24.1.2.1. Pollution microbiologique des eaux

5 La pollution microbiologique des eaux est une problématique majeure. Les contaminants (bactéries, virus, parasites) sont très souvent d’origine fécale et proviennent de déjections animales et humaines ; la contamination est soit directe, soit via des eaux usées partiellement épurées avant leur rejet dans l’environnement. Les micro-organismes (opportunistes ou pathogènes) fréquemment retrouvés sont des bactéries entéropathogènes (Salmonella spp., Campylobacter spp., Shigella spp., Escherichia coli, Vibrio cholerae, etc.), des virus principalement du genre Enterovirus (poliovirus, coxsackievirus, echovirus), virus de l’hépatite A, coronavirus, rotavirus, calicivirus (norovirus, sapovirus). Ils sont à l’origine de gastro-entérites, d’hépatites ou de syndromes neuro-méningés. En général, les virus sont plus persistants dans le milieu et plus résistants aux traitements de désinfection que les bactéries. Des parasites peuvent aussi être retrouvés dans les eaux ; leurs kystes et oocytes sont aussi particulièrement résistants à certains agents désinfectants. Les parasites unicellulaires, tels que Giardia lamblia et Cryptosporidium parvum, ont été associés à plusieurs contaminations d’origine hydrique.

6 Les cyanobactéries (ou cyanophycées) se développent principalement en été, en présence de quantités importantes de nutriments, et selon les conditions, elles peuvent se multiplier rapidement. Ce phénomène, connu sous le terme d’efflorescence ou de bloom, est souvent à l’origine d’un changement de couleur du milieu aquatique, d’émanations d’odeurs nauséabondes et de la formation d’un film à la surface de l’eau. Certains de ces micro-organismes produisent des toxines, difficiles à éliminer, et qui peuvent être responsables d’intoxinations marquées par des effets hépatotoxiques et/ou neurotoxiques en cas d’ingestion.

24.1.2.2. Pollution chimique des eaux

7 La pollution chimique des eaux peut être d’origine géologique (pour l’arsenic, l’uranium, etc.) ou accidentelle (rejets accidentels), mais elle est le plus souvent diffuse et en lien avec une épuration inadaptée des eaux usées domestiques et industrielles.

24.1.2.3. Pollution thermique

8 La pollution thermique est la conséquence du déversement dans le milieu aquatique d’eaux de refroidissement, principalement lors de la production énergétique. L’élévation excessive de la température de l’eau fluviale, surtout en période de faible débit, peut modifier l’équilibre biologique des eaux et faciliter, par exemple, le développement d’amibes libres, pathogènes pour les baigneurs.

24.1.2.4. Pollution radioactive

9 La pollution radioactive peut être générée par des radionucléides émetteurs de rayonnement alpha (²²⁶Ra^{, 40}K^{, 86}Rn^{, 234} U^{, 238}U), généralement d’origine naturelle, et éventuellement présents dans les eaux souterraines de zones géographiques déterminées (par exemple : zones granitiques pour le radon – ⁸⁶Rn). Par ailleurs, les émetteurs bêta (³H^{, 12} wC^{, 137} Cs^{, 131}I^{, 90} Sr) sont en général associés à des rejets liés aux activités humaines.

24.2.2.1. Danger microbien

14 Le danger microbien est de loin le plus fréquent à l’échelle mondiale. Pour l’essentiel, il se manifeste à court terme et est d’origine fécale. Dans les pays développés, il survient le plus souvent dans des circonstances accidentelles, mais revêt un aspect permanent dans de nombreux pays en développement, principalement du fait de capacités limitées de potabilisation ou d’épuration appliquées aux eaux.

15 Dans les pays industrialisés, le risque hydrique microbien peut aussi être induit par les évolutions technologiques : des dispositifs techniques, de conception ou de maintenance insuffisants, peuvent favoriser la prolifération d’espèces hydriques potentiellement nocives (Legionella pneumophila, Flavobacterium spp., Pseudomonas spp.) (encadré 1).

16 Par exemple, en milieu domestique, en milieu urbain, dans les établissements de santé, dans les stations thermales, des dispositifs de chauffage ou de production d’eau chaude sanitaire (réglés à des températures inférieures à 40-45 °C) peuvent favoriser le développement excessif de Legionella spp., voire d’amibes libres. En milieu industriel, les tours aéroréfrigérantes sont régulièrement à l’origine de cas groupés de légionellose. Lors de contamination accidentelle des réseaux de distribution d’EDCH, une désinfection insuffisante peut favoriser les proliférations bactériennes (Escherichia coli), virales (Enterovirus, Norovirus), et parasitaires (Cryptosporidium spp., Giardia spp.) pouvant impacter un nombre considérable de consommateurs.

24.2.2.2. Danger chimique

17 Le danger chimique (éventuellement radioactif) peut se manifester à court terme dans des circonstances accidentelles, mais le plus souvent de façon différée (WHO, 2017). Dans de rares cas, le danger tient à un déficit de l’eau en certains éléments d’intérêt nutritionnel (iode, fluorures, magnésium). Mais dans la majorité des cas, il résulte d’une ingestion chronique de faibles doses de contaminants. Parmi les substances investiguées se trouvent aussi bien des composés inorganiques (fluorures, nitrates, etc.) qu’organiques (pesticides, perfluorés, sous-produits de désinfection, résidus de médicaments, etc.). Un état des connaissances concernant quelques substances chimiques est présenté dans l’encadré 2. Plus récemment, des recherches tentent d’évaluer le niveau de contamination et le risque sanitaire lié à des contaminants émergents comme les perturbateurs endocriniens, les nanoparticules et les microplastiques (WHO, 2022).

24.3.1.1. Ressources souterraines et superficielles

22 Trois types de ressources sont utilisés : les eaux de surface (rivières, lacs, réservoirs artificiels), les eaux souterraines (nappes plus ou moins sous l’influence de l’eau de surface), et dans certains territoires, l’eau de mer après désalinisation ; ces ressources peuvent être utilisées séparément ou en mélange.

23 Parmi les eaux souterraines, les nappes phréatiques sont couramment utilisées après forage de puits. Cependant, l’eau qui les constitue ne traverse qu’une couche limitée de sol et la filtration peut être insuffisante pour éviter une contamination de la nappe. Les nappes alluvionnaires sont des eaux souterraines circulant parallèlement au lit des rivières, dans des alluvions sableuses ; elles peuvent fournir des quantités d’eau plus importantes, mais sont sujettes à des contaminations par les infiltrations superficielles et un traitement est toujours nécessaire. Les eaux karstiques constituent un cas particulier, l’eau s’infiltrant par des fissures ou des failles ; elles vont émerger, sans aucune filtration, sous forme de sources, avec des variations de débit importantes en période de pluie. Ces sources sont souvent abondantes, mais fréquemment contaminées microbiologiquement.

24 Les eaux de surface sont largement utilisées, notamment pour les agglomérations, car ce sont souvent les seules capables de fournir des quantités suffisantes en EDCH. Cependant, elles sont souvent contaminées par les eaux de ruissellement d’origine agricole et urbaine, ainsi que par les rejets d’eaux usées (domestiques, industrielles) insuffisamment épurées.

25 La protection du point de captage d’eau requiert une analyse des risques associés aux activités anthropiques sur l’aire d’alimentation, puis d’ériger des périmètres de protection. Dans le cas d’une source de surface, ces périmètres tiennent généralement compte du temps de parcours de l’eau superficielle vers le point de captage. Pour les eaux souterraines, l’identification de l’aire d’alimentation et des aires de protection requiert une étude hydrogéologique basée sur la modélisation du mouvement de l’eau dans l’aquifère vers le point de captage.

24.3.1.2. Traitements de potabilisation

26 La filière de traitement est plus ou moins complexe selon la qualité de l’eau brute. Si l’eau captée dans les nappes profondes peut parfois se contenter d’une simple désinfection, l’eau de surface doit toujours subir plusieurs étapes de traitement.

27 Une filière de traitement d’eau destinée à la consommation humaine (figure 1) peut comporter plusieurs étapes (Degrémont SA, 2005) :

Une étape de désinfection finale

32 Les réactifs oxydants chlorés (principalement l’hypochlorite de sodium, le chlore gazeux ou le dioxyde de chlore) sont les plus utilisés en désinfection primaire, bien qu’ils puissent être à l’origine de la formation de sous-produits de désinfection (SPD) pour lesquels il y a des normes établies dans plusieurs réglementations nationales, comme les trihalométhanes et le chlorite/chlorate (encadré 2). La désinfection par l’ozone est plus puissante que celle par des agents chlorés ; elle peut aussi générer des SPD, tels que les bromates. Une désinfection par rayonnement ultraviolet (UV) peut être utilisée lorsque les eaux brutes sont susceptibles de contenir des parasites (notamment Cryptosporidium spp. ou Giardia spp.). L’utilisation des UV de manière isolée est également possible sur des eaux d’origine souterraine peu turbides, mais en raison de son absence de rémanence (comme pour l’ozone), ce dispositif est suivi de l’addition d’un réactif oxydant chloré à faible concentration en vue de maintenir la qualité microbiologique de l’eau dans le réseau de distribution. À titre d’exemple, les UV sont présents dans près de 15 % des filières de traitement au Québec.

Figure 1.

Étapes classiques d’une filière de traitement de l’eau destinée à la consommation humaine

Étapes classiques d’une filière de traitement de l’eau destinée à la consommation humaine

33 Ces dernières années, du fait des évolutions du cadre réglementaire (ajout de paramètres tels que les bromates, chlorites, chlorates et acides haloacétiques) et des performances accrues des méthodes analytiques de contrôle (en particulier pour les métabolites de pesticides), la configuration des filières de traitement a tendance à évoluer. Il est ainsi observé un renforcement des phases permettant la rétention des contaminants, plutôt que celles basées sur leur destruction qui peut ne pas être totale et conduire à des produits de dégradation indésirables plus solubles. Par exemple, les filtres CAG situés en fin de filière laissent place à des injections de charbon actif en poudre positionnées plus en amont, couplées à divers procédés de séparation (filtration, décanteur à contact ou à lit de boue pulsé). Lors d’une ozonation, la dose et le temps de contact sont abaissés afin de minimiser l’apparition de sous-produits comme les bromates. Dans la même optique, les procédés membranaires (ultrafiltration, nanofiltration voire osmose inverse basse pression) sont de plus en plus utilisés.

34 Des traitements spécifiques (visant l’élimination d’éléments-traces métalliques, de nitrates, ou une décarbonatation…) peuvent se greffer sur la filière précédemment décrite en fonction des problématiques locales. Tous les procédés et produits de traitement doivent faire l’objet d’un agrément avant commercialisation et tous les matériaux au contact de l’eau doivent avoir fait l’objet d’une attestation de conformité sanitaire. De ce fait, pour la production d’eau potable, il n’existe pas de filière de traitement « type », chacune se définissant en fonction de la nature de l’eau brute à traiter, ainsi que de la variabilité saisonnière de sa qualité, du débit de production envisagé, du foncier disponible, du coût d’investissement et d’exploitation souhaité.

24.3.1.3. Distribution jusqu’au robinet

35 Depuis l’unité de traitement jusqu’au robinet de l’usager, l’eau circule dans des réservoirs et un réseau de canalisations qui doivent à la fois conserver la qualité de l’eau produite et la préserver de toute nouvelle contamination. Ce réseau doit également assurer la distribution en quantité et en pression suffisante à la fois aux étages d’habitation élevés et aux services d’incendies. En fonction des pays, le compteur d’eau (en France) ou le début du réseau interne du bâtiment (entrée de service à Québec) définit la limite entre le réseau public et le réseau privé, et donc la responsabilité de la personne en charge de la production et/ou de la distribution et celle des usagers.

36 Le linéaire du réseau d’eau potable français est d’environ 875 000 kilomètres. Jusque dans les années 1960, seuls la fonte grise et l’acier étaient utilisés dans les réseaux publics. À partir de cette date, la fonte ductile puis le polychlorure de vinyle (PVC) et les polyéthylènes (PE) les ont progressivement remplacés. La fonte grise étant sensible à la corrosion, des revêtements hydrocarbonés de nature variable (goudron, puis braie de houille et enfin produits bitumineux) ont été utilisés pour la protéger. L’intérieur des canalisations en fonte ductile est recouvert par du mortier de ciment. L’amiante-ciment est interdit depuis 1997 en France et a été peu utilisé, puisqu’il ne représente que 4 % du réseau contre 20 % pour la fonte grise et l’acier, et 24 % pour la fonte ductile. Les canalisations en PVC posées avant 1980 peuvent entraîner, sous certaines conditions, la présence de chlorure de vinyle dans l’eau. Les polyéthylènes ont surtout été utilisés pour remplacer les branchements (c’est-à-dire la partie située entre le réseau public et le réseau privé) souvent réalisés en plomb. Ils ne sont pas sensibles à la corrosion, mais peuvent être fragilisés par des phénomènes d’oxydation et de vieillissement amenant à des relargages de substances organiques ou l’altération organoleptique de l’eau.

37 À ces canalisations, il faut ajouter un grand nombre de vannes, de ventouses, de pompes, de systèmes de purge et de régulateurs de pression pour assurer la meilleure circulation possible de l’eau. Là encore, il n’existe pas de réseau type, sa conception dépendant à la fois de la topographie, de la distribution des habitations et des débits en jeu. Il est cependant important que le réseau puisse être maillé à l’échelon local et interconnecté à d’autres réseaux afin d’assurer la continuité de la distribution lors de ruptures ou d’opérations d’entretien.

38 L’eau est un milieu vivant : son transport peut s’accompagner de la multiplication de micro-organismes. L’interface entre l’eau et la canalisation constitue un point d’accumulation de matière organique et de fixation de micro-organismes propice à la formation d’un biofilm pouvant favoriser la survie, voire la prolifération de certains germes.

39 Ces aspects sont fonction à la fois du réseau (qualité des canalisations, temps de séjour, maintenance, entretien, purge) et de l’eau (température, présence de nutriments). Un contrôle strict d’une faible teneur en carbone organique assimilable (< 10 µg/L) ou d’un résiduel minimal de désinfectants oxydants chlorés doit être maintenu dans le réseau de distribution, afin d’obtenir un effet bactériostatique et ainsi de limiter le développement du biofilm et de la reviviscence bactérienne. Par ailleurs, le maintien d’un résiduel de chlore peut être utilisé afin de détecter une contamination accidentelle ou malveillante. Par contre, des conditions particulières de température et/ou de temps de séjour élevés peuvent aussi favoriser la formation continue de sous-produits de désinfection (SPD) (trihalométhanes principalement) tout au long du réseau. La maîtrise des paramètres hydrauliques est également importante ; certaines manœuvres (ouverture ou fermeture de vannes, coups de bélier, sollicitations incendie) peuvent favoriser la mobilisation de produits de corrosion ou de dépôts et se traduire par des pics de turbidité.

40 Le réseau intérieur des habitations était habituellement en plomb jusqu’au milieu du xx^e siècle. Aujourd’hui, il est le plus souvent en cuivre, en polyéthylène ou en matériaux multicouches ; cependant, des installations en plomb peuvent toujours exister dans des habitats anciens. Cette partie du réseau est sous la responsabilité des propriétaires, dont la vigilance et le niveau d’information ne sont pas toujours satisfaisants. Des traitements (adoucissant, antitartre, anticorrosion) peuvent être ajoutés tant sur les eaux froides que sur les eaux chaudes sanitaires, et au final peuvent entraîner une dégradation de la qualité de l’eau s’ils ne sont pas utilisés correctement.

41 Les principaux risques d’origine hydrique associés au réseau intérieur sont liés à la dissolution de constituants renfermant du plomb et à la prolifération des légionelles dans les eaux chaudes (encadrés 1 et 2). Depuis quelques années, les consommateurs utilisent parfois des dispositifs de traitement individuel complémentaire, dans le but d’améliorer la qualité organoleptique de l’EDCH (élimination du goût de chlore en lien avec les chloramines), voire d’éliminer certains éléments indésirables (plomb, pesticides, etc.) et surtout de limiter la formation de tartre dans les canalisations (encadré 3).

24.3.2.1. Recommandations de l’OMS

42 L’Organisation mondiale de la santé (OMS) définit une valeur guide sanitaire comme la concentration d’une substance dans l’eau qui ne présente pas de risque considéré comme inacceptable pour une personne qui consommerait cette eau toute sa vie. Elle est le plus souvent calculée à partir de scénarios d’exposition fixant le poids corporel (60/10/5 kg pour respectivement un adulte, enfant, nourrisson) et la consommation d’eau (2/1/0,75 litres pour respectivement un adulte, enfant et nourrisson), et en allouant 20 % (par défaut) de la dose journalière tolérable (DJT) à l’eau de boisson (WHO, 2017).

24.3.2.2. Suivi de la qualité

43 Le suivi de la qualité de l’eau comprend dans certains pays, un contrôle sanitaire exercé par l’autorité sanitaire, et la surveillance que doit mettre en place le traiteur d’eau.

44 En France, le contrôle sanitaire repose sur la visite régulière des installations et sur la réalisation d’un programme de prélèvements soumis à analyses dans des laboratoires agréés. L’ampleur du programme de contrôle sanitaire est liée à l’importance de la population desservie, mais aussi à la qualité habituelle de l’eau et au degré de sûreté des installations. Parallèlement, la surveillance mise en place par les distributeurs doit s’inscrire dans un plan de gestion de la sécurité sanitaire de l’eau (PGSSE) correspondant au « Water Safety Plan » (WSP) prôné par l’OMS. Cette approche de gestion préventive des risques vise à garantir de manière constante la sécurité sanitaire de l’approvisionnement d’EDCH en identifiant les dangers et vulnérabilités, en mettant en œuvre les actions qui concourent à la maîtrise des risques identifiés et en évaluant régulièrement l’efficacité de ces actions. Le plan permet notamment de définir, pour chaque point de contrôle clé, le paramètre ou la caractéristique à suivre, la fréquence de suivi et la limite critique au-delà de laquelle une action immédiate est attendue pour ne pas compromettre la qualité de l’eau. Cette approche peut être appliquée à tous les types et à toutes les tailles de systèmes d’approvisionnement en eau. L’approche PGSSE est de plus en plus largement appliquée sur tous les continents (Tsitsifli et Tsoukalas, 2021). Elle est maintenant incluse dans certaines réglementations, comme dans la directive européenne 2020/2184 du 16 décembre 2020, qui préconise une évaluation des risques pour l’ensemble du système d’approvisionnement d’ici 2029.

45 Au Québec, une approche similaire au PGSSE est instituée pour les sources d’eau potable avec le règlement sur le prélèvement des eaux et leur protection. Ce règlement impose au responsable d’un captage d’eau qui alimente plus de 500 personnes de réaliser une évaluation des risques liés aux activités anthropiques et aux menaces au niveau de la source d’eau potable, avec une mise à jour tous les cinq ans. Il est complémentaire au règlement sur la qualité de l’eau potable qui contient des obligations de traitabilité de l’eau en usine, des normes sur de nombreux paramètres de la qualité de l’eau traitée et distribuée, des obligations de surveillance et de suivi de la qualité de l’eau potable, ainsi que des prescriptions sur les compétences des opérateurs des usines de traitement.

46 La surveillance des paramètres chimiques repose sur une analyse spécifique de molécules ciblées, de par leurs effets sanitaires et/ou leur impact sur le réseau de distribution d’eau (encadré 2). Par contre, la surveillance du risque microbiologique, qui reste de nos jours le plus grave et le plus fréquent, repose principalement sur une approche indirecte. Comme il serait irréaliste d’essayer de détecter tous les agents pathogènes connus susceptibles de contaminer l’eau potable, la surveillance microbiologique s’appuie sur la détection d’indicateurs microbiens de pollution fécale (habituellement Escherichia coli et les entérocoques intestinaux). Leur détection indique une probable contamination fécale (humaine ou animale) et la présence possible d’agents pathogènes. Cependant, tous les agents microbiens pathogènes ou opportunistes ne sont pas d’origine fécale et ces indicateurs sont généralement plus sensibles à l’ozone ou au chlore que certains agents pathogènes, notamment les parasites (encadré 1). Certains pays intègrent d’ailleurs la recherche systématique des parasites Cryptosporidium spp. et Giardia spp. dans la surveillance. La directive européenne n° 2020/2184 impose également le suivi des coliphages comme indicateur de performance des filières de traitement dans l’abattement des virus. Le règlement québécois exige aussi une surveillance de cet indicateur dans les eaux brutes souterraines dans certaines situations.

47 Depuis plusieurs années, l’utilisation de capteurs en ligne en eau brute (pour le suivi de turbidité, absorbance UV, température, conductivité, pH, oxygène dissous, chlorophylle-a), en usine de traitement (suivi de turbidité, absorbance UV, pH, compteur de particules, chlore résiduel) et dans les réseaux de distribution (suivi de chlore résiduel, pression, débit) s’est généralisée. Ceci a conduit à la génération de données toujours plus importantes, et à la création d’outils pour les analyser et les interpréter. Des modèles prédictifs basés sur ces données sont actuellement développés pour permettre d’accompagner et d’anticiper les changements de qualité de l’eau au niveau de la prise d’eau brute, suite à des épisodes de fortes pluies par exemple, et peuvent se révéler utiles comme outils d’aide à la décision pour les opérateurs d’usines afin d’anticiper les ajustements de traitements nécessaires (coagulation-floculation, ozonation, désinfection par le chlore). Ces différentes méthodes (basées sur des arbres de décision, réseaux de neurones artificiels, apprentissage automatique, ou systèmes d’inférence adaptatifs) utilisent l’expérience et les données historiques pour améliorer les performances ou faire des prédictions. Pour assurer ces différents besoins de surveillance et de modélisation, il est aussi nécessaire d’utiliser des données fiables, validées et structurées dans des bases de données pérennes. Ces approches innovantes sont proposées pour la surveillance des épidémies. Deux exemples concrets d’utilisation des données de surveillance de l’eau afin de suivre l’épidémiologie des maladies sont détaillés dans les encadrés 4 et 5.

24.4.1.1. Définition et spécificités des eaux de baignades aménagées

50 Au niveau européen, les eaux de baignades en milieu naturel sont définies dans la directive n° 2006/7/CE du Parlement européen et du Conseil du 15 février 2006 concernant la gestion de la qualité des eaux de baignades comme « les eaux de surface dans lesquelles un grand nombre de baigneurs est attendu et où la baignade n’est pas interdite ou déconseillée de manière permanente ». Des paramètres microbiologiques (Escherichia coli et entérocoques intestinaux, soit les germes indicateurs de contamination fécale et potentiellement de la présence de pathogènes), des paramètres physico-chimiques (pH, transparence, couleur) et un contrôle visuel (détection de résidus goudronneux, de verre, de plastiques, de caoutchouc) sont utilisés pour le contrôle de la qualité des eaux. Ils peuvent être complétés par des paramètres permettant d’évaluer une vulnérabilité connue du site de baignade ou d’un risque spécifique suspecté en lien avec l’environnement immédiat (cyanobactéries, macro-algues, phytoplancton marin…).

51 Le contrôle sanitaire s’applique sur les eaux de baignades aménagées en milieu naturel dans la zone de fréquentation maximale des baigneurs ou dans la zone présentant le plus grand risque de pollution. Ce contrôle effectué par les autorités sanitaires est à distinguer de la surveillance sanitaire des eaux de baignades réalisée par la personne (publique ou privée) responsable du site de baignade.

52 Les eaux des baignades aménagées peuvent être touchées par des pollutions d’une part diffuses ou ponctuelles, et d’autre part chroniques ou accidentelles, mettant en jeu des dangers d’origine aussi bien microbienne que chimique. Parmi les principales causes de ces pollutions, on peut mentionner des rejets d’assainissement collectifs ou individuels à proximité du lieu de baignade, des pollutions variées associées au bassin versant (pratiques agricoles à proximité), des pollutions liées aux baigneurs, aux animaux ou aux équipements touristiques dans la zone (camping, base nautique…), des pollutions liées à des pratiques anthropiques irrespectueuses de l’environnement (vidanges sauvages, déversements accidentels de substances chimiques, etc.) (Afsset, 2009).

24.4.1.2. Effets sur la santé

53 Les principales études recensant les pathologies consécutives aux eaux de baignade en milieu naturel résultent de surveillances systématiques, basées sur des germes indicateurs de risque fécal, et ont été réalisées aux États-Unis et au Canada. Des pathologies gastro-intestinales, cutanées et respiratoires sont décrites. Entre 1971 et 2000, plus de 259 épidémies liées à des eaux récréatives sont rapportées (Craun et al., 2005) ; 37,5 % sont associées à des dangers bactériens, 37,5 % à des dangers parasitaires, et 7 % à des dangers viraux. Les symptômes apparaissent généralement après l’ingestion d’eau contaminée. Selon les études, les enfants, les personnes âgées, immunodéprimées et/ou présentant une pathologie chronique apparaissent comme des populations à risque.

54 Bien que moins fréquemment étudié, un risque de pathologies respiratoires majoré après baignade – en eau douce ou en eau de mer – a été souligné dans une revue systématique et une méta-analyse (Mannocci et al., 2016). De plus, lors d’une autre méta-analyse, Leonard et al. (2018) identifient un risque plus important de pathologies diarrhéiques et de pathologies auriculaires après des bains en eau de mer. Dans la majorité des études analysées, les symptômes observés ne sont pas reliés spécifiquement à un micro-organisme. Souvent, la qualité de l’eau de baignades est définie à partir des germes indicateurs de contamination fécale (paramètres réglementaires), et parfois seule la temporalité de l’exposition aux eaux de baignades est prise en cause.

24.4.1.3. Surveillance des eaux de baignades

55 Depuis de nombreuses années, la gestion des risques sanitaires liés aux eaux de baignades se fait principalement à partir des résultats d’analyses recherchant les germes indicateurs de contamination fécale (E. coli et entérocoques intestinaux), qui présentent parfois des défaillances en termes de prédiction d’un risque sanitaire pour le baigneur (Tiwari et al., 2021). Les résultats des analyses d’eaux effectuées sont affichés sur les sites mêmes de la baignade, et sont largement diffusés via les sites des autorités sanitaires, sous forme de bulletins d’analyse ou sous forme de messages codifiés (Santé Canada, 2012 ; ARS Hauts-de-France, 2022). Le gestionnaire de la baignade est responsable des conditions de sécurité et d’hygiène dans lesquelles est pratiqué le loisir. Pour évaluer la qualité de l’eau et pour aviser les baigneurs en temps réel, il peut s’aider de tests utilisant des méthodes de détection enzymatiques pour les principaux dangers microbiens. En France, le maire de la commune (et dans certains cas le préfet) peut interdire la baignade en cas de contamination avérée des eaux de la baignade aménagée et/ou si un risque sanitaire est identifié.

56 Des campagnes d’information du public sur la qualité des eaux de baignade de sites naturels sont instaurées, afin de protéger la santé des baigneurs et de les rendre à même de prendre des décisions éclairées vis-à-vis des risques sanitaires potentiels. Actuellement, une conduite responsable de la part des baigneurs est attendue, ainsi que le respect des conseils pratiques diffusés par les autorités sanitaires chaque saison estivale, incitant à :

58 Parallèlement les résultats de surveillance des autorités sanitaires peuvent servir à l’établissement de modèles prédictifs du risque sanitaire pour le baigneur. Ainsi, en s’appuyant sur les données collectées par l’US-EPA (niveaux de contamination microbiologique des eaux et données épidémiologiques), Wymer et al. (2013) sont parmi les premiers à proposer un modèle permettant de définir un niveau de risque de gastro-entérite associé spécifiquement aux eaux de baignades (Wymer et al., 2013). En 2021, dans une revue systématique de la littérature, Heasley et collaborateurs soulignent l’intérêt des modèles prédictifs comme supports d’alerte des baigneurs sur les risques liés à la qualité des eaux récréatives (Heasley et al., 2021). Afin d’améliorer ces modèles, il est nécessaire de renforcer la déclaration de tout épisode clinique post-baignade en milieu naturel, afin d’intégrer ces données dans les méthodes par apprentissage automatique (machine learning). Les changements climatiques actuels, favorisant l’eutrophisation des cours d’eau, les proliférations microbiennes et les efflorescences de cyanobactéries, peuvent accentuer la dégradation de la qualité des eaux de baignades (Young et al., 2022). Pouvoir anticiper et alerter le baigneur constitue un des challenges auxquels les autorités sanitaires vont devoir répondre.

59 Dans les années à venir, cette approche préventive va se renforcer. En effet, en 2021, l’OMS a revu ses lignes directrices relatives aux eaux récréatives et a formulé des recommandations visant à instaurer une approche par plan de gestion. Elle propose en particulier de fixer des objectifs nationaux fondés sur la santé, d’effectuer une surveillance et une évaluation des risques sanitaires, de mettre en place des systèmes de surveillance et de contrôle des risques, et de fournir des conseils opportuns aux baigneurs en lien avec la sécurité de l’eau (WHO, 2021).

24.4.2.1. Définition et typologie

60 Le terme « piscine » désigne à la fois l’établissement et les bassins de natation ou de cure qui équipent cet établissement. Réglementairement, au Québec (MELFP, 2017) et en France (décret n° 2021-656 du 26 mai 2021), une piscine est « un bassin artificiel, étanche, dans lequel se pratiquent des activités aquatiques et dont l’eau est filtrée, désinfectée, renouvelée et recyclée, ainsi que tous les équipements nécessaires à son fonctionnement ». Ces caractéristiques concernent tous les bassins, y compris les pédiluves et pataugeoires. Les piscines se distinguent en fonction de :

62 Ces différentes typologies impliquent des risques variables, de nature microbiologique et chimique avec des voies d’exposition par ingestion, par inhalation ou par contact cutanéo-muqueux, voire de nature physique (glissades, noyades).

63 Les réglementations québécoises et françaises précisent les limites de qualité microbiologique, chimique et physique de l’eau que doivent respecter les gestionnaires d’établissements. Elles indiquent également les fréquences d’analyses de ces paramètres, qui sont dépendantes du taux de fréquentation des bassins ; l’absence de limites de qualité fixées pour les paramètres chimiques dans l’air dans les établissements avec des bassins couverts est à souligner.

24.4.2.2. Origines des dangers

64 Les principaux risques sanitaires sont liés à la présence de dangers microbiens ou chimiques dans l’eau des bassins, l’air et les surfaces. Quelle que soit la ressource en eau utilisée pour alimenter les piscines, elle doit respecter des critères de qualité microbiologique ou chimique précisés dans la réglementation de chaque pays. Les dangers microbiens ou chimiques présents dans les piscines sont donc majoritairement liés aux baigneurs, aux produits de traitement ou tout autre élément environnant (cas des piscines extérieures), et aussi aux mauvaises conditions de traitement ou de nettoyage appliquées dans les établissements (WHO, 2006).

65 La principale origine des contaminations est très majoritairement liée à l’hygiène des baigneurs. En cas de non-respect des règles d’hygiène basiques (douche savonnée avant d’entrer dans les bassins, passage par les pédiluves, port de vêtements de bain propres), le baigneur peut être à la source de contaminations microbiennes, et aussi introduire dans l’eau de nombreux précurseurs qui vont réagir avec le désinfectant utilisé dans les bassins et former des SPD (Manasfi et al., 2017).

66 Parmi ces précurseurs, on distingue ceux relevant de la pollution particulaire (plus ou moins retenue sur le média filtrant utilisé dans la filière de traitement) et ceux relevant de la pollution dissoute. La fraction particulaire inclut les micro-organismes (virus, bactéries, protozoaires), les particules anthropogéniques (squames, cheveux) et les constituants de produits de soin personnels (anti-UV des crèmes solaires, etc.). La fraction dissoute correspond aux composés organiques apportés d’une part, par les baigneurs (fluides biologiques corporels comme l’urée et la sueur, les produits de soins personnels comme les cosmétiques et les crèmes solaires), et d’autre part, les composés utilisés dans le traitement de l’eau de piscine (algicides). La sueur (0,08 à 1,62 L.h^-1 par baigneur) et l’urine (30 à 70 mL par baigneur) sont les principales sources de pollution dissoute. Elles contribuent en moyenne à 0,5 g de carbone organique dissous et 120 mg d’azote total par baigneur (sans douche préalable), mais restent dépendantes de certains paramètres (sexe, âge, exercices physiques) ; elles varient donc selon le public fréquentant le bassin (Manasfi et al., 2017).

67 Une fois libérés dans l’eau, ces précurseurs vont réagir avec le désinfectant utilisé dans les bassins tels que le chlore ou le brome (interdit en France dans les piscines publiques) et leurs dérivés, mais aussi l’ozone, ou encore les UV parfois utilisés dans des dispositifs spécifiques appelés chloraminateurs et visant à éliminer les chloramines formées dans l’eau. Les SPD formés sont de même nature que ceux observés dans les EDCH, mais, la plupart du temps, à des concentrations beaucoup plus élevées. Les haloamines (chloramines et bromamines) sont les composés les plus représentés, suivis par les trihalométhanes (THM), les acides haloacétiques (AHA), les haloacétaldéhydes, et les haloacétonitriles (HAN). Certains de ces SPD sont volatils et présentent donc un danger non seulement par contact cutané et par ingestion, mais également par inhalation de trichloramine (NCl₃), chloroforme (CHCl₃), bromoforme (CHBr₃), hydrate de chloral (ou hydrate de bromal formé dans des eaux riches en bromure ou traitées au brome), chlorure (ou bromure) de cyanogène (CNCl, CNBr). D’autres composés, moins étudiés, ont été retrouvés dans les eaux de piscine, à des teneurs moindres que les familles précitées, mais il a été démontré expérimentalement que leur présence est corrélée à une augmentation de la cytotoxicité et de la génotoxicité des eaux ; il s’agit des halonitrométhanes (dont le trichloronitrométhane ou chloropicrine), de nitrosamines (dont la NDMA) et des halobenzoquinones (Manasfi et al., 2017).

24.4.2.3. Filières de traitement

68 La filière classique de traitement d’une eau de piscine comprend un système de recirculation de l’eau du bassin (par goulottes ou skimmers, écumoires, drains de fond), un bac tampon (ou bac d’équilibre) dans lequel vont pouvoir être ajoutés différents réactifs chimiques (ajusteur de pH, d’alcalinité), ainsi qu’un dispositif d’ajout d’eau neuve, un système automatique d’ajout de coagulants (sels d’aluminium ou de fer), un système de traitement comprenant une filtration et une désinfection, des traitements chimiques complémentaires, des traitements éventuels pour éliminer certains sous-produits de désinfection (comme les systèmes UV de déchloramination, ou un système de stripage pour éliminer les composés volatils par aération) et un dispositif de vidange des rejets quotidiens et périodiques du bassin (figure 2).

69 Le renouvellement de l’eau (ou apport d’eau neuve), qui vise à l’origine à compenser les pertes d’eau liées aux plongeons des baigneurs ou à l’évaporation, permet de diluer une partie des contaminations apportées par les baigneurs. Le taux de renouvellement est réglementé et doit être réalisé quotidiennement à raison d’au moins 30 litres d’eau non recyclée par baigneur ayant fréquenté l’établissement. Le taux de recyclage de l’eau (eau ayant circulé à travers la filière de traitement de la piscine) est fonction du type de bassin (usage, surface, profondeur) et du nombre de baigneurs fréquentant les bassins. En France, la vidange complète des bassins est obligatoire tous les 12 mois, alors qu’au Québec la vidange obligatoire n’est requise que pour les pataugeoires et les pédiluves (respectivement, 1 fois par semaine et 1 fois par jour).

Figure 2.

Filière de traitement des eaux de piscine

Filière de traitement des eaux de piscine

70 L’étape de filtration est l’étape prépondérante pour éliminer les précurseurs et SPD eux-mêmes. La filtration sur sable, combinée au charbon actif en grains et précédée d’une étape de coagulation, surpasse d’autres types de combinaison de traitements comme la micro- et l’ultrafiltration sur membrane, la filtration sur sable combinée à un traitement UV, la filtration sur charbon actif en poudre suivie d’une filtration sur sable ou traitement UV (Skibinski et al., 2019). Toutefois ce procédé ne permet pas d’éliminer correctement les composés volatils (trichloramine) et devrait donc être combiné à une étape de stripage pour ce type de composés.

71 Le traitement de l’air, qui vise essentiellement à assurer son réchauffement et sa déshumidification, peut également contribuer à la dilution des SPD volatils. Ce traitement de l’air est assuré par une centrale de traitement permettant de mettre l’air en mouvement dans le réseau aéraulique et de le traiter sous différents aspects hygrothermiques (chauffage, refroidissement, humidification) et sanitaires (filtration).

24.4.2.4. Effets sur la santé

72 Les pathologies les plus fréquemment rencontrées après bain en piscine sont des infections cutanées, de type mycoses, dermatoses virales ou bactériennes et verrues plantaires. Viennent ensuite les otites, angines, rhinites, conjonctivites, puis les gastro-entérites et les pneumopathies. Enfin, exceptionnellement, des cas de méningites et des hépatites virales ont été rapportés (Anses, 2012 ; Santé Canada, 2012).

73 Le risque de contamination microbien est plus important dans les bains à remous du fait de la promiscuité entre baigneurs, de la température et de la génération de bioaérosols pouvant être inhalés. La température plus élevée rend également difficile la maîtrise de la dose de désinfectant dans les limites réglementaires. L’occurrence des pathologies associées aux spas est beaucoup plus élevée que celle observée dans les bassins de natation. Par exemple, Legionella pneumophila est impliquée dans de nombreux cas de fièvre de Pontiac et de légionellose développée à la suite de l’utilisation de bains à remous. De nombreux cas de folliculite ont aussi été liés à la fréquentation de bains à remous dans lesquels Pseudomonas aeruginosa avait été détecté, tandis que des pneumopathies ont été corrélées à la présence de mycobactéries non tuberculeuses (MNT), bactéries résistantes aux concentrations en chlore appliquées dans les bains à remous et capables d’être aéroportées à l’intérieur d’aérosols (Anses, 2013b).

74 Plusieurs études épidémiologiques ont étudié l’impact de l’exposition aux sous-produits de désinfection (SPD) des populations fréquentant régulièrement les piscines (maîtres-nageurs, nageurs de compétition, enfants dont les « bébés nageurs »). Ces études montrent une augmentation de la prévalence de l’asthme, des bronchites, de l’eczéma (Anses, 2012), fréquemment associée à la présence de trichloramine (Villanueva et al., 2015). L’inhalation et/ou l’ingestion de THM lors de la fréquentation de piscines a également été mise en évidence par mesure de la quantité de THM exhalés avant et après baignade en piscine (Font-Ribera et al., 2016). L’augmentation du risque de cancer de la vessie pour les personnes fréquentant les piscines a été mise en évidence dans deux études (Villanueva et al., 2007 ; Panyakapo et al., 2008) qui ont relié ce risque accru à l’exposition aux THM durant la baignade, la nage et la douche.