Perturbateurs endocriniens et résidus de substances pharmaceutiques : quels risques et quels besoins ?

Boris David, Jean-Claude Joret et Christelle Pagotto, Veolia Eau – Direction Technique Luis Castillo et Emmanuel Trouvé, Anjou Recherche – Veolia Environnement

Les risques environnementaux et sanitaires liés à la pollution de l’environnement par des substances chimiques préoccupent de plus en plus l’opinion publique. Parmi la multitude de substances chimiques mises en cause, les perturbateurs endocriniens (PE) et les résidus de substances pharmaceutiques (RSP) sont l'objet d'une attention particulière. Il ne se passe en effet plus une semaine sans qu'une étude nouvelle ne soit publiée à travers le monde concernant la présence de ces substances dans les différents compartiments environnementaux et notamment dans les ressources en eaux et les milieux aquatiques, ou bien sur l’effet néfaste de ces substances sur les organismes vivants y compris chez l'homme. Cet intérêt du grand public est largement relayé par les médias avec des messages parfois alarmistes, entretenant ainsi un climat d’anxiété vis-à-vis des risques encourus par la population. Face à une problématique aussi sensible, il convient de réaliser un état des lieux objectif des connaissances actuelles en termes de présence, comportement et impacts des PE et RSP afin d'identifier quels sont les réels enjeux liés à ces substances, notamment dans le domaine de l’eau, et établir des stratégies de maîtrise du risque sanitaire et environnemental rationnelles et adaptées.

Les perturbateurs endocriniens : des substances diverses qui agissent sur le système hormonal

La Commission de l'Union Européenne définit un perturbateur endocrinien comme « une substance ou un mélange exogène altérant les fonctions du système endocrinien et induisant donc des effets nocifs sur la santé d'un organisme intact, de ses descendants ou sous-populations » [COM (1999) 706 final]. Les PE interfèrent avec le stockage, le transport dans l'organisme, le métabolisme, la fixation, l'action ou l'élimination des hormones naturelles, et sont susceptibles de modifier le fonctionnement d’une partie du système endocrinien et de provoquer des conséquences sur la reproduction ou le comportement.

L'activité endocrinienne potentielle d'une substance à effet perturbateur endocrinien se caractérise par l'évaluation du potentiel estrogénique et/ou thyroïdien de cette substance relatif à l'estradiol ou à l'hormone T3, les principales hormones de l'organisme sécrétées essentiellement par l'ovaire, par le placenta et accessoirement par les surrénales pour l'estradiol et par la thyroïde pour la T3. Les composés ayant les potentiels estrogéniques les plus importants sont : l’éthinylestradiol, l'estradiol et l'estrone.

Une diversité de substances et d’origines

Les PE et les RSP sont des micropolluants chimiques d'origine naturelle pour le cas des hormones humaines et végétales mais plus généralement d'origine artificielle. Il est impossible de publier une liste exhaustive de tous les PE et RSP car ceux-ci regroupent un très grand nombre de substances. En effet, plusieurs milliers de principes actifs médicamenteux sont actuellement référencés en Europe. La Commission européenne a par ailleurs identifié au moins 320 substances à effet perturbateur endocrinien potentiel [SEC (2007) 1635]. Parmi les substances dites PE et/ou RSP on trouve notamment les catégories de substances suivantes :

• les anxiolytiques, analgésiques et anti-inflammatoires, antibiotiques, hypolipémiants, anti-épileptiques, agents de contraste iodés pour ce qui concerne les substances pharmaceutiques ;
• les hormones naturelles ou de synthèse, de nombreux pesticides, des composants de détergents industriels et des matériaux plastiques pour ce qui concerne les perturbateurs endocriniens.

Compte tenu des multiples usages de ces substances, les sources et voies de diffusion dans l'environnement sont nombreuses et variées. En ce qui concerne les RSP, l'origine principale est liée à la consommation humaine (prescription en officine et usages hospitaliers) ou animale (traitements vétérinaires). Les substances actives des médicaments sont rejetées par l’organisme via les urines ou les fèces sous forme partiellement métabolisée, en fonction des propriétés pharmacocinétiques des composés. D’autres sources ponctuelles peuvent être liées à des rejets d’industries pharmaceutiques ou hospitaliers, qui dans certains cas, peuvent constituer la source principale de ces substances (ex. : désinfectants, produits de contraste). En ce qui concerne les PE, les sources sont multiples, les principales étant les rejets de l’activité industrielle (détergents, eaux résiduaires industrielles), de l'activité agricole (pesticides, rejets des animaux d’élevage), et de l'activité humaine (eaux résiduaires urbaines et boues d’épandage).

Du fait de la diversité et de la complexité des substances considérées, des faibles concentrations généralement observées pour chaque substance et des difficultés liées à leur analyse, les données concernant les effets des PE et des RSP dans l’environnement, leur degré d’occurrence dans les ressources ou encore leur traitabilité dans une station d’épuration ou une usine d'eau potable sont encore à compléter et concernent un spectre réduit de molécules. Celles-ci ont été sélectionnées sur la base des quantités de production et l’estimation de leur persistance dans l'environnement pour les RSP, et de l'activité endocrinienne potentielle pour les PE (voir tableau 1).

Tableau 1 : Potentiel estrogénique des principales substances à effet perturbateur endocrinien (d’après Leroy et al., 2008)

Le tableau 2 présente une liste de RSP et de PE parmi les plus connus à travers diverses études en France et en Europe.

Le Centre d’Analyses Environnementales (CAE) de Veolia Environnement dispose actuellement de plusieurs méthodes d’analyse chimique déjà validées permettant de quantifier les RSP et les PE dans diverses matrices. Les méthodes analytiques utilisées sont la chromatographie en phase liquide ou gazeuse couplées à la spectrométrie de masse. Pour les eaux superficielles ou de distribution, les seuils de quantification sont de l’ordre de 10 ng/L pour la plupart des RSP et très inférieurs au nanogramme par litre pour les hormones naturelles et de synthèse (voir tableau 3). Pour les eaux usées, les limites de quantification sont généralement plus élevées (par exemple : 0,4 ng/L pour les hormones stéroïdiennes et 0,8 ng/L pour l’éthinylestradiol). Dans le cas des boues, les limites de quanti-

Tableau 2 : Exemples de substances pharmaceutiques et de perturbateurs endocriniens

Substances pharmaceutiques

• anxiolytiques et tranquillisants
• analgésiques et anti-inflammatoires
• antibiotiques
• hypolipémiants (régulateurs lipidiques)
• anti-épileptiques
• agents de contraste iodés
• muscs polycycliques

Exemples : diazépam ; phénazone, diclofénac, ibuprofène ; sulfaméthoxazole, roxithromycine ; bézafibrate, acide clofibrique, acide fénofibrique ; carbamazépine ; amidotriazole acide, iopromel, iopamidol, iopromide, iohexol, acide iothalamique ; tonalide, galaxolide.

Perturbateurs endocriniens

• hormones naturelles humaines ou végétales
• hormones synthétiques
• pesticides, fongicides, insecticides et herbicides
• composés organiques persistants
• composants de détergents industriels
• matériaux plastiques et organo-étain
• hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP)
• métaux lourds
• dioxines et furannes

Exemples : estrone, estradiol, progestérone, testostérone ; phyto-estrogènes, génistéine, zéaralénone, bêta-sitostérol ; éthinylestradiol ; atrazine, acétochlore, métolachlore, DDT, simazine, déséthylatrazine, isoproturon, diuron ; polychlorobiphényles (PCB) ; alkyl phénols, alkyl phénols éthoxylés, nonylphénols ; bisphénol A, phtalates, tributylétain, t-butylhydroxyanisole ; pyrène, benzo[a]pyrène ; plomb, mercure, cadmium ; dibenzo-p-dioxines polychlorées (PCDD), dibenzofuranes polychlorés (PCDF).

Tableau 3 : Molécules analysées par le Centre d'Analyses Environnementales (Veolia Environnement) et limites de quantification (LQ) dans les eaux superficielles et les eaux de distribution

Les limites de quantification sont de 1 µg/kg pour les hormones. Le CAE poursuit ses efforts de recherche pour développer des méthodes permettant d'analyser un spectre plus large de molécules dans les différentes matrices considérées et pour abaisser les seuils de quantification.

Présence, comportement et impacts des PE et des RSP dans l’environnement

Les PE et les RSP peuvent être émis dans l’air (cas des dioxines) et être déposés sur les végétaux, s'accumuler dans le sol et les sédiments. Ils peuvent également être lessivés (cas des pesticides) et se retrouver dans l’eau, dans les organismes aquatiques et plus généralement dans les aliments par bioaccumulation dans la chaîne alimentaire. Enfin, certaines substances, notamment les hormones naturelles et de synthèse, sont évacuées par les rejets humains puis dans les eaux usées. La grande diversité des molécules considérées et la diversité de leur origine et de leur mode de transfert dans l'environnement complexifient l’identification de leur source d’émission. Il est possible de parler dans ce cas d’émissions diffuses.

La plupart des voies de diffusion des PE et des RSP cependant convergent vers les eaux superficielles via principalement les effluents urbains et hospitaliers, avec diffusion possible ensuite vers les eaux souterraines via les boues et les lixiviats de décharge. Compte tenu du manque de maîtrise de la pollution à la source, il est généralement admis que, en dehors des composés dont la contamination est liée aux activités agricoles, la contamination des milieux aquatiques se fait principalement par des rejets de stations d’épuration urbaines et industrielles.

De nombreuses études ont été entreprises pour caractériser la présence et le comportement des PE et des RSP dans l’environnement. Ainsi, le Syndicat des Eaux d’Île-de-France (SEDIF), qui assure l’alimentation en eau potable de 144 communes en Île-de-France, a engagé, avec Veolia Eau, une étude prospective visant à déterminer, dans le cadre d'un programme d’échantillonnage pluriannuel, la contamination en PE et RSP de ses ressources en eau. L’étude, toujours en cours, concerne la Seine, la Marne et l’Oise, à la hauteur des prises d’eau des usines de Choisy-le-Roi, Neuilly-sur-Marne et Méry-sur-Oise. Pour les PE, l’étude est focalisée sur les hormones stéroïdiennes, les phtalates et les nonylphénols. Pour les RSP, 20 composés, de la famille des antibiotiques, des analgésiques, des bêta-bloquants, des anti-épileptiques et des liporégulateurs sont recherchés. Les résultats enregistrés à ce jour (Le Carpentier et al., 2008) démontrent que :

• - Parmi les phtalates, il s’avère que le Di(2-ethylhexyl) phtalate (DEHP) est le plus fréquemment détecté, dans 29 % des prélèvements pour la Marne. Les pics de concentration mesurés (1,3 µg/L sur la Marne) sont néanmoins en-dessous du seuil de tolérance cité par l'Organisation Mondiale de la Santé (8 µg/L) pour l’eau potable et semblent être concomitants avec des épisodes pluvieux, surtout si ceux-ci suivent une période sèche. La fréquence d’apparition des nonylphénols apparaît plus faible (respectivement 3, 13 et 8 % pour la Seine, l’Oise et la Marne avec une concentration maximale de 1,3 µg/L pour cette dernière) ;
• - Concernant les hormones, recherchées à des concentrations de l’ordre du dixième de nanogramme par litre, il s’avère que l’estrone, métabolite de l’estradiol, est quasi-systématiquement détectée dans les trois cours d'eau à des concentrations allant jusqu'à 1,8 ng/L pour l’Oise. Les trois autres hormones recherchées sont quantifiées occasionnellement à des concentrations plus faibles n’excédant jamais 1 ng/L. L’omniprésence de l’estrone à des concentrations variables semble être liée à sa faible dégradation par l’homme ;
• - Enfin, parmi l'ensemble des 20 substances résidus médicamenteux recherchées, une quinzaine ont été retrouvées, certaines de

façon systématique ou presque dans la ressource et d’autres de manière plus sporadique. Les analgésiques anti-inflammatoires paracétamol et diclofénac, l’antiépileptique carbamazépine, le liporégulateur bezafibrate et l’antibiotique sulfaméthoxazole s’avèrent les résidus médicamenteux les plus fréquemment retrouvés. Les concentrations les plus élevées ont été enregistrées pour le paracétamol (jusqu’à 590 ng/L dans la Seine), celles-ci étant cependant liées au by-pass d’un collecteur d’eaux usées en amont du point de prélèvement. La présence de PE et de RSP dans les milieux terrestres et aquatiques n’est aujourd’hui plus à démontrer. La plupart des études engagées montrent qu’un gradient de concentration est aussi généralement observé entre les eaux usées brutes, les rejets de station d’épuration, les eaux de surface et les eaux souterraines, avec des concentrations observées qui sont, dans le cas des RSP, de l’ordre de (GWRC, 2004) :

• - jusqu’à plusieurs centaines de µg/L en entrée de station d’épuration,
• - à 10 µg/L en sortie de station d’épuration,
• - 0,1 à 1 µg/L dans les eaux de surface,
• - 0,01 à 0,1 µg/L dans les eaux souterraines.

Les concentrations en hormones montrent un gradient similaire avec toutefois des concentrations beaucoup plus faibles (de l’ordre d’un facteur 1 000). Il faut cependant remarquer que les concentrations détectées dans les effluents, voire dans les milieux naturels, dépendent non seulement des caractéristiques et des performances de traitement des stations d’épuration mais également des habitudes de consommation qui varient selon les pays. Dans les ressources en eau, les phénomènes de dilution, de biodégradation naturelle, de dégradation physico-chimique ou d’adsorption sur les particules en suspension et les sédiments conduisent aussi à des concentrations significativement abaissées de ces substances, sauf dans les situations où les effluents représentent une part significative du débit de la rivière. Bien que faibles dans l’absolu, ces concentrations sont néanmoins du même ordre de grandeur que celles susceptibles d’induire des effets perturbateurs endocriniens chez certains poissons, et, du fait de la dilution rapide dans les rivières, cette activité perturbatrice est susceptible de se manifester plus particulièrement dans le panache de sortie des effluents des stations.

Les effets néfastes des rejets de PE dans l’environnement sur les populations des organismes aquatiques et terrestres ne semblent aujourd’hui plus faire de doute. De nombreux exemples démontrent l’impact de ces substances sur les poissons (par exemple : développement incomplet d’organes génitaux, hermaphrodisme, modification du rapport mâles/femelles), les oiseaux (par exemple : amincissement de la coque des œufs) et les mammifères (par exemple : déclin des populations de phoques se nourrissant de poissons contaminés par des PCB). Les stéroïdes et les alkylphénols sont les composés les plus fréquemment incriminés. En ce qui concerne les RSP, de nombreux auteurs parmi lesquels Garric & Ferrari (2004) considèrent que la plupart de ces substances ont une toxicité aiguë relativement moins importante et l’on peut donc s’attendre, du moins chez les mammifères, à ce que les effets ne s’exercent qu’à long terme, avec des effets sub-létaux plutôt que létaux. Ces substances sont néanmoins conçues pour agir sur des processus métaboliques et il ne peut donc pas être exclu, sur la base des connaissances actuelles, qu’à long terme la présence continue de RSP et de leurs métabolites dans l’environnement ne soit source de danger pour des organismes non cibles. De plus, il faut prendre en compte les effets potentiels liés à la présence de mélanges de RSP dans l’environnement ainsi que les phénomènes de bioaccumulation dans les organismes.

Chez l’homme, aucun lien de causalité entre la présence de PE et de RSP dans l’environnement et d’éventuels problèmes de santé humaine n’a encore pu être clairement établi, notamment du fait de l’impossibilité de réaliser des études in vivo et du fait des limites méthodologiques en matière d’études épidémiologiques. Les autorités européennes semblent cependant avoir déjà admis depuis plusieurs années une association possible entre les PE et des pathologies de plus en plus fréquentes, telles que les cancers des testicules, du sein ou de la prostate, la baisse de la fertilité masculine, les malformations d’organes reproducteurs, les dérèglements thyroïdiens (CSTEE, 1999). Il est cependant important de préciser que l’exposition à ces composés peut se faire également via l’air, le sol, les sédiments, la nourriture et les produits manufacturés (ex. : certains plastiques). Pour les humains comme pour la plupart des animaux, c’est l’alimentation qui est considérée comme la source d’exposition majeure, en particulier les produits laitiers (y compris le lait maternel pour le nourrisson), les viandes, le poisson, mais aussi les légumes (WHO, 2002). La production d’hormones estrogènes par l’organisme et les doses thérapeutiques des médicaments préconisés aux patients dépassent aussi de plusieurs ordres de grandeur les valeurs de ces substances rencontrées dans l’environnement. L’eau potable ne constitue donc a priori qu’une voie mineure d’exposition aux PE et aux RSP.

Aujourd’hui, tout le monde s’accorde à dire qu’il y a des besoins conséquents en termes de recherche si l’on veut être en mesure de mieux évaluer et maîtriser les risques sanitaires et environnementaux liés aux PE et aux RSP. Les besoins les plus fréquemment exprimés incluent :

• - Acquérir des données sur les polluants majeurs et développer les connaissances concernant le devenir de ces molécules dans l’environnement et le transfert des substances concernées entre les milieux (eau, sédiments, boues, sol, etc.) ;
• - Élucider les mécanismes d’action des substances chimiques sur les systèmes endocriniens des animaux et de l’être humain afin de mieux comprendre comment les PE interfèrent avec le processus de reproduction et de développement des organismes ;
• - Investiguer les relations dose-effet pour les différentes substances et les fenêtres critiques d’exposition ;
• - Développer des outils analytiques de détection de ces composés ou de leurs effets, notamment des outils globaux de type biologique ;
• - Réaliser des études du milieu naturel afin d’évaluer l’impact des PE et RSP à l’échelle des populations aquatiques et non pas seulement des individus ;
• - Analyser le risque lié aux métabolites, aux autres produits de transformation ainsi qu’aux multi-expositions.

Du point de vue des professionnels de l’eau, les besoins exprimés incluent aussi :

• - Acquérir des données sur la présence de ces molécules dans les eaux usées (entrée et sortie de STEP, boues) et dans les ressources.

Sources utilisées pour la production d’eau potable ;

• - Évaluer l’efficacité des chaînes de traitement pour éliminer ces composés et adaptation éventuelle des filières ;
• - Développer d’éventuels traitements complémentaires pour l’élimination des substances les plus réfractaires.

Efficacité des filières de traitement

Les effluents des stations municipales conventionnelles de traitement des eaux résiduaires (STEP) sont aujourd’hui considérés comme l’un des points d’entrée principaux des PE et des RSP dans l’environnement. Dans ce contexte, il est important de connaître l’efficacité d’élimination de ces substances par les installations d’épuration des eaux usées. Des études réalisées sur les RSP dans le cadre du projet européen Poséidon (Ternes, 2004) sur 12 composés ont montré que certains phénomènes peuvent conduire à l’élimination des contaminants de la phase eau, lors du passage par la station d’épuration (traitements biologiques). Selon les propriétés des composés, ils peuvent être biodégradés, adsorbés sur les boues ou volatilisés. Une biodégradation significative a été observée par exemple avec l'ibuprofène, le bézafibrate, l’iopromide, les antibiotiques sulfaméthoxazole et roxithromycine, et l’éthinylestradiol. Pour la plupart de ces composés, les essais ont montré que l’âge des boues est un paramètre déterminant (élimination peu significative par les stations à forte charge où l’âge des boues est inférieur à 4 jours). La carbamazépine, principal antiépileptique utilisé en France, et le diazépam sont par contre particulièrement persistants et ne sont quasiment pas éliminés, ce qui en fait des traceurs idéals de contamination par des eaux usées.

En ce qui concerne les PE, une étude récente réalisée en collaboration entre Veolia Environnement (Anjou Recherche et le Centre d’Analyses Environnementales) et Suez Environnement (CIRSEE) avec le soutien de l’ADEME a permis d’évaluer les quantités de perturbateurs endocriniens dans les boues et dans l'eau en entrée et en sortie de plusieurs stations d’épuration représentatives du parc français (taille, procédés de traitement, …) (Janex-Habibi et al., 2006). Les résultats montrent que 75 % des hormones sont dans la phase eau. La distribution des concentrations en hormones dans les effluents bruts de stations est la suivante : estrone > 17β-estradiol > 17α-estradiol >> éthynilestradiol. Les traitements biologiques sont les plus efficaces pour l’élimination des hormones naturelles de la phase eau et moins de 30 % de celles-ci sont transférées dans les boues. Les alkylphénols dans les eaux brutes montrent une prédominance du nonylphénolmonoethoxylate (NP1EO) et du nonylphénoldiethoxylate (NP2EO) par rapport au nonylphénol (NP) et surtout à l’octylphénol. Ces alkylphénols sont bien éliminés de la phase eau mais 75 % de ces agents de surface et notamment le NP1EO et le NP sont transférés à la phase solide, traduisant probablement une dégradation d’alkylphénols à longue chaîne.

À titre d’exemple, les pourcentages d’élimination de différentes hormones sur une station de traitement des eaux usées (effluent constitué à 90 % d’eaux usées domestiques et 10 % d’eaux industrielles) par biomasse fixée (procédé Biostyr®) pour l’élimination du carbone et de l’azote sont présentés sur la figure 2. Les pourcentages d’élimination de l’estrone, du 17α- et du 17β-estradiol sont supérieurs à 95 % et quelquefois proches de 99 %. Par contre l’éthynilestradiol apparaît comme le composé le plus réfractaire au traitement biologique avec un taux d’élimination variant de 40 à 70 %. Les niveaux de rejet pour les quatre hormones étudiées sont présentés dans la figure 3. L’éthynilestradiol, substance à fort pouvoir estrogénique, est rejetée dans le milieu récepteur à des concentrations comprises entre < 0,4 et 1 ng/L.

Ces résultats montrent une bonne efficacité du biofiltre pour l’élimination des hormones avec, dans certains cas, des teneurs après traitement inférieures aux limites de quantification des méthodes. Ces performances sont similaires à celles obtenues avec des procédés à boues activées conventionnels ou avec des procédés faisant appel à des membranes (Clara et al.,

[Figure : Figure 2 : Pourcentage d’élimination des hormones analysées au cours du traitement biologique des eaux résiduaires urbaines (procédé Biostyr®).]

[Figure : Figure 3 : Concentrations moyennes d’hormones mesurées dans les rejets de la station d’épuration étudiée.]

Le faible temps de séjour hydraulique (3 à 7 heures en moyenne comparé aux 8-12 heures pour les réacteurs à boue activée) serait en grande partie compensé par une forte concentration de biomasse active dans le réacteur associée à un âge de boue plus élevé.

Cependant, même avec des taux d’abattement supérieurs à 99 % (pour l’estrone par exemple) et en fonction de la concentration dans l’influent, les hormones naturelles ainsi que l’éthynilestradiol restent encore détectables et quantifiables. On ne peut donc exclure que la mise en évidence d’impacts significatifs des rejets d’assainissement sur la biodiversité ne conduise à la mise en place, dans les années à venir, de traitements plus poussés des eaux usées.

Un exemple de résultats obtenus lors de tests d’efficacité des procédés d’oxydation réalisés sur des effluents de station d’épuration (figure 4) démontre que l’ozonation à faible dose permet de réduire de manière significative les concentrations d’hormones rejetées dans l’environnement.

La prévention et l’évaluation des risques sanitaires nécessitent aussi de connaître le devenir des PE et des RSP au travers les filières de traitement d’eau potable. Nombreuses études à l’échelle laboratoire, pilote, et sur site ont donc également été menées pour évaluer la performance des étapes de traitement pour la production d’eau potable vis-à-vis de l’élimination des PE et des RSP. La plupart des études montrent que l’on peut attendre des chaînes de traitement complètes (multi-barrière), généralement installées pour le traitement des eaux de surface, et qui comportent des étapes de clarification, ozonation, filtration sur charbon actif, et désinfection finale, une bonne performance d’élimination de ces substances (EPA, 2001 ; Westerhoff et al., 2005). L’étude réalisée par le SEDIF, avec Veolia Eau (Le Carpentier et al., 2008), confirme d’ailleurs ces résultats puisqu’à ce jour aucune des substances PE et RSP recherchées n’a été détectée dans l’eau en sortie des usines de Choisy-le-Roi, Neuilly-sur-Marne et Méry-sur-Oise.

Il apparaît notamment que le charbon actif et la nanofiltration ont généralement une bonne efficacité sur l’ensemble des substances. L’ozonation, et la désinfection finale par le chlore ou le dioxyde de chlore sont également efficaces sur certaines substances, notamment les antibiotiques et les œstrogènes. Pour tous les procédés d’oxydation, des questions subsistent cependant en ce qui concerne la formation de sous-produits.

produits. Les membranes basse pression en revanche (micro ou ultrafiltration) n’ont pas d’effet sur l’élimination de ces molécules, trop petites pour être retenues. Enfin, l'étape de coagulation-floculation est inefficace dans la plupart des cas. Ces constatations confirment que l'eau de distribution ne représente qu’une source négligeable d'exposition aux PE et RSP en comparaison des autres voies, notamment alimentaire ou thérapeutique. L'Agence de l'eau Seine Normandie a d’ailleurs conclu, lors d'une étude dont l’objectif était de quantifier les risques liés à la présence dans les principales ressources superficielles de l'Ile de France d’organismes et composés au sujet desquels des interrogations émergent actuellement, qu’il était nécessaire de centrer les efforts de mesure sur les agents de contamination microbiologique plutôt que sur les agents chimiques tels les RSP et les PE (Chabanel et al., 2006).

La Directive Cadre sur l'Eau et sa déclinaison en France a déjà pris en compte l’effet des perturbateurs endocriniens parmi d'autres critères pour établir la liste de substances prioritaires.

Les produits sélectionnés sont cohérents avec l'état actuel des connaissances sur ces effets mais ne couvrent qu'une partie des sources identifiées et il est difficile d’évaluer les bénéfices réels qu’on peut en attendre sans avoir de meilleurs outils d’évaluation du risque.

Il est donc important que des efforts de recherche fondamentale substantiels soient poursuivis pour compléter les outils décisionnels. Il faut parallèlement renforcer l'état des lieux écologiques vis-à-vis de ces critères afin d’être en mesure d’évaluer les risques ainsi que l'efficacité des mesures prises.

Conclusions

En conclusion, l'impact des perturbateurs endocriniens sur la faune aquatique par les rejets, notamment domestiques, est une réalité assez fréquente en Europe, même si les conséquences sur les populations et dans l’espace peuvent être limitées. Dans l'état des connaissances actuelles, les substances étant pour une grande part responsables de ces cas constatés sont les stéroïdes naturels et de synthèse et la famille des alkylphénols. Au regard de ces substances, les résidus des substances pharmaceutiques ont un impact écologique sans doute plus faible. Les phénomènes mis en évidence s’avèrent cependant d’une très grande complexité et beaucoup de mécanismes restent à découvrir et font l'objet de projets de recherche.

Un grand nombre de résultats ont déjà été accumulés concernant l’occurrence, les concentrations dans l'environnement et l'efficacité des filières d’épuration des eaux usées ou de potabilisation des eaux de surface concernant ces substances, notamment les estrogènes. Des niveaux de dégradation significatifs de la plupart de ces composés sont obtenus au travers des stations d’épuration conventionnelles qui peuvent être, au besoin, complétées par des traitements faisant intervenir, par exemple, l'oxydation par l’ozone. Les traitements multi-barrières utilisés pour potabiliser les eaux de surface, notamment ceux intégrant des traitements d’affinage tels que l’adsorption sur charbon actif, ou l’oxydation, sont généralement très performants pour éliminer ces perturbateurs endocriniens. La plupart des spécialistes s’accordent aujourd’hui pour considérer que le risque sanitaire pour les populations consommant l'eau de distribution publique à partir de ressources souterraines protégées ou de ressources superficielles correctement traitées est négligeable.

En l’état des connaissances, la mise en place de nouvelles limites de qualité des eaux distribuées concernant ces substances ne semble guère pertinente aujourd'hui. Une maîtrise efficace des risques associés à la présence éventuelle de ces substances dans les ressources utilisées pour la production d’eau potable doit plutôt intégrer des actions de gestion préventive des risques de type HACCP (intégrées ou non dans une démarche de certification ISO 22 000) ou Water Safety Plans tel que préconisé par l’OMS dans sa dernière édition des recommandations pour l’eau de distribution.

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