Page 7 : Recommandations canadiennes sur les eaux domestiques recyclées destinées à alimenter les chasses d'eau des toilettes et des urinoirs

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Partie II : Considérations scientifiques et techniques

4.0 Évaluation des risques

Le processus d'évaluation des risques comporte quatre volets :

1. Identification des dangers - démarche qualitative d'identification des microorganismes ou des substances chimiques préoccupants dans l'eau.
2. Évaluation de l'exposition - démarche menant à une estimation (avec précision du degré d'incertitude) de la présence et de la concentration d'un contaminant dans un volume d'eau donné au moment de l'exposition (par ingestion, inhalation ou absorption cutanée).
3. Caractérisation des dangers - description des effets néfastes sur la santé pouvant résulter de l'ingestion, de l'inhalation ou de l'absorption cutanée d'un microorganisme ou d'une substance chimique. Quand des données sont disponibles, la caractérisation des dangers devrait préciser les données quantitatives (relation dose-réponse, probabilité d'effets néfastes).
4. Caractérisation des risques - estimation des risques à partir des trois volets précédents, c.-à-d. estimation (avec précision du degré d'incertitude) de la probabilité que des effets néfastes sur la santé se produisent dans une population donnée, et de la gravité de ces effets.

À la première étape de l'évaluation des risques associée aux eaux domestiques recyclées, soit l'identification des dangers, il s'agit d'évaluer, à tout le moins de façon approximative, la qualité et la quantité d'eau produite par les activités domestiques (l'effluent) qui doit être traitée et réutilisée.

Dans le contexte du recyclage de l'eau, on fait généralement une distinction terminologique entre les « eaux grises » et les « eaux usées ». Les eaux grises peuvent comprendre les eaux provenant des baignoires, des douches, des lavabos et des machines à laver, mais non des toilettes (Asano, 1998). Les eaux grises n'incluent généralement pas les rejets des éviers de cuisine ou des lave-vaisselle, car ils sont hautement contaminés par des matières grasses et des déchets alimentaires. Les eaux usées domestiques incluent le rejet des eaux usées de sources domestiques, y compris celles des toilettes et des éviers de cuisine. Même si les eaux grises contiennent moins de matières fécales que les eaux usées, elles peuvent, tout comme ces dernières, renfermer un vaste éventail de produits chimiques et de microorganismes pathogènes qui constituent des risques pour la santé humaine.

Qu'il s'agisse d'eaux grises ou usées recyclées, la qualité finale de l'eau doit respecter les valeurs recommandées indiquées au tableau 1. Les procédés de traitement requis pour atteindre ces valeurs peuvent différer selon le type d'eaux (usées ou grises); dans la plupart des cas, plus d'une option de traitement est possible pour produire une eau recyclée de qualité acceptable. Les exigences relatives à l'élimination de tout sous-produit du système doivent être prises en considération (p. ex., biosolides, rétentat membranaire) lors de la sélection du système de traitement des eaux recyclées. Le type et l'utilisation des appareils électroménagers, le nombre et l'âge des occupants, leurs habitudes personnelles et la quantité totale d'eau consommée sont autant de facteurs qui influencent de façon marquée la composition finale de l'effluent non traité. Celui-ci peut contenir :

• des microorganismes, dont certains sont pathogènes;
• des contaminants chimiques, tels que sels dissous (sodium, azote, phosphates et chlorures), savons et détergents;
• de fortes teneurs en matières organiques provenant des matières grasses et des huiles;
• différents produits chimiques pour la maison, la voiture et le jardin.^{Note de bas de page 1}

4.1 Identification des dangers - caractéristiques microbiologiques

Il a été établi que les plus grands risques pour la santé humaine que pose l'utilisation d'eaux domestiques recyclées proviennent des dangers microbiologiques (Yates et Gerba, 1998; Toze, 2004; U.S. EPA, 2004; NRMMC-EPHC, 2006). Plusieurs facteurs contribuent à rendre critique la contamination microbiologique, notamment le taux potentiellement élevé d'agents pathogènes dans l'effluent, en particulier dans les eaux usées, et la nature hautement infectieuse de certains microorganismes. Les manifestations aiguës des maladies que ceux-ci provoquent chez les personnes ou les collectivités qui y sont exposées, conjuguées au risque de transmission interhumaine des infections, font ressortir l'aspect critique des menaces microbiologiques (Devaux et coll., 2001; FAO/OMS, 2003).

Des entéropathogènes de source humaine peuvent se trouver dans de l'eau contaminée par des déchets humains et être déversés dans des eaux grises au moment du lavage de mains, de la prise de bains ou de douches et du lavage de vêtements. Les conditions marquées par des niveaux élevés de carbone biodégradable et des températures douces, comme celles qui règnent souvent dans les réservoirs d'eaux recyclées, peuvent permettre aux agents pathogènes opportunistes comme Pseudomonas aeruginosa et Aeromonas spp. de se multiplier. Il a par ailleurs été établi que les biofilms qui se forment dans les conduites d'eau constituent des milieux propices à la prolifération de Legionella spp. et de Mycobacterium avium. On a même noté que des coliformes totaux (organismes indicateurs) pouvaient se multiplier et survivre dans des contenants domestiques d'entreposage de l'eau potable (Trevett et coll., 2005). Les plages indiquées aux tableaux 3 et 4 montrent la variabilité des concentrations de bactéries indicatrices pouvant se trouver dans les eaux grises et les eaux usées (tableau 3) ainsi que dans les fèces et les eaux usées brutes (tableau 4).

Même si plusieurs études montrent que les eaux grises domestiques peuvent contenir de fortes concentrations d'organismes indicateurs (coliformes totaux ou E. coli), il semblerait que, comparativement aux biomarqueurs chimiques de la pollution fécale humaine, les densités de bactéries indicatrices surestiment considérablement la charge fécale des eaux grises (Ottoson, 2002; Ottoson et Stenstrom, 2003). En se fiant aux niveaux mesurés du biomarqueur chimique, le coprostérol, Ottoson et Stenstrom (2003) ont évalué la charge fécale dans les eaux grises à 0,04 g/jour par personne. Les comptes d'E. coli ont permis d'estimer la charge fécale de ces mêmes eaux grises à 65 g. Voilà qui illustre le défi que pose l'évaluation de la charge fécale des eaux grises domestiques.

Il n'est pas non plus aisé d'estimer la charge fécale des eaux usées, toute la difficulté venant de la grande variabilité de l'activité colique non seulement d'une personne à l'autre, mais également chez une même personne. Après avoir étudié la fréquence des selles chez des sujets sains, Wyman et coll. (1978) ont établi la fréquence moyenne à environ une selle toutes les 24 heures, la taille moyenne de cette selle variant entre 111,3 g chez les femmes (avec un écart type [ET] de 32,5) et 142,4 g chez les hommes (avec un ET de 55,5). Comme le montre le tableau 4, un seul gramme de matières fécales peut contenir un nombre très élevé d'agents pathogènes si la personne est atteinte d'une maladie gastro-intestinale. En ce qui a trait aux eaux recyclées, cela signifie qu'une simple éclosion de maladie dans un ménage desservi par un système regroupé ou un système décentralisé pourrait accroître la concentration de pathogènes dans l'eau non traitée (Charles, 2004). Si le système de traitement ne peut réduire efficacement la charge accrue de pathogènes, le risque de maladie dans les ménages qui reçoivent de l'eau recyclée pourra augmenter.

4.1.1 Importance des microorganismes dans les eaux recyclées

Il est impossible de surveiller tous les microorganismes pathogènes présents dans les eaux usées et les eaux grises en raison de leur diversité. En matière de traitement de l'eau potable, les autorités compétentes se fient au dépistage effectué à l'aide d'organismes indicateurs pour juger de l'efficacité du traitement ou déterminer la présence ou l'absence potentielle d'agents pathogènes. Ces indicateurs ont toujours été des bactéries (p. ex., l'E. coli) ou des groupes de bactéries (p. ex., les coliformes totaux ou les coliformes thermotolérants). Toutefois, ces indicateurs bactériens ne permettent pas d'établir de corrélation avec la présence de protozoaires ou de virus pathogènes. Il est plus difficile d'éliminer ou d'inactiver les protozoaires et les entérovirus que les bactéries en utilisant les procédés normalisés de traitement des eaux et des eaux usées. Or, l'ingestion d'un petit nombre de ces organismes (par comparaison à la plupart des bactéries entériques) suffit à déclencher des maladies. Par conséquent, les protozoaires et les virus entériques risquent d'être plus préoccupants que les bactéries (Blumenthal et coll., 2000; Dufour et coll., 2003; Gerba et Rose, 2003).

Vu les différences entre les groupes d'agents pathogènes sur les plans des caractéristiques, des comportements et de la sensibilité aux procédés de traitement de l'eau, les autorités sanitaires^{Note de bas de page 2} recommandent que les évaluations des risques utilisent des agents pathogènes de référence pour représenter chacun des grands groupes d'agents pathogènes (c.-à-d. bactéries, protozoaires et virus). Les agents pathogènes de référence décrits dans ce document ont bien été caractérisés dans la documentation scientifique. C'est pour cette raison que seule une brève description de ces agents pathogènes et d'autres ouvrages à consulter ont été fournis.

• une incidence élevée;
• une concentration élevée dans l'eau à recycler;
• une forte pathogénicité;
• une faible élimination lors du traitement; et
• une longue survie dans l'environnement.

4.1.2 Virus pathogènes de référence

Il existe de nombreux virus entériques que l'on sait infectieux pour les humains. Les virus entériques associés à des maladies humaines d'origine hydrique comprennent des norovirus, le virus de l'hépatite A, le virus de l'hépatite E, des rotavirus et des entérovirus (poliovirus, virus Coxsackie A et B, échovirus et quatre entérovirus non groupés). Les virus entériques sont des parasites obligé qui dépendent entièrement des cellules vivantes pour se reproduire (Krewski et coll., 2004; Santé Canada, 2004a). Même s'ils ne peuvent se multiplier dans l'environnement, les virus peuvent survivre plus longtemps dans l'eau et résistent plus à la désinfection que la plupart des bactéries intestinales. Ils sont également hautement infectieux. Il a été démontré que les virus entériques de source humaine peuvent être récupérés des biofilms qui se forment dans les réseaux de distribution des eaux recyclées, des eaux usées domestiques et d'autres eaux contaminées par des eaux d'égout (Storey et Ashbolt, 2003). Les personnes infectées excrètent des virus dans leurs selles, souvent pendant plusieurs semaines (Krikelis et coll., 1984; Hovi et coll., 1996; Cloete et coll., 2004).

Les rotavirus ont été utilisés dans plusieurs évaluations des risques examinant la qualité de l'eau (Havelaar et Melse, 2003; Westrell et coll., 2003, 2004a; Howard et coll., 2006). Ils sont reconnus dans le monde entier comme étant une cause importante de gastroentérites virales et ont une infectivité relativement plus élevée que d'autres virus d'origine hydrique (Havelaar et Melse, 2003; Cloete et coll., 2004). Il a été suggéré que les adénovirus soient utilisés comme virus de référence, car ils causent un éventail d'infections (notamment des infections entériques et respiratoires) qui peuvent être associées à l'utilisation d'eaux recyclées (OMS, 2004). Une étude récente confirme que les adénovirus, notamment l'adénovirus 40, sont les virus entériques les plus résistants à l'inactivation par rayons ultraviolets (UV) (Gerba et coll., 2002; Nwachuku et coll., 2005). Il a été démontré que, même s'ils provoquent des maladies moins graves que les rotavirus, les norovirus sont la principale cause de maladies gastro-intestinales dans les régions industrialisées (Lopman et coll., 2003; Maunula et coll., 2005). Bien qu'aucun modèle doseréponse n'ait encore été publié pour les norovirus, il suffirait, selon une étude, d'aussi peu que 10 organismes pour provoquer une infection (Schaub et Oshiro, 2000). Les humains constituent le seul réservoir naturel de norovirus, d'entérovirus et de rotavirus.

Compte tenu de la prévalence de l'infection chez les enfants, de la possibilité de répercussions graves et de la disponibilité d'un modèle dose-réponse, les rotavirus ont été sélectionnés comme agents pathogènes de référence pour l'évaluation des risques viraux dans les présentes recommandations.

4.1.3 Protozoaires pathogènes de référence

Les protozoaires sont des microorganismes pathogènes relativement gros qui se multiplient uniquement dans le tractus gastro-intestinal de leurs hôtes. Cryptosporidium parvum et Giardia lamblia font partie des protozoaires entériques qui sont le plus souvent associés aux maladies d'origine hydrique. Cyclospora cayetanensis et de nombreuses espèces de microsporidies sont des protozoaires pathogènes émergents (Cloete et coll., 2004). Cryptosporidium parvum a été reconnu comme étant un bon candidat pour servir de protozoaire de référence. Il est relativement infectieux, même si les différents génotypes n'affichent pas tous la même virulence ni la même dose infectieuse (Gale, 2001; Teunis et coll., 2002; Santé Canada, 2004b). Ce protozoaire est résistant à la chloration (à la dose et selon les temps de contact utilisés pour le traitement de l'eau potable et des eaux usées) et se révèle être l'un des agents pathogènes humains d'origine hydrique le plus important des pays industrialisés (NHMRC/NRMMC, 2004). Giardia lamblia est un autre protozoaire pathogène très résistant aux facteurs de stress environnementaux. Il est en général présent à des concentrations de 10 à 100 fois supérieures à celles de C. parvum (Yates et Gerba, 1998) et peut être légèrement plus infectieux (Rose et coll., 1991) que ce dernier. On croit que les infections à Giardia seraient endémiques à la fois chez les humains et chez les animaux. Toutefois, Giardia lamblia est plus facile à éliminer par les procédés de traitement de l'eau et est plus sensible à la plupart des types de désinfection que Cryptosporidium spp. (Santé Canada, 2004b; NHMRC/NRMMC, 2004; OMS, 2004).

Comme dans le cas des rotavirus, la prévalence de C. parvum, le risque de propagation de maladies, la résistance de l'organisme au traitement et la disponibilité d'un modèle dose-réponse font de C. parvum un choix tout indiqué comme agent pathogène de référence pour les dangers associés aux protozoaires.

4.1.4 Bactéries pathogènes de référence

Un certain nombre de bactéries pathogènes peuvent servir d'organismes de référence pour les contaminations bactériennes. Mentionnons les souches pathogènes d'E. coli, Campylobacter jejuni, Shigella spp. et Salmonella spp. Même si E. coli fait normalement partie de la flore fécale des humains et constitue un marqueur utile de pollution fécale, certaines souches sont pathogènes pour l'homme. Les souches pathogènes d'E. coli présentent six grands types de virulence, chacun étant classé selon qu'il est non hémorragique ou hémorragique. Le premier type comprend les souches entéropathogènes, entéroinvasives et entérotoxiques; il a été établi qu'environ 2 à 8 % des souches d'E. coli présentes dans l'eau sont pathogènes (Haas et coll., 1999; Hunter, 2003). La souche entérohémorragique E. coli O157:H7 a de plus graves répercussions par cas que tout autre organisme mentionné ci-dessus, en partie à cause du risque qu'environ 10 % des enfants de moins de 10 ans qui y sont exposés développent le syndrome d'urémie hémolytique (Havelaar et Melse, 2003; Hunter, 2003). Cet organisme suscite une plus grande préoccupation au Canada depuis l'éclosion dévastatrice de maladies d'origine hydrique à Walkerton (Ontario) en 2001. Campylobacter jejuni et E. coli O157:H7 ont été reconnus comme étant les agents étiologiques de cette éclosion qui a rendu malades 2 300 personnes et provoqué sept décès (O'Connor, 2002). E. coli O157:H7 est répandu dans les aliments et semble avoir une dose infectieuse médiane faible (Haas et coll., 1999). La maladie grave causée par la souche O157:H7 d'E. coli découle d'un mécanisme pathogène qui produit des toxines de type Shiga. On suggère de se servir de la relation dose-réponse pour Shigella dysenteriae et S. flexneri comme approximation raisonnable de la dose-réponse applicable à E. coli O157:H7 (Cassin et coll., 1998; IOM, 2002). Cette suggestion est soutenue par des travaux de modélisation des doses-réponses, selon lesquels les données sur les éclosions d'infection à E. coli O157:H7 s'apparentent au modèle établi pour Shigella (Teunis et coll., 2004; Strachan et coll., 2005).

L'existence d'un modèle dose-réponse acceptable, les données sur les taux d'E. coli spp. générique dans l'eau et les eaux usées, la faiblesse relative de la dose infectieuse et la gravité de la maladie provoquée par E. coli O157:H7 font de cet agent une bactérie pathogène de référence appropriée.

4.1.5 Helminthes pathogènes de référence

Les helminthes sont des vers qui parasitent de nombreux organes et ont une structure plus complexe que les bactéries ou les protozoaires. En général, la transmission des helminthes par l'eau n'est pas à craindre dans des pays développés comme le Canada (Krewski et coll., 2004). Les mesures sanitaires dictées par le protozoaire pathogène de référence suffisent en principe à contrer les risques posés par les helminthes.

4.2 Identification des dangers - caractéristiques chimiques

Les présentes recommandations se concentrent sur l'utilisation des eaux domestiques recyclées pour alimenter les chasses d'eau des toilettes et des urinoirs. L'exposition à des produits chimiques présents dans les eaux recyclées devrait donc être minime comparativement à d'autres expositions domestiques. Il est également recommandé de désinfecter toutes les eaux domestiques recyclées utilisées pour les chasses d'eau des toilettes et des urinoirs. Des sousproduits de la désinfection (SPD) pourraient ainsi être formés. Toutefois, les effets sur la santé d'une exposition à des produits chimiques, y compris les SPD, présents dans les eaux recyclées devraient être minimes. De l'information sur les caractéristiques physiques et chimiques générales est présentée ici, vu que ces paramètres peuvent influer sur les exigences de traitement et la performance du système. Le tableau 5 indique les paramètres physiques et chimiques qui sont le plus souvent mesurés dans les systèmes de recyclage de l'eau.

S'il n'est pas encore possible de déterminer l'éventail complet des composés présents dans les eaux usées (Crook, 1998; Eriksson et coll., 2002), ceux-ci peuvent néanmoins comprendre :

• des perturbateurs endocriniens;
• des produits pharmaceutiques (résidus de médicaments) et de soins personnels (PPSP); et
• des mélanges complexes.

Comme l'objectif à long terme est d'élaborer des recommandations relatives aux nombreuses utilisations bénéfiques finales des eaux recyclées, il est utile de connaître les autres composés chimiques qui peuvent se retrouver dans les effluents domestiques, notamment les SPD qui peuvent résulter du traitement. Ces composés sont présentés dans les rubriques suivantes.

4.2.1 Sous-produits de la désinfection

Il faudrait désinfecter les eaux usées domestiques recyclées qui alimenteront les chasses d'eau des toilettes et des urinoirs avant leur utilisation afin de s'assurer qu'elles ne présentent pas de risque inacceptable pour la santé humaine. Les SPD sont généralement des composés organohalogénés dissous formés par suite de la dégradation oxydative de substances organiques dans l'eau, après l'application d'un désinfectant (Bellar et coll., 1974; Rook, 1974; Rebhun et coll., 1997). Le chlore est le désinfectant le plus couramment utilisé pour le recyclage de l'eau. Comme de forte concentrations de précurseurs de SPD peuvent être présentes dans les eaux usées recyclées, leur chloration exige de fortes doses de chlore et un temps de contact prolongé - des conditions particulièrement propices à la formation de SPD (Cooper et coll., 1983; Bauman et Stenstrom, 1990). En général, l'exposition humaine aux SPD se fait par plusieurs voies, notamment l'ingestion, l'absorption cutanée et l'inhalation (Santé Canada, 2006). Dans le cas des eaux domestiques recyclées utilisées pour les chasses d'eau des toilettes et des urinoirs, l'ingestion ou l'inhalation d'eaux recyclées ou un contact cutané avec ces mêmes eaux devrait être minimal, entraînant une exposition globale minimale aux SPD.

4.2.2 Perturbateurs endocriniens

Un vaste éventail de produits chimiques ont été identifiés comme ayant la possibilité de perturber les fonctions endocriniennes normales chez les humains et les animaux; on parle de « perturbateurs endocriniens ». Ces produits chimiques, synthétiques ou naturels, comprennent les surfactants, les plastifiants, les pesticides, les polychlorobiphényles (PCB), les stéroïdes de synthèse, les hormones stéroïdes humaines et animales et les phytoestrogènes. L'OMS et divers auteurs ont récemment publié des études sur les perturbateurs endocriniens qui peuvent se trouver dans l'eau potable et l'eau recyclée (Damstra et coll., 2002; CRCWQT, 2003; Ying et coll., 2003; Snyder et coll., 2007).

Des perturbateurs endocriniens ont été décelés dans des eaux recyclées et dans des plans d'eau recevant des eaux recyclées évacuées (Kolpin et coll., 2002). Ils se sont révélés avoir une influence sur le biote aquatique. Pour l'instant, rien ne prouve qu'une exposition environnementale à de faibles concentrations de perturbateurs endocriniens potentiels ait des répercussions sur la santé humaine. Toutefois, des études plus approfondies sont nécessaires concernant les effets potentiels des perturbateurs endocriniens sur la santé humaine, leur distribution dans les eaux recyclées et leur élimination par les procédés de traitement (Asano et Cotruvo, 2004). On dispose de peu d'information sur la présence de ces produits chimiques dans les eaux usées domestiques.

Malgré l'absence de données complètes, les analyses des eaux recyclées concluent généralement que les pesticides, les PCB et d'autres produits chimiques organiques soupçonnés d'agir comme perturbateurs endocriniens présentent des concentrations inférieures aux limites de détection (NRMMC-EPHC, 2006).

4.2.3 Produits pharmaceutiques et de soins personnels (PPSP)

Les produits pharmaceutiques sont des composés surtout organiques formulés pour des usages thérapeutiques en médecine humaine et vétérinaire. Les produits de soins personnels (PSP) comprennent les ingrédients actifs dans les cosmétiques, les parfums, les insectifuges, les écrans solaires et bien d'autres produits de consommation. Des centaines de composés sont utilisés en quantités considérables. Le devenir de ces composés après le traitement des eaux usées demeure toujours inconnu. Certains PPSP sont des perturbateurs endocriniens potentiels. Le peu de données disponibles semble indiquer que bon nombre de ces produits chimiques survivent au traitement et que d'autres reprennent une forme biologiquement active par la déconjugaison des métabolites (Wells et coll., 2004; NRMMC-EPHC, 2006; Snyder et coll., 2007). La consommation et l'excrétion par l'être humain de ces composés constituent les principales sources de résidus de PPSP dans les eaux d'égout. Les limites de détection de bon nombre de ces composés vont de microgrammes par litre à nanogrammes par litre.

L'importance de traces de composés organiques dans les eaux usées soulève la controverse (Fujita et coll., 1996). Selon une étude réalisée par Ongerth et Khan (2004), les concentrations de résidus de produits pharmaceutiques dans les effluents dépendent de la consommation de ces produits, de leur excrétion, de la facilité avec laquelle ils se dégradent et d'autres caractéristiques chimiques. Les concentrations résiduelles signalées à ce jour sont inférieures d'au moins deux ordres de grandeur aux doses thérapeutiques efficaces qui résulteraient de la consommation de l'eau.

4.2.4 Mélanges complexes

Les mélanges complexes de produits chimiques dans l'eau potable et l'eau recyclée pourraient avoir des effets additifs, synergiques ou antagonistes, même à des concentrations où les constituants du mélange pris isolément sont très faibles ou conformes aux valeurs recommandées pour la qualité de l'eau. Des recherches plus approfondies sont nécessaires pour mieux connaître les effets sur la santé de mélanges complexes de produits chimiques.

4.2.5 Importance des produits chimiques dans les eaux recyclées

On a découvert que dans les systèmes centralisés de traitement des eaux usées, les exigences de pré-traitement et d'utilisation des égouts à la grandeur de la collectivité réduisaient efficacement les concentrations des polluants potentiels dans l'effluent (Chang et coll., 2002). Les analyses de la qualité des eaux recyclées produites par des installations centralisées de traitement américaines ont indiqué que ces installations seraient en mesure de produire de l'eau d'une qualité chimique comparable à celle de l'eau potable pour la plupart des paramètres, notamment les métaux lourds, les produits chimiques organiques, les pesticides et les SPD (Crook, 1998; U.S. EPA, 2004). Une étude d'un système perfectionné de traitement des eaux usées de San Diego, en Californie, a caractérisé 138 composés organiques et 28 métaux et composés inorganiques sur une période d'un an et demi. L'évaluation des risques autres que le cancer n'a révélé aucun risque important pour la santé. Les risques de cancer associés à la consommation directe de l'eau produite par un système perfectionné de traitement seraient environ 1 000 fois moins élevés que ceux qui sont associés à la consommation de l'eau brute approvisionnant le réseau municipal (Olivieri et coll., 1998). Les systèmes plus petits et décentralisés peuvent avoir plus de difficulté à réduire de façon constante les concentrations de contaminants, sans compter que moins de données sont disponibles sur ces systèmes. Dans les systèmes de recyclage de l'eau conçus et gérés correctement, où la réutilisation de l'eau est limitée aux chasses d'eau des toilettes et des urinoirs, on ne s'attend pas à ce que ces substances chimiques aient des effets sur la santé, car l'exposition est relativement faible (voir le tableau 6 dans la prochaine section).

4.3 Évaluation de l'exposition

L'évaluation de l'exposition est centrée sur le consommateur, par exemple l'occupant d'un logement alimenté en eau domestique recyclée ou doté de son propre système décentralisé de recyclage de l'eau. Dans le cas des systèmes centralisés, l'exposition professionnelle peut être gérée par des mesures de santé et de sécurité au travail. Une évaluation complète de l'exposition doit tenir compte à la fois des utilisations prévues (exposition intentionnelle) et de celles qui ne le sont pas (exposition accidentelle). Il y a moyen de réduire les utilisations non prévues par la sensibilisation des parties intéressées (utilisateurs, plombiers, etc.) et par des méthodes de gestion appropriées. Les présentes recommandations tiennent compte des utilisations accidentelles causées notamment par une jonction fautive avec le système d'approvisionnement en eau potable. L'évaluation de l'exposition repose sur les données disponibles, mais d'autres études sont nécessaires pour obtenir des évaluations plus justes des volumes et des fréquences d'exposition.

Habituellement, l'ingestion est la principale voie d'exposition aux dangers microbiologiques et chimiques découlant des diverses utilisations finales des eaux recyclées. Cette voie devrait en principe être minimale lorsque les eaux recyclées servent uniquement à alimenter les chasses d'eau de toilettes, mais une jonction fautive pourrait entraîner une ingestion accidentelle.

Certaines utilisations des eaux recyclées, notamment la chasse d'eau des toilettes, peuvent produire des aérosols. Il y a un risque, par exemple, que des microorganismes responsables de maladies respiratoires (p. ex., certains types d'adénovirus) soient présents dans les aérosols et constituent un danger (Gerba et coll., 1975). Les aérosols et les gouttelettes peuvent aussi se déposer sur des surfaces qui peuvent à leur tour être touchées par des occupants, et être ingérées après un contact mains-bouche. Il est raisonnable de supposer que les enfants s'efforceront moins d'éviter les contacts mains-bouche après avoir touché des surfaces contaminées, mais on dispose de très peu d'informations pour pouvoir quantifier cette voie d'exposition potentielle (Trevett et coll., 2005). Les recommandations australiennes, Australian Guidelines for Water Recycling, (NRMMC-EPHC, 2006), proposent une exposition moyenne attribuable aux aérosols produits par les chasses d'eau de toilettes de 11 mL par personne par année. Ottoson (2002) a estimé que la consommation d'eau attribuable à l'inhalation des aérosols correspondait à une distribution log-normale (en fonction de la durée et de la taille des gouttelettes). Dans le cas de l'irrigation résidentielle, York et Walker-Coleman (2000) ont indiqué que la consommation « moyenne » peut être fondée sur l'ingestion accidentelle de 1 mL d'eaux recyclées par personne par jour pendant 365 jours, tandis que les limites maximales peuvent se baser sur l'ingestion accidentelle de 100 mL une fois par an.

Les fréquences et les volumes d'exposition estimatifs présentés dans le tableau 6 sont les valeurs par défaut retenues dans les recommandations australiennes intitulées Australian Guidelines for Water Recycling (NRMMC-EPHC, 2006). Il est précisé dans ce document que les valeurs sont considérées comme étant prudentes.

4.4 Caractérisation des dangers

Comme il a été mentionné plus haut, ce sont les agents pathogènes qui risquent de constituer les plus graves dangers pour la santé liés à l'utilisation des eaux domestiques recyclées alimentant les chasses d'eau des toilettes et des urinoirs, les risques chimiques restant vraisemblablement minimes. Pour cette raison, la caractérisation des dangers se concentre sur les effets néfastes sur la santé qui peuvent résulter de l'ingestion de microorganismes pathogènes. Les conséquences pour la santé associées aux infections microbiennes sont variées, allant de maladies asymptomatiques à des maladies aux symptômes plus ou moins aigus et chroniques pouvant conduire jusqu'à la mort. La relation entre les doses et les effets des organismes, exprimée en termes d'incidence ou de probabilité d'infection ou de maladie, est fournie soit par des enquêtes épidémiologiques sur les éclosions de maladies, soit par des études expérimentales portant sur l'alimentation humaine (Rose et coll., 1991; Haas et coll., 1999; Haas, 2000; Teunis et coll., 2004; OMS, 2004).

En général, les doses associées aux maladies sont beaucoup plus faibles dans le cas des virus et des protozoaires que dans celui des bactéries. L'ingestion de 1 à 10 particules virales ou kystes de protozoaires peut déclencher une maladie. Par comparaison, il faut pour qu'il y ait déclenchement d'une maladie que soient ingérées de 103 à plus de 106 bactéries (selon la bactérie pathogène). Shigella spp., le bacille Salmonella qui transmet la fièvre typhoïde et E. coli entérohémorragique sont les principales exceptions à cette règle, car dans leur cas, un moins grand nombre d'organismes suffit à déclencher une maladie (Haas et coll., 1999; Hunter, 2003; Teunis et coll., 2004; OMS, 2004). Une enquête menée à la suite d'une éclosion de maladie révèle que les doses moyennes d'E. coli O157:H7 chez les personnes atteintes étaient de 30 à 35 organismes (Teunis et coll., 2004). Des enquêtes menées aux États-Unis ont établi la dose déclenchant la maladie à 75 organismes ingérés lors de baignades, et à une moyenne de 23 organismes ingérés pour une éclosion d'origine alimentaire (Strachan et coll., 2005). La doseréponse peut être influencée par des facteurs inhérents à l'hôte, notamment l'état de son système immunitaire, ses antécédents médicaux et son alimentation. La méthode retenue dans les présentes recommandations consiste à effectuer les évaluations des risques pour la population en général dans le cours de la vie normale. Les modèles dose-réponse et les calculs qui s’y rapportent sont présentés à l’annexe B. Des évaluations des risques distinctes peuvent être effectuées pour des sous-groupes particuliers qui présentent une plus grande vulnérabilité, notamment les personnes ayant une immunodéficience grave. Il peut toutefois être difficile de déterminer les relations dose-réponse pertinentes chez ces groupes vulnérables.

4.5 Caractérisation des risques

Suivant l'approche de la charge de morbidité, la caractérisation des risques effectuée dans les présentes recommandations utilise l'information sur l'identificationdes dangers et sur les évaluations de la dose-réponse et de l'exposition pour évaluer l'ampleur du risque. Le tableau 3B de l'annexe B présente un exemple d'une étude de caractérisation des risques dont les résultats sont résumés dans le tableau 7 ci-dessous. L'exemple de l'annexe B montre que même lorsque les hypothèses sont très prudentes, un traitement efficace de l'eau devrait réduire le risque annuel de maladie et la charge de morbidité qui y est liée à un niveau très faible.

Une autre approche consiste à déterminer les objectifs de traitement permettant d'atteindre un objectif sanitaire de 10^-6 AVCI^{Note de bas de page 4} pour des usages particuliers de l'eau recyclée, en fonction de la concentration initiale d'un pathogène de référence dans l'eau non traitée. La charge de morbidité, exprimée en AVCI, est établie à partir des expositions estimatives à des pathogènes dans l'eau recyclée. Comme les réductions dépendent des concentrations initiales et de l'exposition qui y est associée, des concentrations plus élevées de pathogènes dans les eaux usées ou des expositions plus élevées exigeront que le traitement réduise davantage la charge pathogène.

Le tableau 8 montre que des exigences de traitement très élevées doivent être établies si la réduction des risques pour la santé associés à des jonctions fautives accidentelles avec le système d'approvisionnement en eau potable repose sur la technologie de traitement. Cet exemple illustre la nécessité de mettre en oeuvre un programme de gestion rigoureux se concentrant sur le contrôle des jonctions fautives; le choix optimal des mesures ou de la combinaison des mesures à prendre dépendra de l'analyse de facteurs importants dans une situation donnée (Blumenthal et coll., 1989). Lorsqu'un solide programme de gestion est en place, les systèmes de traitement peuvent être conçus de manière à respecter les réductions log requises à partir uniquement des aérosols produits par les chasses d'eau des toilettes.

Compte tenu de la portée des présentes recommandations et de la faible exposition en jeu, aucune recommandation basée sur des critères de santé n'a été établie concernant les produits chimiques dans les eaux domestiques recyclées. Il faut savoir cependant que l'évacuation non autorisée de produits chimiques aura davantage de répercussions sur la performance des petites stations de traitement et des systèmes décentralisés de recyclage de l'eau que sur celle des grandes stations de traitement. Il faudra faire preuve de vigilance pour prévenir ou réduire au minimum toute évacuation non autorisée, particulièrement dans le cas des systèmes décentralisés. Les mesures préventives devraient comprendre la distribution, aux propriétaires des systèmes, de matériel d'information soulignant l'importance de ne pas évacuer de produits chimiques domestiques dans le système. Les responsabilités du propriétaire à cet égard s'apparentent à celles qu'il doit assumer dans le cas d'une fosse septique ordinaire, par exemple.

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