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Interprétation des résultats de l'analyse physico-chimique

Interprétation des résultats de l'analyse physico-chimique

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2 • Interprétation

physico-chimique...



Acrylamide



sont limitées mais existent. L’OMS indique pour l’eau de boisson une valeur

guide de 100 μg/L. Les dépassements de cette valeur ne doivent pas

conduire à compromettre l’efficacité de la désinfection.



Acide isocyanurique

et acide di et trichloroisocyanurique

L’ajout d’acide isocyanurique (cf. § A-13.8) à l’eau des bassins de piscines

traitée par le chlore ou ses dérivés stabilise le chlore libre et ralentit sa

décomposition par les rayons solaires. Ainsi, se maintient un pouvoir bactéricide sans quil soit nộcessaire daccroợtre dune faỗon trop importante les

doses de désinfectant. La dose minimale d’acide isocyanurique permettant la

stabilisation du chlore est de 30 mg/L. Pour éviter une trop forte stabilisation

du chlore libre qui semblerait diminuer son activité germicide, une dose de

50 mg/L ne devrait pas être dépassée et selon la réglementation la teneur en

acide isocyanurique doit être inférieure à 75 mg/L. L’acide isocyanurique ne

doit pas être utilisé pour la stabilisation du brome car il se formerait des bromo-cyanurates très stables mais dont l’activité germicide est très faible.

Du point de vue de la toxicité aiguë, la DL 50 chez le rat est supérieure à

5 g/kg pour l’acide cyanurique, à 7,5 g/kg pour l’isocyanurate de sodium et

à 1,67 g/kg pour le dichloroisocyanurate de sodium. La toxicité à long terme

est pratiquement nulle et il n’y a pas d’action mutagène.

Un certain nombre de composés associent le chlore et l’acide isocyanurique comme le trichloro-s-triazinetrione (acide trichloroisocyanurique), le

dichloro-s-triazinetrione de sodium (dichloroisocyanurate de sodium) et le

dichlorotriazinetrione de potassium (dichloroisocyanurate de potassium) ;

ces produits constituent des sources de chlore sous forme solide. Leur

dissolution dans l’eau conduit après un ensemble de réactions chimiques

complexes à la formation de formes ionisées ou non de l’acide isocyanurique et de ses dérivés chlorés, qui sont en équilibre avec l’acide hypochloreux. En France, ces produits ont fait l’objet d’une autorisation d’emploi

dans les piscines par le ministère de la Santé.

Voir aussi Dichloroisocyanurate de sodium.



Acrylamide

Des résidus de monomères (acrylamide) se retrouvent dans les coagulants

utilisés pour le traitement de l’eau de boisson (cf § A-10.2). La dose maximale autorisée est habituellement de 1 mg/L. Dans le cas où ce produit

contient 0,05 % de monomère, on retrouvera une concentration maximale

théorique de 0,5 μg/L d’eau de boisson. Toutefois les concentrations pratiquées peuvent être 2 à 3 fois plus faibles dans le cas des polyacrylamides

anioniques et non ioniques. Par contre elles pourront être plus élevées

avec les polyacrylamides cationiques. Du fait de leur utilisation dans

l’industrie alimentaire, on peut en retrouver dans les aliments.

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2 • Interprétation

physico-chimique...



Agents de surface

(surfactifs, tensioactifs, détergents)



Ce produit organique est considéré comme carcinogène ; la concentration

correspondant à un risque de cancers supplémentaires de 10–6 est de

0,05 μg/L. Étant donné la difficulté d’effectuer une mesure dans l’eau pour

des valeurs aussi faibles, le contrôle pourrait être opéré à partir de la

concentration maximale du monomère admissible dans le polyacrylamide et

de la quantité du polymère pouvant être utilisée comme floculant. Compte

tenu de la cancérogénicité de l’acrylamide, l’OMS recommande pour l’eau

destinée à la consommation humaine une valeur guide de 0,5 μg/L correspondant à un risque additionnel d’un cancer pour 10 5 individus.

Les réglementations europộenne et franỗaise ont intộgrộ ce paramốtre

dans les limites de qualité à la valeur de 0,1 μg/L (en monomère).



Adipate de di (2-éthylhexyle)



Agents de surface

(surfactifs, tensioactifs, détergents)

Les produits tensioactifs d’origine synthétique (cf. § A-10.3) sont employés en

quantités de plus en plus importantes, tant pour le nettoyage industriel que

domestique ; leur concentration dans les eaux de surface qui avait tendance

à s’élever constamment est actuellement limitée par l’utilisation de composés

biodégradables. Le « détergent », dont le terme désigne toutes les substances possédant des propriétés de nettoyage importantes, est un produit complexe contenant un ou plusieurs agents de surface et des composés minéraux (carbonates, phosphates, polyphosphates, perborates, etc.), souvent

associés à des matières organiques améliorantes (carboxyméthyl-cellulose,

alkanolamides), à des enzymes hydrolysants et à des séquestrants (dérivés

de l’acide éthylènediamine tétracétique et de l’acide nitriloacétique).



G

INTERPRÉTATION DES RÉSULTATS ANALYTIQUES



Ce produit est surtout utilisé comme plastifiant dans la fabrication des résines synthétiques. Sa présence dans les eaux de surface est rare, elle a été

parfois signalée dans l’eau de boisson à la concentration de quelques μg/L.

Sa toxicité à court terme est faible. La principale source d’exposition

humaine est l’alimentation (jusqu’à 20 mg/j) ce qui s’explique par l’utilisation

des emballages en PVC. L’adipate de di (éthylhexyle) est cancérogène. À

des concentrations supérieures à 6 000 mg/kg, une prolifération des

peroxysomes du foie est obtenue chez les rongeurs, le phénomène s’accompagne de tumeurs hépatiques. Il n’est pas génotoxique. Tenant compte

de sa cancérogénicité et de l’absence de preuve de mutagénicité, l’OMS

recommande pour l’eau de boisson une valeur guide de 80 μg/L.



Les agents de surface sont classés en produits anioniques et non ioniques

(large utilisation) et en produits cationiques (emploi limité). Tous ces produits, extrêmement divers, sont plus ou moins bien dosés par les méthodes

habituelles. Les micro-organismes présents dans les cours d’eau et dans

les stations d’épuration sont susceptibles de dégrader les agents de surface, mais la biodégradabilité est très variable, même à l’intérieur d’une

classe donnée. Les alkylbenzènes sulfonates à chne ramifiée (produits

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2 • Interprétation

physico-chimique...



Agents de surface

(surfactifs, tensioactifs, détergents)



durs) par exemple, sont extrêmement résistants et ne sont pratiquement

pas détruits lorsqu’ils sont dilués dans les eaux de rivière. Par contre, les

alkylsulfates et les alkylbenzènes sulfonates (ABS) à chne linéaire (produits mous) sont sensibles à la dégradation biologique ; ils participent donc

à la diminution de la concentration d’oxygène dissous dans les eaux de

surface selon les processus de lauto-ộpuration. Dune faỗon gộnộrale, la

biodộgradabilitộ est liée au degré de ramification de la chne alkyl et à sa

longueur. Le composé est d’autant moins dégradable qu’il est plus ramifié

et que le nombre de carbones de la chne est faible. Pratiquement, la

biodégradation se traduit par une atteinte de la molécule en bout de chne,

avec formation d’une fonction alcool, d’une fonction acide, puis la chne

est raccourcie progressivement par oxydation ; le noyau est ensuite ouvert,

puis dégradé. Pour les composés non ioniques, la biodégradabilité des

esters polthylèneglycoliques à chne linéaire est facile ; cependant, elle

devient plus difficile avec l’élévation du nombre des molécules d’oxyde

d’éthylène. Parmi les agents de surface cationiques, ce sont les ammoniums quaternaires qui sont les plus utilisés, dans les laiteries notamment,

en raison de leur pouvoir bactéricide.

La présence de ces produits, utilisés le plus souvent en quantités excessives, se caractérise par des mousses abondantes oblitérant les canalisations, par la non-sédimentation des particules en suspension et par une

aération difficile des boues activées dans l’épuration biologique ainsi

qu’une inhibition des phénomènes anaérobies dans les digesteurs et les

fosses septiques.

La formation de mousses est liée non seulement à la concentration en

détergents mais également au pH, à la température et à la teneur en calcium, et en magnésium de l’eau ; elle diminue si la teneur en matières

organiques dissoutes ou en matières en suspension augmente. Dans l’eau

permutée, il faut 5 mg/L d’ABS pour provoquer l’apparition de mousses peu

abondantes et instables alors qu’avec 5 mg/L de magnésium, 0,5 mg/L

d’ABS suffit. Dans les rivières, les teneurs limites en ABS provoquant l’apparition de mousses peuvent être de l’ordre de 0,3 à 1 mg/L. Les goûts liés

à la présence de ces produits n’apparaissent que pour des teneurs supérieures aux quantités limites de formation des mousses. Cependant un goût

de savon peut être remarqué pour des concentrations de 4 μg/L. Leur toxicité n’est pas importante dans l’ensemble, surtout aux teneurs rencontrées

actuellement dans les eaux de distribution, mais ils peuvent faciliter la solubilisation et la pénétration du benzopyrène-3,4 dans l’organisme. L’action

inhibitrice d’oxydation due aux « détergents » peut se rattacher à la formation d’un film protecteur autour de la molécule en solution ; ce film enveloppe en même temps les particules solides inertes ou animées, tout en

limitant l’accès de l’oxygène dissous.

En France, il est interdit de déverser des détergents dans les eaux superficielles, souterraines et dans les eaux de mer lorsque la biodégradabilité

moyenne des agents de surface (anioniques, cationiques, ampholytes et

non ioniques) est inférieure à 90 %. Il y a lieu de noter que la partie résiduelle ayant résisté à la biodégradation serait, selon certains auteurs, plus

nocive pour le poisson que l’agent de surface non dégradable.

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physico-chimique...



Alcalinité



L’association dans les produits commerciaux de détergents et de polyphosphates peut contribuer à l’eutrophisation des eaux de surface non renouvelées.

À titre indicatif, les anciennes directives du Conseil des communautộs europộennes et l'ancienne rộglementation franỗaise indiquaient comme teneur

des agents de surface (réagissant au bleu de méthylène) dans l’eau destinée à la consommation humaine une valeur limite de 0,2 mg/L (lauryl sulfate). L’OMS ne donne pas de recommandation, les rộglementations europộenne et franỗaise non plus.

Les agents de surface favorisent l’accumulation des phénols et d’autres

substances odorantes dans la chair des poissons. Bien que des doses

inférieures à 4 mg/L ne semblent pas présenter de toxicité particulière pour

la vie aquatique, le développement de certains organismes serait perturbé

avec des concentrations de 100 μg/L. Toutefois il faut aussi considérer que

les réactions des organismes aquatiques sont très variables suivant la formule chimique des agents de surface.

L’élimination des agents de surface peut se faire par des méthodes

physico-chimiques (moussage, aération, flottation, floculation, fixation sur

charbon actif, résines échangeuses d’ions) ou par voie biologique. Les

rendements sont très différents selon les méthodes, les plus efficaces

n’étant pas forcément les plus difficiles à mettre en œuvre.



Alcalinité

L’alcalinité d’une eau (cf. § A-5.7) correspond à la présence d’hydrogénocarbonates (HCO3–), de carbonates (CO32–), dions hydroxydes (OH) et

dune faỗon plus limitộe, aux ions silicates (HSiO32–), phosphates (PO43 –)

ou encore aux espèces moléculaires des acides faibles. On distingue le

titre alcalimétrique simple (TA) qui mesure la teneur de l’eau en alcalis

libres et en carbonates alcalins caustiques, du titre alcalimétrique complet

(TAC) qui correspond à la teneur en alcalis libres, carbonates et hydrogénocarbonates.

Dans les eaux naturelles, l’alcalinité, exprimée en HCO–3 , varie de 10 à

350 mg/L. Certains lacs oligotrophes (lacs pyrénéens), les eaux périglaciaires et les cours supérieurs des réseaux en région siliceuse ont généralement des teneurs inférieures à 25 mg/L. Une alcalinité comprise entre 25 et

50 mg/L se rencontre dans la plupart des cours d’eau en région à substrat

acide (Massif central, Bretagne, Vosges). Dans les régions calcaires (Jura,

Normandie, Rhône inférieur), l’alcalinité varie de 100 à 250 mg/L. L’alcalinité

dépend aussi des rejets urbains (phosphates, ammoniaque, matières

organiques, etc.) ou industriels (apports acides ou basiques). Dans

les eaux de distribution, la concentration en OH– est faible, l’alcalinité de

l’eau est constituée par des hydrogénocarbonates ou par un mélange de

carbonates/hydrogénocarbonates. Pour une eau ne contenant que des

hydrogénocarbonates (cas le plus fréquent), TA = 0, TAC = HCO–3 . Pour

une eau-contenant un mélange carbonates/hydrogénocarbonates,

CO32–

TA = ––––– et TAC = HCO–3 + 2 TA.

2



INTERPRÉTATION DES RÉSULTATS ANALYTIQUES



G



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2 • Interprétation

physico-chimique...



Aluminium



Pour les eaux adoucies ou déminéralisées livrées à la consommation

humaine, il est conseillé que l’alcalinité ne doit pas ờtre infộrieure 2,5

degrộs franỗais.

Voir aussi Anhydride carbonique, TA, TAC.



Aldộhydes, formaldộhyde

Dune faỗon gộnộrale, ces produits (cf. Đ A-10.4) sont des électrophiles

puissants grâce à leur groupement carbonyle. Leur toxicité se manifeste

par une attaque des sites nucléophiles des constituants cellulaires. Il a été

montré expérimentalement que certains aldéhydes ont une action mutagène et cancérogène.

Formaldéhyde

Le formaldéhyde est un gaz soluble dans l’eau et dans les solvants

organiques. Il est commercialisé sous forme de solutions aqueuses contenant de 30 à 40 % de formaldéhyde, 10 à 15 % de méthanol et environ

50 % d’eau. Il est très utilisé dans l’industrie chimique, en particulier pour la

fabrication des matières plastiques et des mousses d’isolation (uréeformol). Il est aussi employé comme conservateur et désinfectant.

L’oxydation des matières organiques naturelles au cours de l’ozonation ou

de la chloration forme du formaldéhyde (et autres aldéhydes). Au contact

de l’eau, certaines matières plastiques (tel le polyacétal) peuvent libérer du

formaldéhyde. L’intoxication se produit généralement par inhalation. Du fait

de sa grande réactivité, la plupart des tests de mutagénicité sont positifs.

Par contre, les essais effectués sur les mammifères sont contradictoires. La

cancérogénicité est aussi très discutée. Le Centre international de recherche sur le cancer a classé le formaldéhyde parmi les substances du groupe

2A : probablement cancérogènes pour l’homme. Pour l’eau destinée à la

consommation humaine, l’OMS recommande comme valeur guide pour le

formaldéhyde 900 μg/L.



Alkylphénols

Voir Perturbateurs endocriniens.



Aluminium

L’aluminium (cf. § A-7.2) est élaboré à l’état métallique à partir de la bauxite, par traitement électrolytique. Métal blanc et brillant, il ne s’altère pas à

l’air en raison de la formation d’une couche protectrice d’alumine.

Très répandu sur la terre, l’aluminium vient par ordre d’importance après

l’oxygène et le silicium. Lorsqu’il est en solution et en milieu acide, il existe

sous forme de Al3 + ; dans une solution dont on élève le pH progressivement, il forme des oxo-hydrocomplexes monomères et polymères solubles

(Al13 est le polymère soluble le plus connu). En continuant à augmenter le

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2 • Interprétation

physico-chimique...



Aluminium



pH, l’aluminium précipite alors sous forme de trihydroxyde Al(OH)3 qui se

dissout à pH plus élevé sous forme d’aluminate AlO–2 (ou Al (OH)–4). Dans

le traitement des eaux de surface par les sels d’aluminium, certains facteurs physico-chimiques et technologiques sont susceptibles d’influencer la

concentration en aluminium résiduel. Dans les réactions d’hydrolyse qui se

développent, l’aluminium lié au floc a un caractère insoluble alors que les

formes ionisées restent solubles. L’accroissement du taux de fuite de l’aluminium est en particulier fonction de la formation de complexes organiques

solubles avec les matières humiques, notamment si le traitement est effectué à un pH légèrement acide. Il convient donc de conduire la floculation

dans des conditions satisfaisantes de pH et de doses de coagulants, en

vérifiant que le TAC de l’eau est suffisant. Dune faỗon gộnộrale, il est impộratif que le pH soit maintenu inférieur à 7,5. Des teneurs résiduelles même

faibles peuvent entrner des précipitations chimiques secondaires dans

les réservoirs de stockage. En présence de ces difficultés, les polychlorures

d’aluminium ou le chlorure ferrique peuvent remplacer le sulfate d’aluminium.



Les quantités massives de sels d’aluminium journellement utilisées à travers le monde pour le traitement des eaux n’ont jamais posé de problèmes

toxicologiques significatifs. Ses utilisations en pathologie digestive ont

confirmé son innocuité. L’aluminium n’est que très faiblement absorbé par

l’intestin ; la majeure partie est éliminée dans les fèces sous forme de phosphates insolubles. Le corps humain renferme de 50 à 150 mg d’aluminium,

teneur qui varie peu quels que soient les apports extérieurs.

À propos de la toxicité de l’aluminium, il convient de signaler que dès 1972

des cas d’encéphalopathies myocloniques associant des troubles de la

parole, des crises convulsives et des perturbations psychologiques ont ộtộ

observộes chez certains sujets soumis de faỗon chronique à la dialyse

rénale et absorbant des gels d’alumine pour éviter une déperdition en ions

phosphates. Si le début de la maladie a un caractère progressif, la période

d’état a un caractère irréversible, l’évolution s’étalant entre 3 et 15 mois. Le

décès peut intervenir soit par suicide par suite d’une aggravation des troubles de la personnalité soit, dans la majorité des cas, à la suite d’une maladie infectieuse ou métabolique, le malade n’étant plus apte à suivre des

séances de dialyse.



G

INTERPRÉTATION DES RÉSULTATS ANALYTIQUES



Pour l’eau destinée à la consommation humaine, en raison de problèmes

particuliers susceptibles d’introduire une gêne pour le consommateur (coloration, dépôts), l’OMS recommande comme valeur limite pour l’aluminium

0,2 mg/L. Les directives du Conseil des communautộs europộennes et la

rộglementation franỗaise considốrent ce paramốtre aluminium comme une

référence de qualité (et non pas comme une limite) avec une valeur de

0,2 mg/L. En France on considère que 1 à 1,5 % des unités de distribution

desservant plus de 10 000 habitants distribuent une eau dont la teneur

moyenne en aluminium est supérieure ou égale à 0,2 mg/L.



Bien que d’autres paramètres chimiques ou microbiologiques aient été

envisagés concernant l’étiologie de cette affection chez les dialysés, la

responsabilité d’une intoxication par l’aluminium a été suspectée à la suite

d’études expérimentales et de constatations biologiques. Il a été remarqué

que dans les centres où l’encéphalopathie était fréquente, on utilisait des

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2 • Interprétation

physico-chimique...



Aluminium



liquides de dialyse riches en aluminium, et que lorsque l’apport d’aluminium

était supprimé, le nombre de cas diminuait. Il a été mis en évidence que

l’aluminium du bain de dialyse était susceptible de diffuser à travers la

membrane de l’hémodialyseur, ce qui conduit à l’enrichissement du sang,

même si la concentration dans le sang est plus élevée. En réalité, l’aluminium sanguin est en majeure partie combiné aux protéines et l’aluminium

libre ne l’est qu’en quantités très faibles. Or, le gradient de concentration ne

joue que vis-à-vis de cette dernière fraction. Quoiqu’il en soit, le mécanisme

de l’action toxique au niveau du cerveau n’est pas encore élucidé.

L’absorption régulière de gels d’alumine contribue à la formation de complexes insolubles avec les phosphates, et peut conduire à une déplétion

phosphorée avec hypophosphorémie, hypercalciurie, et éventuellement à

terme, apparition d’une ostéoporomalacie.

La présence d’aluminium dans les bacs de dialyse peut être due au fait que

certains appareillages possèdent des pièces d’aluminium en contact avec

les bains, par exemple les électrodes de réchauffement : elle est surtout

liée à l’eau de distribution publique. La présence de dispositifs anti-corrosion sur les réseaux intérieurs peut aussi concourir à des ajouts de cet

élément. Il a été signalé la formation possible de dépôts d’aluminium sur les

membranes d’osmose inverse. Ce phénomène en modifiant le gradient de

concentration d’un cơté et de l’autre de la membrane pourrait entrner un

relargage dans l’eau osmosée.

Il a été montré que le risque de maladie d’Alzheimer est une fois et demie

plus élevé dans les districts de Grande-Bretagne où la concentration

moyenne d’aluminium dans l’eau de boisson excède 0,1 mg/L que dans les

districts où cette concentration est inférieure à 0,01 mg/L. S’agit-il d’une

coïncidence ou d’un problème de méthodologie ? Le rôle de l’aluminium

dans la maladie d’Alzheimer est en fait très controversé ; son action éventuelle est difficile à dissocier des autres facteurs potentiels. Toutefois, certains auteurs indiquent que des altérations cérébrales similaires à celles

observées dans la maladie d’Alzheimer sont apparues chez des sujets

dialysés ayant pris des sels d’aluminium pendant longtemps.

Une station de traitement en bon état de fonctionnement devrait aboutir à une

concentration en aluminium inférieure à 50 μg/L dans l’eau distribuée.

L’élimination de l’aluminium ne peut être obtenue par les adoucisseurs

classiques ; il convient de pratiquer une déminéralisation soit avec des

échangeurs d’ions forts, soit par osmose inverse, et de vérifier le bon fonctionnement des installations par des dosages fréquents de l’aluminium. Si

pour les centres importants ces dispositions peuvent être réalisées, le problème est plus difficile à résoudre pour les malades pratiquant une dialyse

domicile. La Pharmacopộe franỗaise précise que l’eau pour hémodialyse

ne doit pas contenir plus de 30 μg/L d’aluminium. Certains pensent que

cette valeur devrait encore être abaissée à 15 μg/L.

En ce qui concerne les rejets de sels d’aluminium, des teneurs relativement

faibles, de l’ordre de 5 mg/L, seraient susceptibles d’interférer dans les

traitements par boues activées.



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2 • Interprétation

physico-chimique...



Amiante



Amiante

D’une faỗon gộnộrale, beaucoup deaux naturelles contiennent de petites

quantitộs damiante, de l’ordre de 10 4 à 10 6 fibres par litre, en provenance

des roches traversées (serpentines). Les eaux polluées peuvent en contenir de 10 à 100 fois plus. L’emploi de l’amiante, associée au ciment dans

les tuyauteries destinées au transport de l’eau, s’est considérablement

développé par le passé en raison de la résistance propre du matériau, tant

aux variations de pression qu’à la corrosion. Il n’existe pas de méthode

chimique adaptée au dosage de l’amiante dans l’eau, de ce fait on est

conduit à une séparation par filtration et à des numérations et des mensurations des fibres d’amiante au microscope électronique. Les contrôles sont

donc d’une mise en œuvre difficile et onéreuse.

La toxicité de l’amiante est due à ses propriétés physiques et non à sa

composition chimique ; les fibres longues et de faible diamètre sont les plus

dangereuses. L’établissement d’une relation entre le nombre de fibres et le

poids est très délicat. Il est considéré que le potentiel cancérogène d’une

fibre est lié à une longueur L supérieure à 5 μm, un diamètre d inférieur ou

égal à 3 μm avec le rapport L/d supérieur à 3.



L’évolution des techniques analytiques et, en particulier, la microscopie

électronique, a permis la mise en évidence en Amérique du Nord de fibres

d’amiante dans certaines eaux de distribution à des teneurs très variables,

généralement inférieures à 1 . 10 7 fibres par litre et ne dépassant pas habituellement la taille d’1 μm. Il ne semble pas qu’à ces concentrations, les

tuyauteries en amiante-ciment constituent un réel danger pour la santé. Les

études sur la toxicité de l’amiante absorbée par ingestion n’apportent pas

de conclusions définitives. Cependant, le problème faisant l’objet de nombreuses controverses, le risque épidémiologique ne pourra être significativement établi que par des études approfondies en particulier dans le cas

des eaux agressives. Étant donné les très longues périodes de latence

pour l’apparition des mésothéliomes liés à l’inhalation d’amiante (de 20 à

30 ans environ), les conséquences de l’ingestion ne pourront être établies

avec certitude qu’après de longs délais. En outre, le rôle exact des différentes variétés d’amiante, que ce soit le chrysotile, la crocidolite ou les amphiboles (antophylline, amosite), devrait être précisé, la crocidolite paraissant

ờtre la plus carcinogốne. De toute faỗon, titre préventif, il convient de

prendre toute disposition utile pour éviter la corrosion des tuyauteries en

amiante-ciment. Les incertitudes évoquées ci-dessus n’ont pas permis

jusqu’ici d’établir des recommandations sur la teneur de l’eau en fibres



G

INTERPRÉTATION DES RÉSULTATS ANALYTIQUES



Les fibres d’amiante étant susceptibles de provoquer des affections (fibrose

broncho-pulmonaire, mésothéliome) chez les travailleurs qui les manipulent

pendant de longues périodes, le problème s’est posé de savoir si l’eau

transportée dans les canalisations contenant de l’amiante-ciment pouvait

être dangereuse pour les populations, en particulier pour le risque de cancer du tractus gastro-intestinal. Cependant, la quantité d’amiante en provenance de l’eau et susceptible d’être absorbée durant la vie de l’individu est

extrêmement faible ; elle a été évaluée aux États-Unis à une centaine de

milligrammes. Elle est en tous cas infiniment plus faible que celle susceptible d’être ingérée par les travailleurs qui inhalent de nombreuses fibres de

toutes tailles.



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2 • Interprétation

physico-chimique...



Antimoine



d’amiante. L’OMS considère qu’il n’est pas nécessaire de recommander

une valeur guide car les quantités rencontrées habituellement dans les

eaux ne présentent pas de risque pour la santé.



Ammonium

Voir Azote ammoniacal.



Anhydride carbonique

L’anhydride carbonique ou dioxyde de carbone (cf. § A-4.4) est une composante majeure de l’équilibre calcocarbonique. Sa concentration dans

l’eau peut varier entre 10 –5 et1,5 . 10 –3 mol/L. Généralement, les eaux de

surface ne contiennent pas plus de 10 mg/L d’anhydride carbonique.

Toutefois, les eaux ayant une activité biologique intense (lacs, étangs,

canaux, etc.) sont susceptibles d’avoir des teneurs de plusieurs dizaines

de mg/L. Les eaux souterraines peuvent aussi présenter des teneurs plus

élevées pouvant être liées à la présence de sources naturelles de gaz et à

l’activité bactérienne des sols. Certaines eaux minérales ont des teneurs

supérieures à 100 mg/L. Une partie importante de l’anhydride carbonique

est libérée assez rapidement au contact de l’atmosphère.

Pour une teneur donnée en hydrogénocarbonates de calcium et de magnésium, il existe une quantité nécessaire d’anhydride carbonique pour stabiliser les hydrogénocarbonates et éviter la précipitation des carbonates.

Cette quantité est connue sous le nom d’anhydride carbonique équilibrant.

Si une eau contient une quantité supérieure à cette quantité nécessaire, cet

excès constitue l’anhydride carbonique agressif. Dans ce cas, il n’y aura

pas formation de couches carbonatées protectrices et l’eau sera susceptible de dissoudre des métaux toxiques sur les surfaces en contact (plomb).

Par contre, dans le cas où la quantité d’anhydride carbonique libre est inférieure à la quantité théorique d’anhydride carbonique équilibrant, il y aura

précipitation des carbonates et incrustation. La présence d’anhydride carbonique donne une saveur plus agréable à l’eau et ne présente aucun

inconvénient pour la santé. Les directives du Conseil des communautés

européennes et la rộglementation franỗaise indiquent que leau ne doit pas

avoir un caractère agressif.

D’un point de vue industriel, l’emploi d’une eau exige une bonne évaluation

de l’équilibre carbonique, en particulier pour les canalisations et les générateurs de vapeur.



Antimoine

L’antimoine (cf. § A-7.4), séparé de la stibine (Sb2S3) qui est son minerai

principal, présente une grande similitude avec l’arsenic, mais une toxicité

plus faible. Ce métalloïde est connu depuis la plus haute antiquité comme

cosmétique et constituant des alliages de bronze. Son association au

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physico-chimique...



Argent



plomb et à l’étain permet d’en augmenter la dureté (alliages antifriction,

caractères d’imprimerie, munitions). Certains sels sont employés comme

catalyseurs dans l’industrie chimique et pour la vulcanisation du caoutchouc (pentachlorure, trichlorure, trifluorure, pentasulfure, trisulfure, etc.).

Le trichlorure (SbCl3) sert au bronzage de l’acier et le trisulfure est employé

en pyrotechnie. En thérapeutique, les dérivés organiques de l’antimoine

sont employés dans le traitement des leishmanioses (dérivés pentavalents)

et des bilharzioses (dérivés trivalents).

La présence de l’antimoine a été signalée dans l’eau de mer et dans certaines eaux minérales. Il n’est retrouvé qu’exceptionnellement (quelques

microgrammes par litre) dans les eaux dites de surface, probablement en

raison de rejets industriels.

Souvent associé dans l’industrie au plomb et à l’arsenic, il convient d’en

tenir compte du point de vue de la toxicité.

L’intoxication aiguë peut être déclenchée après absorption d’un gramme

d’antimoine ; elle se caractérise par un syndrome intestinal. L’intoxication

chronique fait appartre des troubles hématologiques. L’élimination de

l’antimoine est lente ; elle se fait par les voies intestinale et rénale. Il semble

que la valence exerce une influence sur la vitesse d’excrétion, l’antimoine

trivalent s’éliminant moins rapidement que l’antimoine pentavalent.



Argent

L’argent (cf. § A-7.5) est présent dans de nombreux minerais, le plus souvent sous forme de sulfure. C’est un sous-produit de l’extraction du cuivre,

du plomb et du zinc. Il est utilisé en bijouterie, en miroiterie, en photographie, en métallurgie, pour les soudures, les contacts électriques, les amalgames dentaires et en médecine (collyres, collutoires), etc.

L’intoxication chronique (l’argyrie), généralement d’origine thérapeutique,

peut se développer pour une dose quotidienne de 0,5 mg d’argent ; elle se

traduit par des troubles digestifs, un liseré gingival et une coloration gris

bleuâtre de la peau. Cette dyschromie prédomine sur le visage et les

régions découvertes, ainsi que sur les ongles. La dose sans effet indésirable observée pour l’argyrie correspondrait à une dose de 10 g d’argent pour

une vie entière.



G

INTERPRÉTATION DES RÉSULTATS ANALYTIQUES



Dans l’eau destinée à la consommation humaine, l’OMS recommande pour

l’antimoine une valeur guide provisoire de 5 μg/L, les directives du Conseil

des communautés europộennes et la rộglementation franỗaise indiquent

ộgalement une valeur limite de 5 μg/L.



La dose journalièrement absorbée par l’air, l’eau et l’alimentation est estimée entre 20 et 80 μg. L’élimination se fait presque entièrement par les

fèces ; environ 50 % de la quantité absorbée est fixée dans l’organisme. Cet

élément est quelquefois rencontré dans les eaux à des teneurs de quelques

microgrammes par litre.

Des doses supérieures à 0,015 mg/L peuvent conduire à une opalescence

de l’eau par formation de chlorure d’argent colloïdal. L’emploi de l’argent

1213



2 • Interprétation

physico-chimique...



Arsenic



pour le traitement de l’eau destinée à la consommation humaine n’est pas

autorisé en France.

Étant donné que la dose susceptible d’être absorbée est très loin de la dose

pouvant engendrer des phénomènes toxiques, l’OMS n’a pas jugé utile de

fixer une valeur limite. À titre indicatif, les anciennes directives du Conseil

des communautés europộennes et lancienne rộglementation franỗaise

indiquaient comme teneur de largent dans l’eau destinée à la consommation humaine une concentration maximale admissible de 10 μg/L.

L’action oligodynamique de l’argent a été mise à profit pour la décontamination bactérienne de volumes réduits d’eau : il s’emploie alors à une dose

de 0,025 à 0,075 μg/L. Cependant, son pouvoir germicide n’est atteint

qu’après quelques heures ; cette action est limitée car le métal n’agit pas

sur certaines bactéries, les algues et les champignons. L’argent ainsi

introduit s’élimine en partie par fixation sur les parois des tuyauteries, les

germes et les matières organiques.

En ce qui concerne la vie aquatique, des concentrations aussi faibles que

0,10 μg/L peuvent entrner des effets toxiques sur les poissons d’eaux

douces.



Arsenic

L’arsenic (cf. § A-7.6) est assez largement réparti dans la biosphère : les

roches ignées en contiennent de 1 à 9 mg/kg, les phosphates naturels 20

mg/kg, les charbons 45 mg/kg et les pyrites 5 à 6 g/kg. Il se présente principalement sous forme de sulfures, réalgar (As2S2) ou orpiment (As2S3).

Les principaux dérivés minéraux sont les anhydrides arsénieux (As2O3) et

arséniques (As2O5), les sels minéraux (arséniures, arsénites, arséniates).

L’arsenic est employé dans la métallurgie (alliages) et en électronique

(fabrication des semi-conducteurs). Les dérivés arsenicaux sont utilisés

dans les tanneries (sulfure d’arsenic), dans les fabrications de peintures, de

fleurs artificielles, de papiers peints, pour la coloration des verres et de la

céramique, etc. ainsi qu’en agriculture (anticryptogamiques, raticides, etc.).

Après avoir été assez largement employés en thérapeutique, l’arsenic et

ses dérivés organiques sont tombés en désuétude.

Sa présence dans l’environnement et par voie de conséquence dans l’eau

est à relier à un certain nombre de pollutions : rejets d’eaux résiduaires

industrielles, traitement de minerais arsenicaux (cuivre…), combustion du

charbon ou de déchets, dépôts de résidus industriels, utilisation d’engrais

phosphatés, d’herbicides, d’insecticides et de détergents (les eaux de

blanchisserie peuvent en contenir quelques microgrammes par litre).

Dans certains cas, des teneurs de quelques microgrammes par litre sont

retrouvées dans les eaux de surface, les eaux profondes et les eaux de

pluie (dissolution des roches et des minerais). Dans des eaux minérales ;

l’arsenic d’origine naturelle atteint quelquefois des teneurs de 10 mg/L. Il

n’est pas signalé que le traitement des cultures par les dérivés arsenicaux

minéraux ou organiques (insecticides, anticryptogamiques, raticides, etc.)

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Interprétation des résultats de l'analyse physico-chimique

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