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G. Interprétation des résultats analytiques

G. Interprétation des résultats analytiques

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1 • GÉNÉRALITÉS



Les eaux naturelles constituent un milieu complexe. Si leurs compositions

sont en relation directe avec les constituants des sols et des couches géologiques traversées, la qualité des eaux est largement affectée par le couvert végétal, les pratiques agricoles, l’urbanisation et plus généralement

par l’activité économique développée dans les paysages où elles coulent.

Mais c’est surtout depuis l’essor de la chimie au cours du XXe siècle et la

mise sur le marché de plusieurs dizaines de milliers de substances de

synthèse au travers de l’agrochimie, de la pharmacie humaine et vétérinaire, des produits phytosanitaires, des solvants, des matériaux, etc. que la

contamination des eaux naturelles s’est diversifiée. Ceci explique l’inflation,

au cours des dernières décennies, du nombre de paramètres utilisés pour

définir la qualité des eaux.



Dans ce contexte, il est utile de prescrire en fonction des usages de l’eau

un panel de paramètres qui couvrent l’étendue des risques encourus.



1.1 Paramètres physicochimiques

de la qualité des eaux

L’analyse d’une eau pourra, en fonction des objectifs fixés, porter sur quelques paramètres d’intérêt sanitaire, s’il s’agit d’une eau de baignade, ou

sur plusieurs dizaines de paramètres, s’il s’agit de définir la qualité d’une

masse d’eau au sens de la directive cadre de la communauté européenne

ou encore de l’eau produite pour l’alimentation humaine d’une collectivité.

Il y a alors un intérêt évident à regrouper les paramètres descripteurs en

ensembles homogènes pour permettre une interprétation pertinente des

résultats analytiques.



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INTERPRÉTATION DES RÉSULTATS ANALYTIQUES



Sur le plan microbiologique ce sont les écoulements et les rejets d’eaux

résiduaires de toutes natures qui contaminent les ressources, mais les

épandages des effluents d’élevage peuvent également constituer une

menace sérieuse pour la qualité microbiologique des eaux de surface et

des eaux littorales. Par ailleurs, certains usages de l’eau peuvent aussi

contribuer à l’émergence de populations microbiennes à risques comme

les Légionella ou les amibes par exemple dans les eaux réchauffées.



1.1.1 Descripteurs de l’aspect physique d’une eau

Les eaux de surface contiennent de nombreuses particules constituées de

débris de végétaux, de limons, de biomasse, etc. Ces matières particulaires sont quantifiées par la mesure des matières en suspension (§ A-3.3).

Elles représentent la masse de dépơts secs obtenus après une filtration

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1 • Généralités



1.1 Paramètres physicochimiques

de la qualité des eaux



sur une membrane de porosité de 0,45 μm. Le résultat s’exprime en mg/L

(cf. § A-5.1).

Lors de cette opération on constate le plus souvent que le filtrat n’est pas

limpide. Les particules les plus fines « collọdes » rendent l’eau « trouble »,

c’est ce que l’on appelle la turbidité (cf. § A-3.5). Sa mesure est fondée sur

l’atténuation et la diffusion d’un faisceau de lumière blanche au contact

des particules. Ainsi la turbidité est d’autant plus élevée que la densité des

particules contenues dans l’échantillon d’eau est forte. Exprimée en unité

NFU (Nephelometric Formazine Unit) on en unité NTU (Nephelometric

Turbidite Unit) on obtient sur les eaux de surface des valeurs qui oscillent

généralement entre 10 et 50, mais après de fortes précipitations on peut

dépasser 100, voire 200. Au-delà le paramètre n'est plus pertinent. Il faut

alors utiliser le paramètre MES qui dans ce contexte est le paramètre le

plus fidèle pour représenter et quantifier les matières particulaires.

La turbidité est un paramètre important à suivre lors de la production d’eau

destinée à l’alimentation humaine, car il rend compte de la bonne efficacité

des étapes de clarification et de filtration. Sur les eaux des zones karstiques, la turbidité permet de suivre la dégradation de la qualité, notamment

microbiologique, consécutive aux épisodes de pluies intenses.

Le dernier paramètre descripteur de l’aspect physique d’une eau est la

« couleur » (cf. § A-2.1).

La couleur d’une eau est due à l’absorption sélective de certaines bandes

de la lumière blanche par des substances dissoutes qui comportent des

groupements chromophores. Elle s’exprime par rapport à une échelle de

couleur étalon obtenu avec une solution d’un sel double de cobalt et de

platine. Aussi l’exprime-t-on en mg/L de Pt.

Les eaux de surface les plus colorées sont riches en substances humiques.

La couleur peut alors dépasser 50-60 mg/L de Pt. Mais des hydroxydes

de fer peuvent également dans les eaux souterraines être responsables

de la couleur observée. Toute eau alimentaire doit être limpide et incolore

(couleur inférieure à 5 mg/L de Pt).



1.1.2 Paramètres descripteurs de la charge organique d’une eau

On trouve dans les eaux naturelles de nombreuses substances organiques : protéines, acides aminés, substances humiques, molécules de synthèses, algues etc. Substances complexes issues de la dégradation des

végétaux, du lessivage des sols, ou contenues dans les rejets multiples et

variés d’eaux usées.

Pour évaluer la teneur en matières organiques d’une eau on dispose d’indices (demande chimique en oxygène, oxydabilité au permanganate de

potassium par exemple) et de paramètres plus spécifiques.

Jusqu’alors le paramètre le plus utilisé pour les eaux naturelles et les

eaux alimentaires était l’oxydabilité au KMnO4 ou indice permanganate

(cf. § A-9.1). L’oxydation des matières organiques est réalisée à chaud

en milieu acide par KMnO4 selon un protocole normalisé. Le résultat est

exprimé en équivalent de consommation d’oxygène mg/L O2.

Les eaux de surface ont des oxydabilités qui oscillent le plus souvent entre

3 et 8 mg/L O2. Au-delà de 10 mg/L O2 les eaux présentent des difficultés

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1.1 Paramètres physicochimiques

de la qualité des eaux



pour la production d’eau potable. Les eaux souterraines de bonne qualité

ont généralement une oxydabilité inférieure à 1 mg/L O2. Mais le fer à l’état

ferreux peut interférer en réagissant avec le permanganate.

C’est entre autres, une des raisons pour lesquelles on préfère aujourd’hui

utiliser un paramètre plus fidèle et plus spécifique : le COT (carbone organique total) ou le COD (carbone organique dissous) (cf. § A-9.4). Ces paramètres permettent d’obtenir des résultats plus fiables avec une incertitude

de l’ordre de 0,1 mg/L C.

Les eaux souterraines généralement pauvres en carbone organique ont

des COT compris dans la plage de 0,5 à 1 mg/L C, alors que dans les eaux

superficielles les valeurs de COT s’étendent de 3 à 10 mg/L, voire plus lors

des épisodes pluvieux ou dans les eaux en cours d’eutrophisation.

Dans les eaux destinées à l’alimentation humaine, les matières organiques

nuisent à la qualité de l’eau, car elles réagissent avec les désinfectants,

notamment le chlore, en donnant des sous-produits indésirables (halométhanes, acide chloroacétiques, etc.).

À côté du COT on utilise également depuis quelques années pour les

eaux alimentaires l’absorbance en lumière U.V. (cf. § A-9.9); Ce paramètre

est plus sensible et il rend compte en particulier de la matière organique

dissoute comportant des motifs conjugués. Il peut également donner des

informations qualitatives.

Les matières organiques contiennent également de l’azote et du phosphore. Pour cette raison, il est intéressant de rapporter le COT à la valeur

d’azote organique d’une eau. Ce rapport C/N s’élève avec l’influence des

substances humiques (pour atteindre 8-10) alors qu’il est voisin de 5-6 pour

la majorité des eaux de rivière.

Le paramètre azote organique (cf. § A-9.6) est important pour les eaux alimentaires, car les liaisons hydrogène des motifs N-H conduisent facilement

à des liaisons N-Cl lors de la désinfection par le chlore. Ces réactions génèrent une demande en chlore très évolutive avec le temps de séjour dans les

réseaux et conduisent à la formation de composés sapides comme NCl3.

L’azote ammoniacal et l’ion nitrite sont également des paramètres à considérer pour évaluer la pollution organique d’une eau, alors que l’ion nitrate

provient essentiellement du lessivage des sols et de l’infiltration pour les

eaux profondes.

Le phosphore total (cf. § A-9.7) est présent dans les eaux naturelles sous

deux formes : phosphate et phosphore organique.

Une partie importante du phosphore contenu dans les eaux provient des

rejets urbains. Assimilé par les algues, les phosphates se transforment

en phosphore organique sous l’influence de la photosynthèse. Au-delà de

20 μg/L en P dans les eaux naturelles, cet élément est considéré comme

un facteur déterminant de l’eutrophisation des plans d’eau.

Les paramètres que nous venons d’examiner : oxydabilité au KMnO4, COT,

N organique, NH4+, NO2- permettent d’établir le niveau de pollution organique d’une eau. C’est naturellement dans les eaux de surface que l’on

observe les valeurs les plus élevées.

Pour fixer les idées nous résumons ci-dessous les plages de valeurs couramment observées pour des eaux de bonne qualité, jusqu’aux eaux de

qualité médiocre :



G

INTERPRÉTATION DES RÉSULTATS ANALYTIQUES



1 • Généralités



1189



1 • Généralités



1.1 Paramètres physicochimiques

de la qualité des eaux



– COT

2 à 12 mg/L C,

– N organique

0,3 à 2 mg/L N,

0,1 à 2 mg/L N,

– NH4+

0,05 à 0,6 mg/L NO2

– NO2

Quant à la teneur en nitrate des eaux, elle dépend essentiellement de

l’intensification de l’agriculture sur les bassins versants et dans une moindre mesure des rejets en azote des effluents industriels et urbains. Elle

peut atteindre et parfois dépasser 50 mg/L de NO3 dans les eaux de surface en hiver au moment des lessivages des sols. Le nitrate étant très

soluble, il rejoint aussi les eaux souterraines et les nappes des zones de

grandes cultures présentent également des concentrations élevées en

nitrate.

Une fraction des composés organiques présents dans les eaux de surface

peut être dégradée par la biomasse. Cette part est évaluée par la demande

biologique en oxygène dissous et indirectement, mais rapidement, par la

teneur en oxygène de l’eau qui dépend également, à la saturation, de la

température de l’eau et de la pression atmosphérique.



1.1.3 Éléments minéraux des eaux

■ Éléments majeurs



Les composés minéraux présents dans les eaux naturelles trouvent leur

origine dans les échanges qui se produisent entre l’eau et le sol et entre

l’eau et l’atmosphère pour les gaz (CO2 et oxygène dissous).

Certains éléments conditionnent pour une part importante le développement de la biomasse, qui éventuellement, peut modifier les caractéristiques physicochimiques d’une eau de surface.

■ Éléments fondamentaux



Ainsi nommé en raison des propriétés qu’ils confèrent à l’eau, il convient

d’accorder une attention particulière aux espèces carboniques, aux produits de dissociation de l’eau et au calcium.

La stabilité du pH (cf. § A-5.3) (pouvoir tampon) dépend en effet des équilibres de dissociation de l’acide carbonique (cf. § A-4.4 et A-5.8) (dont la

teneur peut être élevée dans certaines eaux souterraines) ainsi que de la

concentration en CO2 total (somme des trois formes H2CO3, HCO3- et CO3

2):

CO2+ H2O  H2CO3,

pK1 = 6,41 à 18 °C

(1) H2CO3 + H2O  HCO3- + H3O+

2pK 2 = 10,4 à 18 °C

(2) HCO3 + H2O  CO3 + H3O +

On rappelle que la réaction de dissociation de l’eau conduit à l’équilibre

(e) 2H2O  H3O+ + OHLes valeurs des constantes de dissociation montrent que lorsque le pH de

l’eau est inférieur à 6,4 l’espèce dominante est l’acide carbonique (ou CO2

libre) alors qu’au voisinage de la neutralité, c’est l’ion hydrogénocarbonate

qui représente l’essentiel du CO2 total.

1190



1 • Généralités



1.1 Paramètres physicochimiques

de la qualité des eaux



Dans les eaux alimentaires distribuées par un réseau public on cherche à

obtenir des eaux à l’équilibre calco-carbonique (cf. § A-6) pour permettre

le dépơt filmogène ce carbonate de calcium :

(s) Ca2+ + CO32-  Ca CO3



pKs = 8,26 à 18 °C



La combinaison des relations (1) (2) (s) permet, dans ces conditions strictes, de calculer la quantité exactement nécessaire d’acide carbonique pour

obtenir l’équilibre calco-carbonique. Elle est appelée CO2 ou acide carbonique équilibrant. On la détermine à partir de l’équation suivante :

(H2CO3) = K’2/K’1K’s (Ca2+) (HCO3-) avec des concentrations ( ) exprimées

en mole/L.

Le pH d’équilibre est quant à lui déterminer à partir des relations (2) et (s) :

(H3O+) = K’2/K’s (Ca2+) (HCO3-) avec des concentrations ( ) exprimées en

mole/L.

(Les valeurs des constantes K’ sont déterminées, pour une température

donnée, à partir des constantes thermodynamiques K en tenant compte

de la force ionique de l’eau et des coefficients d’activité.)



La dureté d’une eau est appréciée au moyen de deux paramètres, le titre

alcalimétrique complet (TAC) (cf. § A-5.7) et le titre hydrotimétrique (TH)

(cf. § A-5.9). Ce dernier fournit la concentration globale en calcium et en

magnésium exprimée en mé/L ou en °f. Lorsque ces titres sont faibles (de

l’ordre de 5 °f) l’eau est qualifiée de douce. Au-dessus de 25-30 °f elle est

considérée comme dure. De telles eaux donnent par élévation de la température un précipité de carbonate de calcium (tartre). Par ailleurs calcium et

magnésium se combinent avec les savons et les détergents en neutralisant

leurs effets. C’est la raison pour laquelle les eaux dures ne sont pas appréciées pour les usages domestiques et certains usages industriels.

■ Éléments caractéristiques



Ils sont ainsi nommés, parce qu’ensemble ils constituent la fiche d’identité

d’une eau. Ces éléments majeurs : Na+, K+, Mg2+ pour les cations et Cl-,

NO3-, SO42- pour les anions ne donnent pas, aux pH habituels des eaux, de

réaction d’hydrolyse, ni de réaction de précipitation. Ainsi leurs concentrations varient de faỗon indộpendante dans les eaux et la probabilitộ de trouver

deux eaux ayant, aux incertitudes expérimentales près, les mêmes valeurs

pour les six paramètres est très faible. Il y a en général entre deux eaux

d’origine différente, au moins deux, voire trois paramètres qui ont des valeurs

distinctives. On pourra alors, par exemple, utiliser ces paramètres pour évaluer un pourcentage de mélange de deux eaux dans un réseau donné.



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INTERPRÉTATION DES RÉSULTATS ANALYTIQUES



L’équilibre calco-carbonique d’une eau, à une température choisie, peut

être déterminé à l’aide d’un diagramme. Actuellement, le plus complet et

le plus facile à exploiter est le diagramme dit de « Legrand et Poirier » qui

ont retenu pour les coordonnées du graphique de la courbe d’équilibre :

le CO2 total en ordonnée et le Ca2+ en abscisse, les deux grandeurs sont

exprimés en m. mole/L.



Ensemble, les ions des éléments majeurs (fondamentaux et caractéristiques)

donnent à l’eau sa conductivité. À défaut d’une détermination complète des

1191



1 • Généralités



1.1 Paramètres physicochimiques

de la qualité des eaux



concentrations de ces éléments, on peut faire une estimation grossière de

la somme en mé/L des anions et des cations majeurs en divisant par 50 la

conductivité exprimé en μS/cm. À titre d’exemple, une eau dont la conductivité est de 450 μS/cm aura une teneur en éléments majeurs de l’ordre de

9 mé/L (4,5 mé/L pour les cations et 4,5 mé/L pour les anions).



1.1.4 Éléments mineurs

À côté des éléments majeurs que nous venons de décrire, les eaux contiennent

de nombreux autres éléments que nous qualifierons de mineurs, en raison de

leurs concentrations généralement plus faibles que pour les premiers.

Les métaux dominants dans les eaux naturelles sont : l’aluminium

(cf.§ A-7.2), le fer (cf. § A-7.26) et le manganèse (cf. § A-7.34). De l’ordre

de la fraction de mg/L dans les eaux de surface, les concentrations en fer

peuvent être très élevées dans certaines eaux souterraines (jusqu’à 10

voire 15 mg/L). Dans ces eaux totalement désaérées, le potentiel redox est

très bas et le fer se trouve à l’état ferreux. Dans de telles eaux la teneur en

silice (cf. § A-7.46) revêt une importance particulière pour le traiteur d’eau

en raison des complexes que forment ses produits de dissociations (HSiO3par exemple) avec les ions ferreux.

C’est également dans les eaux souterraines que l’on rencontre les plus

fortes teneurs en manganèse (jusqu’à 0,5 voire 1 mg/L), alors que dans

les eaux de surface la concentration en Mn2+ varie le plus souvent de 0,02

à 0,2 mg/L. Les valeurs les plus élevées se rencontrent en automne, car le

manganèse est essentiellement apporté par la décomposition des feuilles

des arbres.

Beaucoup d’autres métaux peuvent être présents à l’état de traces (de

l’ordre du μg/L à quelques dizaines de μg/L) dans les eaux naturelles : cuivre, zinc nickel, chrome, cobalt, cadmium, mercure, etc., mais aussi fluor,

arsenic et sélénium.

L’origine de ces éléments peut être géologique. C’est ainsi que certaines

eaux souterraines peuvent avoir par exemple, des teneurs en arsenic (massif

central) ou en sélénium (Poitou) ou encore en nickel (nord de la France et

Franche Comté) de quelques dizaines de μg/L.

Dans les eaux de surface, les teneurs en éléments métalliques qui se détachent du bruit de fond habituel, signent le plus souvent des contaminations d’origine anthropique. Les niveaux de concentration dépendent bien

évidemment des rejets d’eaux usées et du paysage industriel des bassins

versants considérés.

Les métaux se concentrent dans les vases et les sédiments. C’est la raison

pour laquelle les programmes de prélèvements et d’analyses des agences

de l’eau focalisent les dosages de métaux dans ce type de compartiment.

Pour les eaux des réseaux d’adduction publique ce sont les corrosions

des canalisations, notamment à l’intérieur des immeubles, qui sont, le plus

souvent, responsable de la contamination par les métaux (fer, cuivre zinc

ou plomb) au robinet du consommateur.



1192



1 • Généralités



1.2 Paramètres microbiologiques



1.1.5 Micropolluants organiques

Avec le développement considérable de la chimie de synthèse depuis le

milieu du XXe siècle, de nombreuses molécules relevant de domaine divers :

phytosanitaires, produits pharmaceutiques et vétérinaires, cosmétiques,

produits ménagés, hydrocarbures, solvants, matériaux etc., peuvent être

retrouvés dans les eaux naturelles, les eaux de surface en particulier.

Seules quelques familles de produits utilisés en quantités importantes par

l’industrie, l’agriculture ou les besoins domestiques font l’objet, lorsque leur

profil ou leur comportement dans l’environnement le justifie, de recherches

et d’analyses périodiques dans les ressources.

Depuis quelques années, les résidus de médicaments, notamment des

antibiotiques et quelques substances naturelles comme les toxines produites par certaines algues (cyanotoxines par exemple) font l’objet de

programmes de recherche ciblés.

L’important essor des moyens analytiques depuis une dizaine d’années

permet aujourd’hui de couvrir une gamme importante de composés, avec

pour la majorité d’entre eux, des seuils de quantifications dans l’eau qui

atteignent la dizaine, voire le nanogramme par litre.



Dans ce domaine, comme pour les toxiques minéraux, la toxicologie, l’écotoxicologie, l’expologie et dans quelques situations adaptées l’épidémiologie, apparaissent comme des sciences fondamentales pour définir des

valeurs toxicologiques de références (VTR) indispensables pour conduire

les évaluations de risques qui permettent de proposer ensuite des seuils ou

des valeurs limite si utiles pour interpréter les résultats analytiques. Nous

développons ce point dans les pages suivantes.



1.2 Paramètres microbiologiques

Si les souterraines sont naturellement protégées de la contamination par

des germes pathogènes, de nombreux micro-organismes sont présents

dans les eaux de surface, bactéries, virus, parasites, etc. Parmi eux, certains sont pathogènes pour l’homme et peuvent être responsables d’épidémies. La transmission des maladies d’origine hydrique dépend de trois

facteurs : l’agent, l’environnement et l’individu.



G

INTERPRÉTATION DES RÉSULTATS ANALYTIQUES



Ces progrès ont un intérêt majeur, car ils permettent de suivre l’évolution

des résidus de ces substances dans l’environnement. Mais, si l’on ne prend

pas suffisamment de recul lors de l’interprétation des résultats ainsi obtenus, cette puissance de l’analyse et de la détection risque de donner un

sentiment d’amplification des vagues de contamination de nôtre environnement. Alors que depuis les années 1990-2000 une sensibilisation, puis

de véritables efforts sont faits pour épurer les eaux usées et diminuer les

rejets de toutes natures dans l’environnement et en direction des ressources en eaux en particulier.



L’agent est l’organisme infectant dont le développement est à la base

même de la maladie. Ce peut être une bactérie (salmonella, leptospire,

vibrio cholerae, etc.), un virus (virus de l’hépatite A) un parasite protozoaire

ou métazoaire (giardia, cryptosporidium, amibes par exemple). Chaque

1193



1 • Généralités



1.2 Paramètres microbiologiques



agent a des caractères qui lui sont propres : pathogénécité et virulence

notamment.

L’agent pathogène peut être porté par l’homme ou l’animal, en incubation ou

en cours de maladie, mais plus tardivement encore (porteurs chroniques).

Il existe aussi et surtout des porteurs sains, c’est-à-dire des individus qui

éliminent et disséminent autour d’eux des micro-organismes dangereux,

sans faire eux-mêmes de troubles.

Dans le cas des maladies hydriques, les agents contaminateurs proviennent habituellement du tube digestif de l’homme ou de l’animal et ils sont

éliminés principalement par les matières fécales, éventuellement par les

urines (leptospires par exemple).

C’est la raison pour laquelle la recherche des germes témoins de contamination fécale est aussi généralisée dans les eaux.

L’environnement : la transmission d’une maladie contagieuse par voie

hydrique suppose un transfert de germes par l’eau depuis un émetteur

(l’homme ou l’animal), le plus souvent par les fécès, vers un autre individu,

consommateur ou en contact avec l’eau contaminée. Les germes pathogènes se trouvent donc confrontés lors de leur circulation dans l’environnement à des conditions qui leur sont plus ou moins hostiles (température,

milieu pauvre). Certains peuvent se reproduire si les conditions de vie ne

leur sont pas trop défavorables (agrégation autour de particules riche en

matières organiques).

L’environnement intervient en fournissant des réservoirs de germes

(humains ou animaux) ainsi que des vecteurs qui sont bien souvent les

hôtes intermédiaires indispensable au développement des cycles parasitaires (simulie pour l’onchocercose, anophèle pour le paludisme).

L’individu réagit à toute infection en fonction de son statut personnel : plus

ou moins bonne santé, défenses immunitaires, etc. C’est la raison pour

laquelle la notion de dose minimale infectante est très difficile à établir.

Au-delà d’une résistance non spécifique, une résistance spécifique peut

être développée vis-à-vis de tels germes par la vaccination (typhoïde, cholera, hépatite A) ou naturelle à la suite d’une exposition habituelle à tel ou

tel agent infectieux à virulence réduite.

Dans la propagation d’une épidémie, les individus sont à la fois cibles de

l’infection et sources de germes. Ce sont les matières fécales des hommes

et des animaux qui contaminent les eaux.

C’est la raison pour laquelle on définit le niveau de contamination d’une

eau naturelle à l’aide des germes de la flore fécale : E. coli et entérocoques

fécaux.

Dans les eaux de source de bonne qualité aucun de ces germes n’est

présent.

Pour les eaux traitées destinées à l’alimentation humaine, les germes

recherchés doivent être indicateur de l’efficacité des traitements (de désinfection en particulier).

Pour des raisons d’abondance dans la ressource utilisée, de facilité analytique et de coût, on recherche également dans l’eau traitée les germes

indicateurs de contamination fécale. On sait aujourd’hui que l’absence de

ces bactéries dans les 100 mL d’eau analysée ne garantit pas l’absence

1194



1 • Généralités



1.4 Démarche d’évaluation des risques



de virus ou de protozoaire dont la sensibilité aux désinfectants (ozone et

chlore) est moindre que celle des indicateurs de contamination fécale.

C’est la raison pour laquelle la recherche de micro-organismes cibles peut

être utile pour prendre en compte des risques locaux ou pour évaluer des

procédés spécifiques de traitement des eaux mis en œuvre pour éliminer

par exemple des protozoaires ou encore lutter contre les Legionella.



1.3 Notion de risque acceptable

La vie humaine se déroule au milieu de risques de toutes espèces : accident du travail1, accidents de la circulation, accidents liés aux loisirs et la

pratique de sports, accidents domestiques (électrocution, intoxication, brûlures, chutes diverses…), etc. Certaines de ces activités ont un caractère

indispensable, d’autres sont utiles à la vie quotidienne ou tout simplement

agréables ou intéressantes à divers points de vue. Les risques qui en

découlent sont d’autant mieux acceptés que l’on est acteur et que l’on retire

de la situation ou de l’activité satisfaction et plaisir.



La notion de « risque acceptable » tient compte du fait tangible que la collectivité et l’individu ne peuvent renoncer à avoir des activités ou à utiliser

un certain nombre de biens et de produits qui comportent des risques plus

ou moins perceptibles et d’importance variable.

La réponse à ce dilemme repose sur l’évaluation et la gestion du risque. Ce

corpus de principes et de méthodes permet, en tenant compte du rapport

inverse qui doit exister entre la gravité d’un danger et la probabilité d’occurrence du risque qui lui est associé, de proposer des valeurs toxicologiques

de référence (VTR), puis les valeurs guide ou les valeurs limites qui seront

ensuite utilisées pour fixer les objectifs de qualité des eaux en relation avec

les différents usages.



G

INTERPRÉTATION DES RÉSULTATS ANALYTIQUES



Les risques collectifs liés à l’alimentation et à l’eau, en particulier, ne bénéficient pas du même statut. Les populations de nos pays industrialisés souhaitent un environnement sain et exigent une eau d’alimentation collective

qui soit sûre. La présence dans l’environnement humain de contaminants

naturels (pollens par exemple) ou anthropiques et de micro-organismes

pathogènes induit des risques qui malgré les dispositifs de prévention et

les traitements curatifs mis en œuvre ne peuvent pas être réduit à zéro.

Ces risques doivent donc être réduits à un niveau « acceptable ».



1.4 Démarche d’évaluation des risques

L’évaluation du risque sanitaire est une démarche qui structure et analyse

les connaissances scientifiques disponibles à un moment donné pour

1. Il est généralement considéré que le niveau le niveau de sécurité d’une entreprise est satisfaisant

lorsque le risque associé à un danger identifié est de l’ordre de 10 –4.



1195



1 • Généralités



1.4 Démarche d’évaluation des risques



élaborer, à partir d’éléments objectifs, les décisions en matière de santé

publique.

Lorsque l’on cherche à évaluer les risques pour la santé d’une exposition à

des substances chimiques telles que nitrate, plomb, arsenic ou pesticides

par exemple, le réflexe est de se tourner vers la toxicologie et, plus particulièrement, la toxicologie animale. Cela se justifie par plusieurs raisons :

l’expérimentation est interdite chez l’homme pour des raisons éthiques

évidentes ; la possibilité d’exposer les animaux à de fortes doses permet

de gagner du temps et de l’argent en diminuant la taille des échantillons

nécessaires pour mettre en évidence un effet donné ; les travaux épidémiologiques sont moins faciles d’accès, coûteux et d’interprétation souvent

délicate puisqu’ils sortent du cadre expérimental.

Un double problème d’extrapolation se pose alors : de l’animal à l’homme

et de hautes doses aux basses doses. Si, en matière de toxicité aiguë, il

existe, bien souvent, un seuil à partir duquel le danger appart, pour la

toxicité chronique en revanche, par exemple pour la cancérogénicité, il

n’existe pas de seuil. Dès lors que l’exposition n’est pas nulle, il existe un

risque non nul que l’exposition induise un cancer. Il n’est donc pas possible de raisonner en termes de tout ou rien. La question n’est plus : telle

substance est-elle dangereuse pour l’homme ? Mais pour cette population

exposée à une dose donnée, quel est par exemple le risque d’apparition

d’un cas de cancer sur un million de personnes ?

C’est bien en termes de risque qu’il faut raisonner et non pas en termes de

danger. Le risque renvoie à la probabilité d’apparition d’une pathologie donnée au sein d’une population déterminée pendant une période de temps

fixée. Le danger définit une propriété pathogène (mutagène, tératogène,

cancérogène…) d’une substance. Le décideur a besoin d’une connaissance sur le risque pour pouvoir gộrer une exposition de faỗon plus fine

que lautorisation ou l’interdiction d‘une substance sur le marché.

Depuis vingt-cinq ans, les mộthodes dộvaluation des risques se sont dộveloppộes de faỗon considộrable. Défini en 1983 par le National Research

Council des États-Unis, comme l’utilisation de faits scientifiques pour déterminer les effets sur la santé d’une exposition d’individus ou de populations

à des matériaux ou à des situations dangereuses, l’évaluation du risque a

été largement utilisée pour fixer les concentrations limites de nombreuses

substances chimiques dans l’eau ou les denrées alimentaires par exemple.

Cette démarche a pour but de présenter de manière explicite aux différentes parties concernées, les éléments d’analyse sur lesquels la prise de

décision pourra s’appuyer.

La démarche initiée par l’EPA (Environmental Protection Agency) des

États-Unis a été reprise par l’Organisation Mondiale de la Santé (OMS)

et de nombreuses instances d’expertise collective depuis une vingtaine

d’années.

Pour l’OMS, organisme international qui a la responsabilité de transmettre un message scientifique aux autorités politiques des États, la vérité

absolue n’existe pas. Seule une estimation des risques fondée, sur des

observations expérimentales et des extrapolations à l’humain sur la base

d’hypothèses plus ou moins justifiées, est possible.

Cette méthode comporte quatre étapes :

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G. Interprétation des résultats analytiques

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