondies. On peut ainsi évaluer tout danger éventuel en consultant l'autorité compétente et décider s'il y a lieu de prendre des mesures correctives, en ayant toujours présent à l'esprit que toute exposition «doit être aussi faible que c'est raisonnablement réalisable, compte tenu des facteurs socioéconomiques» (1). Pour le dépistage courant à pratiquer ensuite, l'autorité compétente pourra décider de modifier les niveaux en fonction de la situation nouvelle. 5.8 Mesures correctives Si un traitement de l'eau s'impose pour diminuer une exposition excessive au radium, il faut envisager d'avoir recours à l'adoucissement par la chaux, par la chaux-soude, ou par échange d'ions, ou encore à l'osmose inverse. Comme l'uranium est souvent présent sous forme d'ions uranyle chargés négativement, l'échange anionique pourrait constituer un traitement prometteur. On sait moins de choses sur les méthodes de traitement de l'eau applicables à d'autres radionucléides (à supposer que la source ne puisse pas être contrôlée). Cependant, l'adoucissement par la chaux ou l'échange d'ions donne généralement de bons résultats. Comme le radon (qui apparaît aussi à l'état naturel dans certaines eaux souterraines) est un gaz inerte, l'aération devrait donner de bons résultats. Les boues des stations d'épuration et les résines échangeuses d'ions usées doivent être éliminées dans le respect des normes nationales de sécurité. NOTE Il faut souligner que le but des valeurs indicatives proposées est de permettre aux fournisseurs d'eau de démontrer, à l'aide du système de dépistage esquissé, que les concentrations des éléments radioactifs présents dans l'eau de boisson ne représentent pas un danger notable. Les mesures de radioactivité globale alpha et bêta visent à indiquer la limite maximale des dangers associés. Si les valeurs indicatives sont dépassées, des analyses plus détaillées seront nécessaires pour évaluer le danger et ce n'est qu'alors que l'autorité compétente sera en mesure de décider si les risques justifient ou non une action corrective. Une valeur dépassant la valeur n'implique pas par elle-même que l'eau est impropre à la consommation.

SUBSTANCES RADIOACTIVES DANS L'EAU DE BOISSON

111

BIBLIOGRAPHIE 1. COMMISSION INTERNATIONALE DE PROTECTION RADIOLOGIQUE. Recommandations de la Commission internationale de Protection radiologique. Annales de la CIPR, 1(3): 1-53 (1 977) (Publication CIPR n° 26). 2. COMMISSION INTERNATIONALE DE PROTECTION RADIOLOGIQUE. Déclaration de la réunion de la CIPR à Stockholm en 1978. Annales de la CIPR, 2(1): 1-22 (1978). 3. BuTLER, G. C. Radioactivity in the Canadian environment. Ottawa, Associate Committee on Scientific Criteria for Environmental Quality, National Research Council of Canada, 1980 (NRC No. 181134). 4. AGENCE INTERNATIONALE DE L'ÉNERGIE ATOMIQUE. Normes fondamentales pour la protection contre les radiations. Vienne, AlEA, 1982 (Série sécurité n° 29). 5. Normes européennes applicables à l'eau de boisson, 2° édition, Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1971. 6. Normes internationales pour l'eau de boisson, 3° édition, Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1971. 7. Examen radiologique de l'eau de boisson, Copenhague, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, 1979 (Rapports et Études EURO, N° 17). 8. COMMISSION INTERNATIONALE DE PROTECTION RADIOLOGIQUE. Limites d'ingestion de radionucléides chez les travailleurs. Annales de la CIPR, Vol. 2-8 (1979-1982) (CIPR Publication No. 30 et suppléments). 9. MITCHELL, N.T. Radiological examination. In: Suess, M. J. ed. Examina/ion ofwater for pollution control. Oxford, Pergamon Press, 1982, Vol. 2. 10. SuEss, M. J. ed. Examinatwn ofwater for pollution control. Vol. 1 Sampling data analysis and laboratory equipment. Oxford, Pergamon Press, 1982. 11. Radzation quantifies and units. Washington, DC, International Commission on Radiation Units and Measurements, 1980 (ICRU Report 33).

Annexe 1 LISTE DES PARTICIPANTS AUX RÉUNIONS PRÉPARATOIRES Consultation consacrée à la révision des normes pour l'eau de boisson Copenhague, 12-15 décembre 1978 Professeur J. Borneff, Directeur de l'Institut d'Hygiène de l'Université de Mayence, Mayence, République Fédérale d'Allemagne Dr C. Ferullo, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark Dr J. Forslund, Ingénieur-chimiste, Ministère de l'Environnement, Copenhague, Danemark Dr H. Gala! Gorchev, Consultant, Critères et normes d'hygiène de l'environnement, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse (Rapporteur) Dr J. R. Hickman, Director, Bureau of Chemical Hazards, Health Protection Branch, Department of National Health and Welfare, Ottawa, Ontario, Canada Dr T. Martins, Chef des Laboratoires de biologie, Organisme d'État pour la technologie de l'hygiène de l'environnement (CETESB), Sao Paulo, Brésil Dr E. A. Mozaev, Chef du Département de l'Information scientifique et médicale, Institut Sysin d'Hygiène générale et communautaire, Académie des Sciences médicales de l'URSS, Moscou, URSS MG. Ozohns, Directeur, Critères et Normes d'Hygiène de l'Environnement, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse Dr R.F. Packham, Head, Water Quality and Health Division, Water Research Centre, Medmenham, Marlow, Buckinghamshire, England (Président) M J. Waddington, Directeur, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark Groupe de Travail sur les Directives de Qualité pour l'Eau de Boisson: Aspects microbiologiques Medmenham, Angleterre, 17-21 décembre 1979 Membres

Dr G. 1. Barrow, Director, Reference Laboratory for Environmental Hygiene, Centre for Applied Microbiology and Research, Public Health Laboratory Service, Porton Down, Salisbury, Wiltshire, England (Président) M Praphom Charuchandr, Directeur, Division de l'Hygiène de l'Environnement, Département de l'Hygiène, Ministère de la Santé Publique, Palais Devavesm, Bangkok, Thai1ande (VIcePrésident)

Dr S. Deak, Chef du Département de l'Hygiène de l'Eau, Institut d'État de l'Hygiène, Budapest, Hongrie Dr Th. A Edipides, Professeur d'Hygiène, École de Médecine, Université de Thessalonique, Thessalonique, Grèce M E. Geldreich, Chief Microbiologist, Drinking Water Research, Water Supply Research Division, Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio, USA

112

ANNEXE

113

Professeur Y. Kott, Ingéniérie de l'Environnement et des Ressources Hydrauliques, Institut Technion-Israël de Technologie, Haïfa, Israël Dr E. Lund, Professeur, Chef du Département de virologie et d'immunologie vétérinaire, Université Royale de Médecine Vétérinaire et d'Agriculture de Copenhague, Copenhague, Danemark Dr M. T. Martins, Directeur, Biologie de l'Environnement, Organisme d'État pour la Technologie de l'Hygiène de l'Environnement (CETESB), Sào Paulo, Brésil Dr M. S. Mohieldin, Directeur-général, Laboratoires Centraux, Ministère de la Santé, Le Caire, Egypte Professeur K. Symon, Vice-Doyen et Chef de la Chaire d'Hygiène Générale et de l'Environnement, Faculté d'Hygiène, Prague, Tchécoslovaquie Dr M. Yagi, Directeur, Institut de la Qualité de l'Eau, Bureau des Installations Hydrauliques, Municipalité d'Osaka, Osaka, Japon. Secrétariat

Dr E. W. Akin, Chief, Acute Disease Programme, Health Effects Research Laboratory, Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio, USA (Conseiller temporaire) Dr H. Gala! Gorchev, Consultant, Risques de l'Environnement et Protection des Aliments, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse (Secrétaire)

M W. M. Lewis, Consultant, Promotion de l'Hygiène de l'environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark Dr R. F. Packham, Head, Water Quality and Health Division, Water Research Centre, Medmenham, Marlow, Buckinghamshire, England (Conseiller temporaire) Dr J. Ridgway, Water Quality and Health Division, Water Research Centre, Medmenham, Marlow, Buckinghamshire, England (Temporary Adviser) (Rapporteur) Dr E. Strijak, Scientifique, Technologie et Soutien de l'Hygiène de l'Environnement, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse

Consultation sur le choix des substances organiques à inclure dans les Directives pour la Qualité de l'Eau Leidschendam, Pays-Bas, 18-20 mars 1980 Dr V. Bene5, Chef du Département de Toxicologie, Institut d'Hygiène et d'Épidémiologie, Prague, Tchécoslovaquie Dr F. J. Brinkmann, Institut National de la Distribution de l'Eau, Leidschendam, Pays-Bas Dr R. J. Bull, Chief, Toxicological Assessment Branch, Health Effects Research Laboratory, Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio, USA Dr H. Gala! Gorchev, Consultant, Critères et Normes d'Hygiène de l'Environnement, Division d'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse Dr K. Hakim, Institut Supérieur de la Santé Publique, Université d'Alexandrie, Alexandrie, Egypte M J. R. Hickman, Director, Bureau of Chemical Hazards, Health Protection Branch, Department of National Health and Welfare, Ottawa, Ontario, Canada (Président) M W. M. Lewis, Consultant, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark (Secrétaire) Dr R. F. Packham, Head, Water Quality and Health Division, Water Research Centre, Medmenham, Marlow, Buckinghamshire, England (Rapporteur)

114

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Groupe de Travail sur les Directives de Qualité de l'Eau de Boisson: aspects Biologiques Genève, Suisse, 15-17 juillet 1980 Membres Professor D. J. Bradley, Professor of Tropical Hygiene, London School of Hygiene and Tropical Medicine, London, England (Président)

M W. Jakubowski, Chief, Bacterial and Parasitic Diseases, Health Effects Research Laboratory, Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio, USA (Rapporteur) Dr M. T. Martins, Directeur, Biologie de l'Environnement, Organisme d'État pour la Technologie de l'Hygiène de l'Environnement (CETESB), Sào Paulo, Brésil Dr M. S. Mohieldin, Directeur général, Laboratoires Centraux, Ministère de la Santé, Le Caire, Egypte Secrétariat Dr R. C. Ballance, Technologie et Soutien de l'Hygiène de l'Environnement, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse

Dr H. Galal Gorchev, Consultant, Risques de l'Environnement et Protection des Aliments, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse (Secrétaire) M W. M. Lewis, Consultant, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark Dr R. F. Packham, Head, Water Quality and Health Division, Water Research Centre, Medmenham, Marlow, Buckinghamshire, England (Conseiller temporaire) MD. A. Reelfs, Bureau régional de l'OMS pour l'Afrique, Brazzaville, Congo Dr C. Weber, Chief, Aquatic Biology Section, Environmental Monitoring and Support Laboratory, Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio, USA (Conseiller temporaire)

Groupe de travail sur les Directives de Qualité pour l'Eau de Boisson. Constituants minéraux importants sur le plan sanitaire Copenhague, 22-26 septembre 1980 Membres Dr B. Commins, Water Quality and Health Division, Water Research Centre, Medmenham, Marlow, Buckinghamshire, England (Rapporteur)

M M. H. Danial, Directeur, Section de l'Eau, Laboratoires Centraux, Ministère de la Santé, le Caire, Egypte M D. G. Greathouse, Chief, Chronic Diseases and Biostatistics Branch, Health Effects Research Laboratory, Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio, USA M J. R. Hickman, Assistant Director-General, Environmental Health Directorate, Health Protection Branch, Department of National Health and Welfare, Ottawa, Ontario, Canada Dr E. A. Mozaev, Chef du Département de l'Information Scientifique et Médicale, Institut Sysin d'Hygiène Générale et Communautaire, Académie des Sciences Médicales de l'URSS, Moscou, URSS Dr G. 1. Nikolchev, Institut d'Hygiène et de Santé du Travail, Sofia, Bulgarie Dr R. F. Packham, Assistant Director, Water Quality and Health, Water Research Centre, Medmenham, Marlow, Buckinghamshire, England (Président) Professeur M. Piscator, Département d'Hygiène de l'Environnement, Institut Karolinska, Stockholm, Suède Dr Y. Sayato, Chef de la Section de Chimie de l'Eau, Institut National des Sciences de l'Hygiène, Tokyo, Japon

ANNEXE

115

Dr J. F. Stara, Director, Environmental Criteria and Assessment Office, Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio, USA Dr B. B. Sundaresan, Directeur de l'Institut National de Recherche en Ingénierie de l'Environnement, Nagpur, Inde Secrétariat Dr H. Gala! Gorchev, Consultant, Risques de l'Environnement et Protection des Aliments, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse

M W. M. Lewis, Consultant, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark Dr J. Parizek, Scientifique, Programme international sur la Sécurité des substances chimiques, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse Dr M. J. Suess, Directeur Régional des Risques de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark M J. l. Waddington, Directeur, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark

Groupe de travail pour l'Évaluation Quantitative des Composés Organiques importants sur le plan sanitaire Ottawa, 18-25 décembre 1980 Membres Dr V. Benes, Chef du Département de Toxicologie, Institut d'Hygiène et d'Épidémiologie, Prague, Tchécoslovaquie

Dr R. J. Bull, Chief, Toxicological Assessment Branch, Health Effects Research Laboratory, Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio, USA Dr B. Croll, Coordinator of Research and Laboratories, Scientific Services, Anglian Water Authority, Huntingdon, England (Rapporteur) Dr J. Forslund, Agence Nationale pour la Protection de l'Environnement, Conseil de l'Environnement, Copenhague, Danemark M J. R. Hickman, Assistant Director-General, Environmental Health Directorate, Health Protection Branch, Department of National Health and Welfare, Ottawa, Canada (Président) Dr K. O. Iwugo, Senior Lecturer in Public Health Engineering, Department of Civil Engineering, University of Lagos, Nigeria Dr W. Kühn, Département de la Chimie de l'Eau, Institut Engler-Bunte, Université de Karlsruhe, RFA MD. J. Lane, Manager, State Water Laboratories, Engineering and Water Supply Department, Adelaide, Australia

Dr E. A. Mozaev, Chef du Département de l'Information Scientifique et Médicale, Institut Sysin d'Hygiène générale et communautaire, Académie des Sciences Médicales de l'URSS, Moscou, URSS Dr R. F. Packham, Assistant Director, Water Quality and Health Division, Water Research Centre, Medmenham, England

Dr M. Rebhun, Professeur d'Ingéniérie de l'Environnement et des Ressources Hydrauliques, Institut Technion-Israël de Technologie, Haïfa, Israël Dr J. Stara, Director, Environmental Criteria and Assessment Office, Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio, USA Dr B. B. Sundaresan, Directeur de l'Institut National de Recherche en Ingéniérie de l'Environnement, Nagpur, Inde (Vice-Président)

116

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Dr R. G. Tardiff, Executive Director, National Research Council, Assembly of Life Sciences, Washington, DC, USA

Dr B. C. J. Zoeteman, Chef de la Division de Chimie Biologique, Institut National de la Distribution de l'Eau, Leidschendam, Pays-Bas Secrétariat

Dr H. Gala! Gorchev, Scientifique, Risques de l'Environnement et Protection des Aliments, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse M W. M. Lewis, Consultant, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark (Secrétaire) M J. 1. Waddington, Directeur, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark Consultation sur les Aspects Organoleptiques Copenhague, 2-5 février 1981 Dr H. Gala! Gorchev, Scientifique, Risques de l'Environnement et Protection des Aliments, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse MW. M. Lewis, Consultant, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark (Secrétaire) Dr J. Ridgway, Environmental Protection, Water Quality and Health Division, Water Research Centre, Medmenham, Marlow, Buckinghamshire, England Dr T. Stenstrôm, Institut National de Médecine de l'Environnement, Stockholm, Suède Dr B. B. Sundaresan, Directeur de l'Institut National de Recherche en Ingéniérie de l'Environnement, Nagpur, Inde (Président)

Dr P. Toft, Chief, Monitoring and Criteria Division, Environmental Health Directorate, Health Protection Branch, Department of National Health and Welfare, Ottawa, Ontario, Canada Mr J. 1. Waddington, Directeur, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark Dr B. C. J. Zoeteman, Chef de la Division de Chimie Biologique, Institut National de la Distribution de l'Eau, Leidschendam, Pays-Bas (Rapporteur) Groupe de Travail sur l'Application des Directives de Qualité pour l'Eau de boisson Alexandrie, Egypte, 1-5 juin 1981 Membres

M 11• S. Buaseemuang, Administration Provinciale de la Distribution de l'Eau, Bangkhen, Bangkok, Thai1ande (Vice-Prészdente) Dr J. Forslund, Agence Nationale pour la Protection de l'Environnement, Conseil de l'Environnement, Copenhague, Danemark M S. Gaglianone, Directeur de Technologie, Groupe pour la Technologie de l'Hygiène de l'Environnement (CETESB), Sào Paulo, Brésil M J. R. Hickman, Director, Bureau of Chemical Hazards, Environmental Health Directorate, Health Protection Branch, Ottawa, Ontario, Canada (Président) Dr F. McJunkin, Chief, Community Water Supply Division Agency for International Development, Washington, DC, USA Dr M. Mohieldin, Directeur Général des Laboratoires Centraux, Ministère de la Santé, Le Caire, Egypte

ANNEXE

117

Dr R. Packham, Assistant Director, Water Quality and Health, Water Research Centre, Medmenham, Marlow, Buckinghamshire, England M R. Paramasivam, Chef de la Division de l'Ingéniérie de l'Eau, Recherche Nationale de l'Ingéniérie de l'Environnement, Nagpur, Inde (Co-Rapporteur) Secrétariat

M H. Bahr, Conseiller Régional pour l'Hygiène de l'Environnement (Alimentation en Eau aux Collectivités), Bureau Régional de l'OMS pour la Méditerranée Orientale, Alexandrie, Egypte Dr H. Gala! Gorchev, Scientifique, Risques de l'Environnement et Protection des Aliments, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse (CoSecrétaire)

M E. Geldreich, Chief, Microbiological Treatment Branch, Drinking Water Research Division, Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio, USA (Co-Rapporteur) (Conseiller tempormre)

Dr K. Hakim, Institut Supérieur de la Santé Publique, Université d'Alexandrie, Alexandrie, Egypte M W. M. Lewis, Consultant, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark (Co-Secrétaire) Dr K. Rao, Directeur, Hygiène de l'Environnement et Coordination, Bureau régional de l'OMS pour la Méditerranée Orientale, Alexandrie, Egypte Dr 1. Sheikh, Conseiller Régional pour l'Hygiène de l'Environnement (Évacuation des Eaux Usées), Bureau régional de l'OMS pour la Méditerranée Orientale, Alexandrie, Egypte MT. Tjiook, Directeur de Programme, Centre International de Référence pour l'Alimentation en Eau des Collectivités, Rijswijk, Pays-Bas

Consultation sur l'Examen Radiologique de l'Eau de Boisson Copenhague, 3-5 mars 1982 M J. Bouquiaux, Chef du Département de l'Environnement, Institut d'Hygiène et d'Épidémiologie, Bruxelles, Belgique (Président) M G. Fraser, Conseil d'Hygiène et Sécurité, Commission des Communautés Européennes, Luxembourg M H. J. Kool, Chef du Laboratoire de Biologie, Division de Chimie Biologique, Institut National de la Distribution de l'Eau, Leidschendam, Pays-Bas Dr E. Komarov, Scientifique, Risques de l'Environnement et Protection des Aliments, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse Dr E. Kunz, Institut d'Hygiène et d'Épidémiologie, Département d'Hygiène des Rayonnements, Prague, Tchécoslovaquie (représentant la Commission internationale de Protection radiologique) M W. M. Lewis, Consultant, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark (Secrétaire) Dr J. C. Nenot, Département de la Protection contre les Rayonnements, Commissariat à l'Énergie Atomique, Fontenay aux Roses, France (représentant la Commission internationale de Protection radiologique) Dr M. J. Suess, Directeur Régional pour les Risques de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark M J. I. Waddington, Directeur, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark

118

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Réunion finale du Groupe de travail: Directives de l'OMS pour la Qualité de l'Eau de Boisson Genève, 22-26 mars 1982 Membres Dr M. A. Arciniega, Directeur du Service de l'Eau Potable du Sous-Secrétariat à l'Amélioration de l'Environnement, Mexico, Mexique M Joseph Zaki Boutros, Analyste-adjoint du Gouvernement, Khartoum, Soudan M Chan Boon Tiek, Directeur de l'Alimentation en Eau, Département Fédéral des Travaux Publics, Kuala Lumpur, Malaisie Dr J. Cotruvo, Director, Drinking Water Standards Division, Environmental Protection Agency, Washington, DC, USA M A. Diaw, Directeur de l'Assainissement, Ministère de l'Hydraulique, Dakar, Sénégal M J. R. Hickman, Director, Bureau of Chemical Hazards, Environmental Health Directorate, Department of National Health and Welfare, Ottawa, Ontario, Canada Dr G. N. Krasovskij, Chef du Laboratoire de Toxicologie et d'Hygiène de l'Eau, Institut Sysin d'Hygiène Générale et Communautaire, Moscou, URSS Dr Y. Magara, Chef de la Section Planification et Administration des Équipements, Département d'lngéniérie Sanitaire, Tokyo, Japon Dr R.F. Packham, Assistant Director, Water Research Centre, Medmenham, Marlow, Buckinghamshire, England Professeur S. Rao, Professeur et Directeur du Département d'lngéniérie Sanitaire, Institut Panindien d'Hygiène et de Santé Publique, Calcutta, Inde (Vice-Président) M Y. Richard, Société Lyonnaise des Eaux, Le Pecq, France Dr K. Sivaborvorn, Faculté de Santé Publique, Université Mahidol, Bangkok, Thailande M F. Solsona, Chef du Service de Protection de l'Environnement, Esquel, Chubut, Argentine Professeur A. M. Wright, Head, Civil Engineering Department, University of Science and Technology, Kumasi, Ghana (Co-Rapporteur) Dr B. C. J. Zoeteman, Chef de la Division de Chimie Biologique, Institut National de l'Alimentation en Eau, Leidschendam, Pays-Bas (Président) Représentants d'autres orgamsations Dr F. Sella, Directeur du Système mondial de surveillance continue de l'environnement, Programme des Nations Unies pour l'Environnement Secrétariat Dr G. C. Becking, Chief, Environmental and Occupational Toxicology Division, Environmental Health Directorate, Departement of National Health and Welfare, Ottawa, Ontario, Canada (Conseiller temporaire) (Co-Rapporteur) Dr H. Gala! Gorchev, Scientifique, Risque de l'Environnement et Protection des Aliments, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse (CoSecrétaire) Dr R. Helmer, Risques de l'Environnement et Protection des Aliments, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse M W. Lewis, Consultant, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark (Co-Secrétaire) M G. Ozolins, Directeur, Risques de l'Environnement et Protection des Aliments, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse M P. A. Stevens, Directeur, Technologie et Soutien de l'Hygiène de l'Environnement, Division de l'Hygiène du Milieu, Organisation mondiale de la Santé, Genève, Suisse M J. 1. Waddington, Directeur, Promotion de l'Hygiène de l'Environnement, Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, Copenhague, Danemark

Annexe 2a TABLES DE L'INDICE MPN (NOMBRE LE PLUS PROBABLE D'ORGANISMES PRÉSENTS DANS 100ml D'EAU) Les tables qui suivent donnent la valeur de l'indice MPN et les limites correspondantes de l'intervalle de confiance à 95% en fonction: 1) du nombre et du volume des fractions analysées, 2) de la proportion de résultats positifs obtenus pour chaque volume. Tableau 1. Indice MPN et limites de confiance à 95% pour diverses combinaisons de résultats positifs et négatifs obtenus avec 5 fractions de 10 ml Nombre de tubes donnant une réaction positive sur 5 tubes de 10 ml 0 1 2 Limites de confiance à 95% Indice MPN Limite Inférieure 0 2,2 5,1 9,2 16,0 co

L1m1te supérieure 6,0 12,6 19,2 29,4 52,9 00

3 4 5

0 0,1 0,5 1,6

3,3 8,0

Tableau 2. Indice MPN et limites de confiance à 95% pour diverses combinaisons de résultats positifs et négatifs obtenus avec 5 fractions de 10 ml, 5 fractions de 1 ml et 5 fractions de 0,1 ml Nombre de tubes donnant une réaction positive sur 5 tubes de 10ml 5 tubes de 1 ml 5 tubes de 0,1 ml L1mites de confiance à 95% Indice MPN L1mite inférieure L1m1te supérieure

0 0 0 1 1 1

0 1

2 0 0 1

0 0 0 1

2 2 4 2 4 4

<0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5

7 7 11 7 11 11

• Reproduit à partir des Normes Internationales pour l'Eau de Boisson, 3• édition, Genève, Organisation mondiale de la Santé, 1972.

119

120

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Tableau 2 (suite) Nombre de tubes donnant une réaction positive sur 5 tubes de 10ml 5 tubes de 1 ml 5 tubes de0,1 ml Limites de confiance à 95 % Indice MPN Limite mférieure Limite supérieure

1 1 2 2 2 2 2 2 3 3 3 3 3 3 3 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5

1 2 0 0 1 1 2 3 0 0 1 1 2 2 3 0 0 1 1 1 2 2 3 3 4 0 0 0 1 1 1 2 2 2 3 3 3 3 4 4 4 4 4 5 5 5 5 5

1 0 0 1 0 1 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 1 0 1 2 0 1 0 1 0 0 1 2 0 1 2 0 1 2 0 1 2 3 0 1 2 3 4 0 1 2 3 4

6 6 5 7 7 9 9 12 8 11 11 14 14 17 17 13 17 17 21 26 22 26 27 33 34 23 31 43 33 46 63 49 70 94 79 109 141 175 35 172 221 278 345 240 348 542 918 1609

<0,5 <0,5 <0,5 1 1 2 2 3 1 2 2 4 4 5 5 3 5 5 7 9 7 9 9 11 12 7 11 15 11 16 21 17 23 28 25 31 37 44 130 43 57 90 117 68 118 180 303 635

15 11 11 17 17 21 21 28 19 25 25 34 34 46 46 31 46 46 63 78 67 78 80 93 96 70 89 114 93 120 154 126 168 219 187 253 343 503 302 486 698 849 999 754 1005 1405 3222 5805

ANNEXE

121

Tableau 3. Indice MPN et limites de confiance à 95% pour diverses combma1sons de résultats positifs et négatifs obtenus avec 1 fraction de 50 ml et 5 fractions de 10 ml Nombre de tubes donnant une réactiOn pos1t1ve sur 1 tube de 50 ml 5 tubes de 10 ml Limites de confiance à 95% lnd1ce MPN Limite inféneure <0,6 <0,05 <0,5 1 <0,6 <0,5 1 2 4 Lim1te supéneure 4 6 11 13 6 9 15 21 40

0 0 0 0

2 3 4 0 1 2

2 4 5 2

3 4

3 6 9 16

Tableau 4. Indice MPN et limites de confiance à 95% pour diverses combinaisons de résultats positifs et négatifs obtenus avec 1 fraction de 50 ml, 5 fractions de 10 ml et 5 fractions de 1 ml Nombre de tubes donnant une réaction positive sur 1 tube de 50 ml 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 5 tubes de 10ml 0 0 5 tubes de 1 ml 1 2 0 1 2 0 2 0 1 0 0 1 2 3 0 1 2 3 0 1 2 3 0 1 2 3 4 Lim1tes de confiance à 95% Indice MPN Llm1te inférieure <0,6 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 1 <0,5 1 3 3 2 3 4 5 6 Limite supéneure 4 6 4 6 8 6 8 11 8 13 13 4

1 2 2 2 3 3 4 0 0 0 0

1 2 2 2 2 3 3 3 3 3

1 2 1 2 3 2 3 4 3 5 5 1 3 4 6 3 5 7 9 5 7 10 12 8 11 14 18 21

8 11 15 8 13 17 21 13 17 23 28 19 26 34 53 66

122

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON Tableau 4 (suite) Nombre de tubes donnant une réaction positive sur Limites de conliance à 95% 5 tubes de 1 ml 0 2 3 4 5 0 1 2 3 4 Indice MPN L1mite inféneure 4 5 7 9 12 15 8 12 18 27 39 Limite supérieure 31 47 69 85 101 117 75 101 138 217 >450

1 tube de 50 ml

5 tubes de 10ml 4 4 4 4 4 4 5 5 5 5 5

13 17 22 28 35 43 24 35 54 92 161

Tableau 5. Indice MPN et limites de confiance à 95% pour diverses combinaisons de résultats positifs et négatifs obtenues avec 5 fractions de 50 ml, 5 fractions de 10 ml et 5 fractions de 1 ml Nombre de tubes donnant une réaction positive sur 5 tubes de 50 ml 5 tubes de 10ml 5 tubes de 1 ml Limites de confiance à 95% Indice MPN Limite 1nféneure L1m1te supérieure

0 0 0 0 0 1 1 1 1 1 1 1

0 1 1

2 3 0 0 1 1

2 2 3 0 0 1 1

2 2 2 2 2 2 2 2 2 3 3 3 3

2 2 3 3 4

0 0 1 1

1 0 1 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 1 0 1 0 1 0 1 0 0 1 0 1

1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

2 2 1 1 1

2 2 2 2 3 3 2 2 2 2

<0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 1 1 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5

2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 4 4

2 2 2 4 4 4 4

7 7 4 4 4 4

ANNEXE

123

Tableau 5 (suite) Nombre de tubes donnant une réaction pos1t1ve sur 5 tubes de 50 ml 5 tubes de 10ml 5 tubes de 1 ml l1mites de confiance à 95% Indice MPN Lim1te inférieure limite supérieure

3 3 3 3 3 3 3 3 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5

1 2 2 2 3 3 4 4 0 0 0 1 1 1 2 2 2 3 3 3 4 4 5 5 0 0 0 1 1 1 2 2 2 2 3 3 3 3 4 4 4 4 4 5 5 5 5 5

2 0 1 2 0 1 0 1 0 1 2 0 1 2 0 1 2 0 1 2 0 1 0 1 0 1 2 0 1 2 0 1 2 3 0 1 2 3 0 1 2 3 4 0 1 2 3 4

3 3 3 4 3 4 4 4 2 3 3 3 4 4 4 4 5 5 5 6 6 7 7 8 4 4 6 5 6 7 6 8 10 12 9 11 14 18 13 17 22 28 35 24 35 54 92 161

<0.5 1 1 1 1 1 1 1 2 2 2 2 2 3 3 3 1 1 2 2 2 3 2 3 4 4 3 4 5 6 5 6 7 9 11 8 11 18 27 39

7 7 7 9 7 9 9 9 4 7 7 7 9 9 9 9 12 12 12 14 14 17 17 19 9 9 14 12 14 17 14 19 23 28 21 26 34 53 31 47 70 85 101 75 101 140 218 424

124

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Tableau 6. Indice MPN et limites de confiance à 95% pour diverses combinaisons de résultats positifs obtenus avec 3 fractions de 10 ml, 3 fractions de 1 ml et 3 fractaons de 0, 1 ml Nombre de tubes donnant une réaction posnive sur Lim1tes de conf1ance à 95% lnd1ce MPN L1m1te inféneure Lim1te supérieure

3 tubes de 10ml 0 0

3 tubes de 11 ml 0 1 0 0 1 2 0 0 1 2 2 0 0 0

3 tubes de 0,11 ml 1 0 0 1 0 1 0 0 0 1 0 1 0 1 2 0 1 2 0 2 0 2

1 2 2 2 2 2 2 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3

1 2 2 2 3 3 3

3 3 4 7 7 11 11 9 14 15 20 21 28 23 39 64 43 75 120 93 150 210 240 460 1100

<0,5 <0,5 <0,5 1 1 3 3 1 3 3 7 4 10

4 7 15 7 14 30 15 30 35 36 71 150

9 13 20 21 23 36 36 36 37 44 89 47 149 120 130 379 210 230 380 380 440 470 1300 2400 4800

Annexe 3

QUELQUES UNITÉS ET DÉSIGNATIONS UTILISÉES EN PROTECTION CONTRE LES RAYONNEMENTS IONISANTS 1 1. becquerel (Bq): dans le SI, le becquerel est l'unité d'activité radioactive (d'un radionucléide); 1 becquerel équivaut à 1 transformation nucléai-

3. 4. 5. 6.

re spontanée par seconde et correspond approximativement à 27 picocuries. gray (Gy): dans le SI, le gray est l'unité de dose absorbée (de rayonnement); il se définit comme la dose de rayonnement ionisant qui communique une énergie de 1 joule à une masse de 1 kg du matériau récepteur. sievert (Sv): dans le SI, le sievert est l'unité d'équivalence de dose et vaut 100 rems. Effets stochastiques: ce sont ceux pour lesquels la probabilité d'apparition est, plus que la gravité, considérée comme une fonction de la dose; il n'y a donc pas de seuil. Effets non stochastiques: ce sont ceux pour lesquels la gravité de l'effet varie avec la dose, et pour lesquels il peut donc exister un seuil. Équivalent de dose (H): comme tous les rayonnements ne produisent pas les mêmes effets biologiques par unité d'énergie absorbée, on a introduit le concept d'équivalence de dose. L'équivalent de dose H (en sieverts) est égale à la dose absorbée D (en grays) multipliée par un facteur «de qualité» Q qui dépend de la densité d'ionisation que le rayonnement fait apparaître dans le tissu affecté. H=DQ

Pour les rayonnements X et y, ainsi que pour les électrons, Q= 1, alors q_ue pour le rayonnement a, on a Q=20. 7. Equivalence efficace. On définit l'équivalence efficace par la relation

où HT est l'équivalence moyenne dans le tissu Tet WT un facteur de pondération qui représente le rapport entre les dégâts provoqués par les effets stochastiques par suite de l'irradiation du tissu Tet les dégâts totaux provoqués par ces mêmes effets lorsque le corps est uniformément irradié. Les valeurs de W T sont définies par le CIPR (Publication CIPR 26).

D'après les références 1, 2, 3, 4, 8 et 11 de la liste de la page 111.

126

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

8. Équivalence efficace retenue: les radionucléides qui entrent dans le corps irradient organes et tissus jusqu'à ce qu'ils soient excrétés ou disparaissent par désintégration radioactive. Pour les travailleurs, la CIPR a recommandé de tenir compte de la dose totale accumulée pendant 50 ans, mais dans certains cas, il serait plus exact de prendre 70 ans ou plus. La dose totale correspondant à la période de sommation (recommandée par la CIPR) est désignée sous le nom d'équivalence efficace retenue, H ESO·

INDEX Absorption de produits chimiques, répartition, 52 Acide nitrilotriacétique (NTA), 61 Acrylamide, 61 Alcanes et alcanes chlorés, 61, 62, 65-66 Aldrine et dieldrine, 7, 64, 71 Algues, 6, 45, 46 Alkylbenzènes, 77-78 Alpha, radioactivité, 8, 107, 108 Aluminium, 8, 53, 81, 82, 103 Amiante, 6, 53, 56 Amibes, 39 Analyses, 95-98 activité alpha, 108 activité bêta, 108 contrôle de qualité, 98 méthodes appropriées, 96-97 précision exigée, 95, 96 Antimoine, 53 Approvisionnement en eau, avec adduction, 5, 19, 20, 35, 37, 41, 46 de secours, 5, 20, 24, 36, 41 réseaux ruraux, 15 sans adduction, 5, 20, 22, 35, 38 temporaire, 37 voir aussi Eau de boisson en bouteille, Sources d'eau Argent, 6, 53, 59 Arsenic, 6, 53, 54 Ascans, 44 Asellus, 45 Aspects bactériologiques, 18-29 tableaux, 5, 6, 20 voir aussi les organismes mdividuels Aspects biologiques, 41-47 tableau, 5 vo1r aussi les organismes individuels Aspects organoleptiques, 79-88 tableaux, 8, 53, 81 voir aussi, Couleur, Goût et odeur, Turbidité Baryum, 6, 53, 55 Benzène, 7, 61, 64, 77-78 Benzo[a]pyrène, 7, 64, 69 Beryllium, 6, 53, 55 Bêta radioactivité, 8, 107, 108 Biomasse, 46 Biphényles polychlorés, (PCB), 61 Bore, 53 Cadmium, 6, 53, 54, 55 Calcium, 83 Canalisation, distribution par, 35, 37, 41 Cancérogénicité, 63 Carbone organique totale, (COT), 89 Carcinogènes, 51 Cercaires de schistosome, 43, 44 Chironomus, 44 Chlordane, 7, 64, 71, 72 Chlore, 39, 78, 79, lOO organique total, 89 résiduel, 19, 22, 24, 29, 36, 44, 45 Chlorobenzènes, 7, 8, 61, 62, 74 vo1r aussi, Dichlorobenzènes, Monochlorobenzènes Chloroforme, 7, 64, 78, 79 Chlorures, 8, 81, 82 Chlorophénols, 7, 8, 62, 76, 87 voir aussi, Pentachlorophénol, 2,4,6-Trichlorophénol Choline-estérase, inhibition, 89 Chrome, 6, 53, 54, 56 Cobalt, 53 Coliformes, 5, 17, 20, 21, 22, 30 detection, techniques, 27, 28 totaux, 18-19, 29, 30 Constituants minéraux, 52-60 tableaux, 6, 53, 54 organiques, 60-79 tableaux, 7, 61, 62, 64 voir aussi sous les noms des minéraux Contamination, 21 épuration chimique, 100, 101 matériaux de construction, 102 prévention, Il Copépodes, 43, 44 Couleur, 8, 79, 80, 81

128

DIRECTIVES DE QUALITÉ POUR L'EAU DE BOISSON

Cuivre, 8, 53, 81, 82-83, 103 Cyanures, 6, 53, 54, 56 2,4-D, 7, 64, 70, 71, 74 DDT, 7, 64, 70, 71 Désinfection, 19, 39 voir aussi Chlore Détergents de synthèse, 8, 61, 81 Dichlorobenzènes, 75-76. 87-88 1,2-Dichloroéthane, 7, 64, 66 1,1-Dichloroéthylène, 7, 64, 67 Dieldrine, voir Aldrine Dispersion microbienne, 31 Dose journalière admissible (DJA), 50, 52, 63, 70, 71 tableau, 71 Draconculose, 43 Dracunculus medinensis, 42, 43, 44 Dureté de l'eau, 6, 8, 53, 57, 81, 83 Eau de boisson en bouteille, 12 qualité bactériologique, 20, 23 microbiologique, 5 Echantillons, prélèvement, conservation, transport, 26-27 stabilité, 95 volume, 34 Enquêtes sanitaires, 12-13 Entamoeba histolytica, 41, 42 Entérovirus, 5, 30 Epuration, rapport coût-utilité, 39-40 source de pollution, 100-101 Equivalent de dose, 106, 125, 126 Escherichia colt, 18, 19, 42 Esters phtalates, 61 Etain, 53 Ethylènes chlorés, 67 voir aussi, Dichloroéthylène, tétrachloroéthylène, trichloroéthylène Extrapolation, à doses faibles, 50, 52 par étapes, 51, 63-64 résultats obtenus sur animaux, 50, 6365 Facteurs de sécurité, 49-51 voir aussi, Limites de confiance Fer, 8, 53, 81, 84, 103 Ferrocyanures, 53 Fluoroses osseuses, 56 Fluorures, 6, 53, 54, 56 Gamma-HCH (lindane), 7, 64, 71, 73 Garantie de qualité, 34

Gtardia, 24, 30, 39, 41, 42 Glace, 12 Goût et odeur, 8, 81, 86, 103

Helminthes, 6, 42-45 voir aussi, Ascaris, Dracunculus medinensis, Schistosomes Heptachlore et heptachlore-époxyde, 7, 64, 71, 73 Hexachlorobenzène, 7, 64, 71, 72 Huiles de pétrole, 61 Hydrocarbures aromatiques polycycliques, 61, 68-69 voir aussi, Benzo[a)pyrène Limites de confiance, 31-32, 119-125 Lindane, voir Gamma-HCH Lithium, 53 Lois, règlements et normes, 9, 93 voir aussi, Surveillance Magnésium, 53, 83 Manganèse, 8, 53, 81, 84, 103 Matériaux de construction, source de contamination, 102 Matières dissoutes totales, 8, 81, 85 Membrane filtrante, 28 Mercure, 6, 53, 54, 58 Mesures correctives, 15, 16-17 helminthes, 44 organismes libres, 46 protozoaires, 42 qualités organoleptiques, 102-104 Métazoaires, 39 voir aussi sous les organismes individuels Microorganismes, indicateurs, 19 voir aussi, Coliformes Molybdène, 53 Monomère chloride de vinyle, 67, 102 Monochlorobenzènes, 75, 87 Mutagénicité, dépistage, 89 Nickel, 6, 53, 58 Nitrates, 6, 53, 54, 58 Nitrites, 6, 53 Nitrosamines, 61 Nombre le plus probable (MPN), 27, 31, 119-124 Odeur, voir Goût et odeur Organismes libres, 6, 45-47

INDEX

129

Oxygène dissous, 8, 84 Ozone, 29 Pentachlorophénol, 7, 64, 77 Personnel, 14 Pesticides, 52, 61, 62, 70-74 pH, 8, 81, 85 Phénols, 61, 76 Plomb, 6, 53, 54, 57, 91, 94 Polluants chimiques, effets sur la santé, 48-49 Polluants organiques, 60-79 tableaux, 7, 61, 62, 64 Polychlorure de vinyle (PCV), 67 Priorités, 1 Protozoaires, 6, 41-42 Pseudomonas aeruginosa, 24 Pyréthrine, 46 Qualité, contrôle, 34 analyses, 98 virologique, 29 voir aussi, Entérovirus Rapport coût-utilité surveillance microbiologique, 40 traitement de l'eau, 39 Rassemblements importants, 37 Rayonnements ionisants, unités, 125-126 Réseaux ruraux, 15 Risques, évaluation, 15 Schistosomes, 43, 45 Sélénium, 6, 53, 54, 59 Sodium, 6, 8, 53, 60, 81, 85 Sources d'eau, 10-12 brute, 100 choix, 10 prévention de la contamination, Il Substances humiques, 61 Substances radioactive, 8, 106-110 Sulfates, 8, 81, 85-86 Sulfure d'hydrogène, 8, 81, 83

Surveillance, aspects biologiques, 46 chimiques, 88-98 microbiologique, 32-37 helminthes, 42 priorités, 13 protozoaires, 42 Systèmes de distribution, 101 voir aussi, Approvisionnement en eau, Eau de boisson en bouteilles Tellure, 53 Température, 8, 87 Tétrachloroéthylène, 7, 65, 68 Tétrachlorure de carbone, 7, 61, 65, 66 Thallium, 53 Thiocyanates, 53 Titane, 53 Toluène, 62 Trichloroéthylène, 7, 65, 68 2,4,6-Trichlorophénol, 7, 64, 76-77 Trihalométhanes, 7, 61, 62, 78-79 Tubes multiples, méthode de fermentation, 27-28 Tungstène, 53 Turbidité, 8, 19, 29, 81, 86-87, 102-103 Uranium, 53 Valeurs indicatives, 1-17 application, 9-17 carcinogènes, 51, 63 constituants chimiques, 2-3, 49-54 minéraux, 53-60 organiques, 60-79 définition, 1 qualité bactériologique, 19-24, 30-32 virologique, 29 substances radioactives, 2, 106, 108 tableaux, 5-8 Vanadium, 53 Variables de substitution, surveillance, 88 Zinc, 8, 53, 81, 87, 103

Les publications de l'OMS peuvent être commandées, so1t directement, soit par l'Intermédiaire d'un libraire, aux adresses suivantes: AFRIQUE DU SUD Adressez-mus aux /[brames prmnpa/cs ALGÉRIE: Entrepnse natiOnale du Ltvre (ENAL), 3 bd Ztrout Youcef. ALGER ALLEMAGNE RÉPUBLIQUE FÉDÉRALE D': Govt-Verlag GmbH, Gmnhetmerstrasse 20, Post fa ch 5360, 6236 ESCHBORN- W.E. Saarbach GmbH, TradiS Dtlfuswn, Neue Etier Strasse 50, Postfach 900 369, 5000 COLOGNE 1 - Buchhandlung Alexander Horn, Fnednchstrasse 39, Postfach 3340, 6200 WIESBADEN ARGENTINE: Carlos H~rsch SRL, Flonda 165. Galeréas Guernes, Escntono 453/465, BUENOS AIRES AUSTRALIE· Hunt<r Publlcatwns, 58A Gtpps Street, COLLINGWOOD, VIC 3066- AuS!rallan Government Publlshmg Servtce (Mat! arder sales) PO. Box 84, CANBERRA ACT 2601, 01 m·er the counter from Austrahan Government Pubhshmg Service Bookshops at 70 Allnga Street, CANBERRA CITY A.C.T. 2600, 294 Adelatde Street, BRISBANE, Queensland 4000, 347 Swanston Street, MELBOURNE VIC 3000, 309 Pitt Street, SYDNEY N S W. 2000; Mt Newman House, 200 St George's Terrace, PERTH WA 6000. lndustry House, 12 Pme Street, ADELAIDE SA 5000; 156-162 Macquane Street, HOBART TAS 7000- R. Hill & Son Ltd., 608 Si Kdda Road, MELBOURNE, VIC 3004, Lawson House, 10-12 Clark Street, CROW'S NEST, NSW 2065 AUTRICHE: Gerold & Co, Graben 31, 1011 VIENNE L BAHRËIN: Unned Schools InternatiOnal, Arab RegiOnal Office, P 0 Box 726, BAHRtiN BANGLADESH: Coordonnateur des Programmes OMS, G P.O Box 250, DHAKA 5. BELGIQUE. Pour toute commande hors abonnement Office lntematJOnal de L1brame s.a., avenue Mamtx 30, 1050 BRUXELLES Abonnements Office lnternatJOnal des Pénodtques. avenue Mam1x 30, 1050 BRUXELLES- Abonnements à Santé du Monde seu/emC'nl Jean de Lannoy, 202 avenue du ROI, 1060 BRUXELLES BHOUTAN· vou Inde, Bureau régwnal de l'OMS BIRMANIE: ••olf Inde, Bureau régiOnal de l'OMS. BOTSWANA: Botsalo Books (Pty) Ltd, P 0 Box 1532, GABORONE BRÉSIL· Btblloteca Regwnal de Medtcma OMS/OPS, Umdade de Venda de Publlcaçôes, Catxa Postal20.381, Vtla Clementmo, 04023 SÀO PAULO, S.P CANADA: Assoctauon canadtenne d'Hygtèno publique, 1335 Carling Avenue, Sutte 210. OTTAWA. Ontano KIZ 8N8. (Tel: (613) 725-3769. Telex: 21-053-3841). CHINE: Chma Natwnal Publlcauons lmpon & Expon CorporatiOn, P.O Box 88, BEIJING (PEKING) CHYPRE: "MAM", PO. Box 1722, NICOSIA DANEMARK: Munksgaard Expon and Subscnpllon Sorv~ce, Nerre Segade 35, 1370 COPENHAGUE K (Tel: +45 1 12 85 70)_ EGYPTE _ Osms Office for Books and Revtews, 50 Kasr El Ntl Street, LE CAIRE EQUATEUR· Llbrena Oentifica S.A, PO Box 362, Luque 223, GUAYAQUIL ESPAGNE: Mmtsteno de Sanadad y Consuma, ServtciO de PubhcacJOnes, Paseo del Prado 18-20, MADRID 14 - Comerctal Atheneum S.A. ConseJO de Oento 130-136, 08015 BARCELONE. General Moscard6 29, MADRID 20- Ltbreria Diaz de Santos, Lagasca 95 y Maldonado 6, MADRID 6, Balmes 417 y 419, 08022 BARCELONE ETATS-UNIS D'AMÉRIQUE: Pour Ioule commande hors abonnement WHO Publlcauons Center USA, 49 Shendan Avenue, ALBANY, NY 12210 Les demandes d'abonnement amst que la correspondance concernant les abonnements d01t être adressée à /'Orgamsat10n mondtale de la Santé, DtstnbutJOn et Vente, 1211 Genève 27, Suisse Les publtcatwns sont également dlspombles auprès de Unned Nauons Bookshop, NEW YORK, NY 10017 (••ente au détail seulement) FIDJI - Coordonnateur des Programmes OMS, P 0 Box 113, SUVA FINLANDE: Akateemmen Kujakauppa, Keskuskatu 2, 00101 HELSINKI 10 FRANCE: Ltbrame Amette, 2, rue CaSimlf-Delavtgne, 75006 PARIS GABON: Ltbrame Untversllauo du Gabon, B P. 3881, LIBREVILLE. GHANA: Ftdes Enterpnses, PO. Box 1628, ACCRA GRÈCE: G.C. EleftheroudakiS S.A. Ltbrame mternatwnale, rue Ntkis 4, ATHÈNES (T. 126) HA1TI: Max Bouchereau. LI brame <<A la Caravelle», Boîte postale 111-B, PORT-AU-PRINCE HONG KONG: Hong Kong Government Informatwn Servtces, Beaconsfield House, 6th Aoor, Queen's Raad, Central, VICTORIA HONGRIE: Kultura, P.O B 149, BUDAPEST 62- Akadémtat Konyvesbolt, Vact utca 22, BUDAPEST V INDE: Bureau régiOnal de l'OMS pour l'Aste du Sud-Est, World Health House, Indraprastha Estate. Mahatma Gandh1 Road, NEW DELHI Il 0002 INDONÉSIE: P.T. Kalman Mod1a Pusaka, Pusat Perdagangan Senen, Block 1. 4th Floor, P.O. Box 3433/Jkt, DJAKARTA IRAN (RÉPUBLIQUE ISLAMIQUE D'): Iran Umversny Press, 85 Park Avenue, P 0 Box 54/551, TÉHÉRAN IRAQ: Mmtstry of Information, Natwnal House for Pubhshmg, Dtstnbutmg and Adverttsmg, BAGDAD IRLANDE: TOC Publlshers, 12 North Fredenck Street, DUBLIN 1 (Tél: 744835-749677). ISLANDE: Snaebjem Jonsson & Co, PO. Box 1131, Hafnars\raell 9, REYKJAVIK ISRAËL: Hetllgor & Co, 3 Nathan Strauss Street, JÉRUSALEM 94227 ITALIE: Edtzwm Mmerva Med1ca, Corso Bramante 83-85, 10126 TURIN, Vta Lamarmora 3, 20100 MILAN JAPON: Maruzen Co. Lld., PO. Box 5050, TOKYO Internauonal, 100-31. JORDANIE: Jordan Book Centre Co Ltd, UmverStly Street, PO. Box 301, (AI-Jubeiha), AMMAN KOWEÏT: The Kuwan Bookshops Co Ltd., Thunayan AI-Ghanem Bldg, P.O Box 2942, KOWEIT LIBAN: The Levant DIStnbutors Co S AR.L, Box 1181, MakdasSI Street, Hanna Bldg, BEYROUTH LUXEMBOURG: Ltbratne du Centre, 49 bd Royal, LUXEMBOURG

A/1185

Les publications de l'OMS peuvent être commandées, sott dtrectement, sott par lïntermédtatre d'un hbratre, aux adresses sutvantes: MALAISIE: Coordonnateur des Programmes OMS, Room 1004, lOth floor, WISma LIM FOO YONG (formerly fltzpatnck's Buiidmg). )alan RaJa C'hulan, KUALA LUMPUR 05-10, P.O Box 2550, KUALA LUMPUR 01-02, Parry's Book Center, K. L Hilton Hotel. Jin Treacher, P 0 Box 960, KUALA LUMPUR MALAWI· Malawi Book Service, P 0 Box 30044, Chichi ti, BLANTYRE 3 MALDIVES: I'OII

Inde, Bureau regtonal de l'OMS

MAROC EdiUons La Porte. 281 avenue Mohammed V, RABAT MEXIQUE: Libreria lnternactonal, SA. de C' V, Av Sonora 206, 06100-MÉXIC'O. D F MONGOLIE: NÉPAL: l'O/f I'OII

Inde, Bureau régional de l'OMS C'a~xa

MOZAMBIQUE INLD,

Postal 4030, MAPUTO

Inde, Bureau régional de l'OMS

NIGÉRIA: Umvers~ty Bookshop Nigena Ltd, Umvers~ty of Ibadan. IBADAN NORVÈGE. J. G Tanum, AIS, P 0 Bo> 1177 Sentrum, OSLO 1. NOUVELLE-ZÉLANDE· Govcrnment Pnntmg Office, PublicatiOns Scellon, Mulgrave Street, Pnvate Bag. WELLINGTON 1 . Walter Street, WELLINGTON, World Tracte Bmldmg, Cubacade, Cuba Street, WELLINGTON Gm·ernment Bookshops at Hannaford Burton Building, Rutland Street. Pmate Bag, AUCKLAND. 159 Hereford Street. Pnvate Bag, CHRISTCHURCH. Alexandra Street, P.O Box 857, HAMILTON, T &G Bulldmg. PnncesStreet. P.O Bo' 1104. DUNEDIN- R H1ll & Son Ltd.ldeal House, C'nrG•IIIes Avenue & Eden Street, Newmarket. AUCKLAND 1 PAKISTAN. M1rLa Book Agency. 65 Shahrah-E-Qua~d-E-Azam, P 0 Box 729, LAHORE 3. SaSI Limited. SaSI Centre. G P 0 Bo> 779, Il Chundngar Road, KARACHI PAPOUASIE-NOUVELLE-GUINÉE: Coordonnateur des Programmes OMS, P 0 Box 646. KONEDOBU PAYS-BAS: Medical Books Europe BV. Noorderwal 38, 7241 BL LOC'HEM PHILIPPINES Bureau rég10nal de l'OMS pour le Pacifique occidentaL P 0 Box 293:!. MANILLE- The Modern Book Company Inc PO. Bo> 632, 922 Rizal Avenue. MANILLE 2800 POLOGNE: Skladmca KSiegarska. ul Mazowiecka 9. 00052 VARSOVIE !wu(pe~~odJques)- BKWZ Ruch, ul Wroma 23, 00840 VARSOVIE (pénod1ques seu/enwnt) PORTUGAL: Livrana Rodnguez. 186 Rua do Ouro, LISBONNE 2 RÉPUBLIQUE DE CORÉE· Coordonnateur des Programmes OMS, Central P 0 Bo> 540, SÉOUL RÉPUBLIQUE DÉMOCRATIQUE ALLEMANDE: Buchhaus Leipzig, Postfach 140, 701 LEIPZIG RÉPUBLIQUE DÉMOCRATIQUE POPULAIRE LAO: Coordonnateur des Programmes OMS, P 0 Box 343, VIENTIANE RÉPUBLIQUE POPULAIRE DÉMOCRATIQUE DE CORÉE: """Inde, Bureau régtonal de l'OMS ROYAUME-UNI: H M Stauoner} Office. 49 High Holborn. LONDRES WC' 1V 6HB, 13a C'astlc Street, EDIMBOURG EH? 3AR. 80 Chichester Street, BELFAST BT 1 4JY, Brazennose Street. MANCHESTER M60 8AS, 258 Broad Street, BIRMINGHAM BI 2HE, Southey House, Wme Street, BRISTOL BSI 2BQ Toute~ les commande~ po'itales dot vent être adressées de la façon sutt•ante HMSO Pubhcauons Centre, 51 Nme Elms Lane, LONDRES SWS 5 DR SIERRA LEONE· NJala Umversuy College Bookshop (Umvemty of S•erra Leone), Pnvate Mail Bag, FREETOWN SINGAPOUR: Coordonnateur des Programmes OMS, 144 Moulmem Road. SINGAPOUR 1130, Newton P 0 Box 31. SINGAPOUR 9122- Select Books (Pte) Ltd. Tanglm Shoppmg Centre, 19 Tanghn Road 03-15. SINGAPOUR 10. SRI LANKA· ''""Inde, Bureau rég10nal de l'OMS. SUÈDE· Pour wutecommande hors abonnement Akt1ebolaget C.E Fntzes Kungl HovbokhandeL Regenngsgatan 12, 103 27 STOCKHOLM Abonnements Wennergren-WIIhams AB, Box 30004, 104 25 STOCKHOLM SUISSE MedlZlmscher Verlag Hans Huber, Langgass Strasse 76, 3012 BERNE 9 TCHÉCOSLOVAQUIE: Artia, Ve Smeckach 30, Ill 27 PRAGUE 1 THA1LANDE. v01r Inde, Bureau rég10nal de l'OMS TUNISIE: Soc1été Tunlstenne de D1ffuswn, 5 avenue de Carthage, TUNIS

TURQUIE: Haset K•tapev1. 469 lsliklal C'addeSI, Beyoglu. ISTANBUL URSS· Pour les /ecteursd'L'RSS qw dés trent /e'i êdawm fusses KomsomolskiJ prospekt 18, MedtcmskaJa Kmga, MOSCOU- Pour les lecteurs hors d'URSS qw dé'i1rent le!l êdtflons rwse5 Ku7necktJ most 18, Me:ldunarodnaJa Kmga, MOSCOU G-200

URUGUAY: L1breria Agropecuana S. R L, C'asllla de C'orreo 1755. Alza1bar 1328. MONTEVIDEO VENEZUELA: Libreria del Este, Aptdo 60 337, CARACAS 106- L1breria Médica Pans, Apartado 60.681, CARACAS 106 YOUGOSLAVIE Jugoslovenska KnJiga. TeraziJe 27111. 11000 BELGRADE ZAÏRE Librame umverSitaire, avenue de la Paix N° 167, B P. 1682, KINSHASA 1.

Des cond1t1ons spéc1ales sont consenties pour les pays en développement sur demande adressée aux Coordonnateurs des Programmes OMS ou aux Bureaux régtonaux de l'OMS énumérés ct-dessus ou bten à I'Orgamsatton mondtale de la Santé, Servtce de Dtstnbutton et de Vente, 1211 Genève 27, Sutsse Dans les pays où un déposttatre n'a pas encore été déstgné, les commandes peuvent être adressées également à Genève, mats le patement dott alors être effectué en francs sutsses, en hvres sterhng ou en dollars des Etats-Unts On peut également utthser les bons de hvres de l'Unesco.

Pnx: Fr. s. 17.-

Pnx sujets à modtftcation sans préavis.

Les d1recti~·es de qualzté pour l'eau de b01sson dOivent servir de base, dans les pays, pour la mise au point de normes qui, si elles sont correctement appliquées, garantiront la sécurité de l'approvisionnement en eau de boisson. Il convient de souligner que les· taux recommandés pour les substances présentes dans l'eau de boisson et les contaminants ne constituent pas des normes. Pour définir des normes, il est nécessaire de replacer les présentes recommandations dans chaque contexte environnementaL social, économique et culturel. Les présentes directives remplacent à la fois les normes européennes applicables à l'cau de boisson ( 1971) et les normes internatiOnales pour l'eau de boisson (1972) qui existent depuis plus d'une décennie Si l'on s'est départi de la démarche antérieure qm consistait à prescnre des normes internationales pour la qualité de l'eau de boisson, c'est principalement parce qu'il était souhaitable d'adopter une approche qualitative ou quantitative des normes et règlements nationaux basée sur le rapport risques-avantages. Normes et règlements demeurent lettre morte s'il ne sont pas appliqués et imposés, ce qui exige des mstallations et des services d'experts relativement coûteux. Si les directives visent surtout, comme on l'a dit plus haut, à sen 11 de base pour la mise au point de normes, les informations qui y figurent peuvent aussi aider à élaborer de nouvelles procédures de contrôle lorsque l'application des normes n'est pas envisageable. L'existence, par exemple, de codes d'usage adéquats sur l'installation ct l'exploitation d'usmes de traitement de l'eau et de systèmes d'approvisionnement et de stockage et sur les installations sanitaires domestiques peut favoriser une meilleure qualité de l'eau de bOisson en augmentant la fiabilité du service, en évitant l'utilisatiOn de matériels indésirables (par exemple. des canalisations en plomb exposées à une eau corrosive pour le plomb) ct en simplifiant les réparations et J"entretiCn.

Informations clés

Organisation Organisation mondiale de la santé (OMS)

Type de document Publications

Date d'adoption 31 décembre 1985

Source Organisation mondiale de la santé