Risques sanitaires associés aux traceurs fluorescents utilisés en hydrologie

ARTICLE

Auteur(s) : Jean Carré¹, Michel Joyeux², Antoine Montiel³

¹École nationale de santé publique (ENSP), Département EGERIES, avenue du professeur Léon Bernard, 35043 Rennes cedex
²Eaux de Paris, rue Victor Schoelcher, 75014 Paris
³16, rue Paul Carle, 94600 Choisy

Article reçu le 30 Mai 2007, accepté le 1 Octobre 2007

Produits utilisés

Parmi ces produits, la fluorescéine et les rhodamines sont les plus fréquemment mises en œuvre. Néanmoins, l’utilisation des stilbènes, agents de blanchiment optique provenant de l’industrie papetière, tend à se développer.

Tableau 1 Traceurs fluorescents les plus couramment utilisés.
Table 1 Most commonly used fluorescent tracers.

Dangers

Il n’existe aucune information concernant ces molécules dans les bases de données toxicologiques internationales - ATSDR, US EPA, RIVM, Health Canada, NSF International, ITER (voir glossaire, page 451). Sur le site du Centre international de recherche contre le cancer (CIRC) des informations sont disponibles uniquement pour la rhodamine B et l’éosine.

Des informations toxicologiques figurent en revanche dans certaines publications et dans les bases concernant la santé au travail ainsi que dans certaines fiches accompagnant les produits industriels.

Les informations disponibles sont présentées ci-après.

Colorants xanthéniques

Fluorescéine

McEneyrney [10] rapporte l’absence d’effets tératogènes chez le lapin après l’injection de fluorescéine à des doses comparables à celles utilisées chez l’homme comme agent de diagnostic en ophtalmologie (angiographie de la rétine).

Lutty [11] et Salem [12] ont montré qu’une unique injection intraveineuse de fluorescéine chez la souris ne produit pas d’effets embryotoxiques ni d’effets tératogènes. Cependant, cette substance traverse le placenta chez l’animal et peut être retrouvée dans le lait maternel chez l’homme.

Les travaux de Yankell [9] indiquent que la fluorescéine concentrée peut présenter une très faible toxicité aiguë pour le rat par voie orale. La DL₅₀ est de 6 720 mg/kg. Ce produit peut entraîner une irritation oculaire chez le lapin et, par inhalation, une exposition excessive peut provoquer une légère irritation locale.

Un document de la Commission de la santé et de la sécurité au travail du Québec [13] indique que la fluorescéine entraîne une irritation cutanée chez l’animal. L’ingestion à forte dose peut s’accompagner d’une irritabilité, d’une diminution de l’activité motrice, de troubles de la coordination (ataxie) et de diarrhée. Plusieurs études suggèrent l’absence d’effet sur le développement de l’embryon.

Du point de vue écotoxicologique, des études de toxicité aiguë et chronique de la fluorescéine sur daphnies (Daphnia pulex) ont été conduites par Walthall et Stark en 1999 [14]. Celles-ci donnent des concentrations inhibitrices 50 (CL₅₀) de 337 mg/L pour la fluorescéine. La fluorescéine est à l’origine d’effets sublétaux. Pouliquen [15] rapporte une concentration létale (CL₅₀) de 997 mg/L pour le turbot.

Phloxine B

Brown et al. [16] n’ont pas signalé d’effet mutagène pour cette substance avec le test d’Ames. La cancérogénicité de la phloxine n’est pas connue, le produit n’est pas classé par le CIRC.

Une toxicité aiguë et chronique pour les daphnies est signalée, la phloxine étant 800 fois plus toxique que la fluorescéine, la CL₅₀ à 48 heures étant de 0,423 mg/L contre 337 mg/L pour la fluorescéine [14]. En revanche, la phloxine ne présente pas d’effets sublétaux, à la différence de la fluorescéine.

Éosine

Brown et al. [16] n’ont pas signalé d’effet mutagène pour cette substance avec le test d’Ames.

L’ingestion d’une solution aqueuse d’éosine par des enfants ou par des personnes démentes est fréquente et sans risque. Il suffit de rincer la bouche et de donner un peu d’eau à boire. Une éventuelle coloration rouge des urines peut se produire³.

Rhodamine B

Des effets contradictoires sont rapportés dans les essais de mutagenèse sur bactéries, une impureté associée au produit pouvant être à l’origine des effets positifs [19]. Des aberrations chromosomiques ont cependant été observées [20] ainsi que des échanges de chromatides sœurs sur des cultures de cellules de hamster. Aucun effet n’est en revanche observé sur une culture de fibroblaste humain.

Aucun effet sur la reproduction n’est signalé pour le rat ou la souris. Hood [21] rapporte que l’injection de rhodamine B chez la souris ne s’accompagne pas d’effets tératogènes contrairement à l’exposition à la rhodamine 6G.

Les études sur l’animal indiquent une toxicité aiguë modérée à forte. La DL₅₀ pour le rat et la souris est de 89,5 à 116 mg/kg par injection et de 174 à 997 mg/kg par voie orale. L’évaluation de la toxicité aiguë montre que la DL₅₀ par voie intrapéritonéale est, chez la souris, plus faible que par voie orale, mais légèrement supérieure chez le rat.

Un rapport de l’US EPA de 1982 [22] signale que la voie principale d’exposition des consommateurs à la rhodamine B est liée à l’usage de cosmétiques et de médicaments.

En présence de nitrites, la rhodamine B peut donner des composés N-nitrosés comme la diéthylnitrosamine (DENA) extrêmement cancérigènes [23]. La formation de ce composé n’est possible que dans les eaux superficielles, les nitrites, forme instable de l’azote, n’étant présents dans les eaux souterraines que dans des conditions particulières et seulement à de très faibles teneurs.

Rochat [24] rapporte que pour les daphnies une concentration de 10 mg/L n’a aucun effet et que la CL₅₀ à 24 heures est de 22 mg/L.

Smart [5] signale pour la rhodamine B liquide une toxicité aiguë pour les poissons. La DL₅₀ est supérieure à 100 mg/L et le développement d’une hyperplasie épithéliale a été observé chez le triton. Pour les daphnies et les guppies, la rhodamine B apparaît plus toxique que l’éosine et la fluorescéine [3].

Rhodamine Wt

Jensen et al. [26] signalent l’absence d’effet de la rhodamine Wt jusqu’à 100 mg/L sur la charge en Escherichia coli ; cependant, Foxworthy et Kneeling, cités par cet auteur, avaient montré l’absence d’effets de la rhodamine B pour des teneurs inférieures à 4 mg/L.

Les tests de mutagenèse effectués sur des cellules d’ovaire de hamster chinois (cellule CHO) montrent un échange de chromatides sœurs à des concentrations de 6 mmol/L et des dommages à l’ADN à 80 mmol/L.

Pour la rhodamine Wt, le CDC/NIOSH⁴ signale une très faible toxicité aiguë chez la souris avec une DL₅₀ de 462 mg/kg par voie intrapéritonéale et de 430 mg/kg par voie intraveineuse.

Comme la rhodamine B, la rhodamine WT peut donner des composés N-nitrosés tels que la diéthylnitrosamine (DENA). À conditions égales, le rendement dans la production de DENA avec la rhodamine Wt est deux fois supérieur à celui obtenu avec la rhodamine B [23].

Pour les daphnies et les guppies, la rhodamine Wt apparaît moins toxique que la rhodamine B mais aussi que l’éosine et la fluorescéine [3].

Sulforhodamines

La DL₅₀ de la sulforhodamine B par voie orale pour le rat est supérieure à 1 000 mg/kg [5].

Les sulforhodamines sont très peu toxiques vis-à-vis des daphnies et des guppies en raison de la présence d’une fonction acide sulfonique [3].

Stilbènes

Expositions

La mise en œuvre, le suivi et l’interprétation des traçages artificiels dans le milieu souterrain ont été largement décrits [28-31]. Le succès d’un traçage dépend de la libération dans le milieu du produit traçant en quantité suffisante mais non excessive pour permettre une détection fiable dès le début de prélèvement et la détermination d’un pas de prélèvement adapté [32, 33]. La détermination de la quantité optimale à injecter, permettant de rester dans des conditions acceptables pour l’environnement et réduisant l’exposition des populations, peut être toutefois délicate. L’opération peut en conséquence être répétée avec un accroissement de la quantité de produit injecté. En revanche, l’introduction de traceur en excès conduit souvent à compromettre l’interprétation de l’essai.

Les figures 1 et 2 présentent deux exemples de courbes de restitution de traceurs dans un système karstique et dans un milieu poreux.

Le traçage en karst (figure 1), réalisé avec l’amino G, s’accompagne d’un pic de concentration observé 19 heures après l’injection et correspondant à une teneur maximale de 45 ng/L. Le pic de concentration est très bref. Au-delà, la concentration diminue fortement, même si l’on observe quelques remontées de concentration qui restent inférieures à 5 ng/L. Malgré l’existence d’une circulation rapide de l’eau par la fissuration, le taux de restitution du traceur, très faible (5,3 %), laisse présager d’autres relargages et une perte définitive de produit.

Le traçage est réalisé dans ce cas en milieu poreux. Malgré une porosité importante de la roche dans ces conditions (20 %), l’adsorption du traceur est importante. Le pic de concentration est moins net qu’en milieu fissuré et la restitution se fait sous forme de bouffées successives (figure 2) dont les teneurs sont peu élevées (20 μg/L).

De manière générale, les suivis des traçages se font sur des durées suffisantes pour permettre l’interprétation, mais la fin de restitution du traceur est rarement observée.

Le retard à la restitution des traceurs, bien décrit dans la littérature, provient, dans le karst, de vitesses de circulation variables selon l’ouverture des fractures, d’une rétention dans la porosité de la roche et d’une adsorption sur les argiles. Les phénomènes d’adsorption des traceurs fluorescents, très importants en milieu poreux, conduisent en général à recourir à d’autres molécules pour réaliser les traçages.

Les opérations de traçage se présentent comme des opérations de durée limitée et normalement uniques. Il s’agit donc d’une exposition courte qui conduirait à ne s’intéresser qu’aux effets aigus. Ceux-ci sont peu probables en raison des faibles doses auxquelles les consommateurs peuvent être exposés. Les phénomènes de fixation réversible dans les terrains, peuvent en revanche conduire à des effets subchroniques.

La figure 3 présente un exemple de traçage en eau de surface, illustré par la courbe de concentration pour un même traçage à la rhodamine B, effectué sur le Léguer (Côtes d’Armor), avec un suivi du panache sur cinq stations.

En eau de surface, la seule contrainte pour la réalisation d’un traçage est la détermination de la quantité de produit à injecter pour que celui-ci reste visible malgré la coloration naturelle de l’eau. Les quantités utilisées sont en conséquence souvent très importantes (plusieurs centaines de grammes par litre au point d’injection).

Au fil des stations, la durée de passage du panache s’accroît, mais, en revanche, la concentration maximale diminue. La figure 3 montre l’importance de la dilution. Le suivi du devenir du traceur dans le milieu superficiel est aisé, et sauf rétention le long des berges ou stagnation dans des secteurs de calme, celui-ci est exporté totalement vers l’aval. L’exposition à prendre en compte en eau de surface serait plutôt de type aigu.

Il faut rappeler qu’à la différence des eaux souterraines distribuées en général après une simple désinfection, les eaux de surface font l’objet d’un traitement qui permet l’élimination de tout ou partie du traceur. En effet, ces produits facilement adsorbables [2], sont éliminés dans l’étape de coagulation, détruits par l’ozone ou adsorbés lors de la filtration sur charbon actif.

Caractérisation des risques

En l’absence de valeurs toxicologiques de référence, l’US EPA et un groupe de travail allemand ont développé deux approches pour se prononcer sur les risques liés à l’utilisation de ces produits et définir des conditions de mise en œuvre.

L’étude américaine [34] s’est intéressée à 13 molécules. Leur toxicité a été évaluée par l’Office des substances toxiques de l’EPA selon la méthode SAR (structure activity relationship) développée pour évaluer la toxicité de produits industriels [35, 36]. Cette méthode permet de prédire le potentiel toxique d’une molécule à partir de sa configuration chimique, des données toxicologiques disponibles sur des produits analogues testés expérimentalement, et en utilisant des algorithmes prenant en compte l’activité biologique. L’évaluation réalisée s’appuie sur des effets cancérogènes, mutagènes, sur les données de toxicité aiguë, chronique et de neurotoxicité, sur les altérations du développement et de la reproduction ainsi que sur des effets écotoxiques. Un niveau de risque est attribué à chacun des produits en fonction de la gravité possible des effets. Les résultats de l’étude sont présentés dans le tableau 3.

L’évaluation réalisée par l’EPA montre qu’au regard de la santé humaine et de l’écotoxicité, l’utilisation des traceurs étudiés ne s’accompagne que d’un niveau de risque faible à modéré. Toutefois, cette étude ne prend pas en compte les effets liés aux produits de dégradation des traceurs, ni aux synergies possibles avec d’autres composés présents dans l’eau.

Aucun des traceurs fluorescents ne peut présenter un risque significatif pour la santé si la concentration dans l’eau est maintenue à une valeur inférieure à 2 mg/L durant 24 heures au point de captage. Cette concentration se situe en dessous des niveaux de toxicité aiguë pour les organismes aquatiques.

Partant des travaux de Smart [5, 37], un groupe de travail mis en place par l’Agence fédérale pour l’environnement en Allemagne [38] dont les résultats sont synthétisés par Behrens et al. [39] s’est intéressé à 17 traceurs dont 11 traceurs fluorescents, à savoir : la fluorescéine, l’éosine, la sulforhodamine B, l’amino G, la rhodamine Wt, la rhodamine B, la rhodamine 6G, le naphthionate de sodium, la pyranine, le Tynopal CBS-X et le Tynopal ABP. Ces produits ont fait l’objet d’essai de génotoxicité (mutations sur Salmonella et analyses des aberrations chromosomiques) et d’écotoxicité (test poisson et test daphnies). Les résultats figurent dans le i>tableau 4.

Au regard de leurs effets génotoxiques et écotoxiques, l’usage des produits a été discuté. Les recommandations faites par le groupe pour l’utilisation de ces traceurs sont présentées dans le tableau 5.

Tableau 3 Niveaux de risque associés à l’utilisation des traceurs fluorescents.
Table 3 Levels of risk associated with the use of fluorescent tracers.

Conclusions

Les résultats des études, parfois contradictoires, pourraient s’expliquer par la présence d’impuretés dans les produits utilisés.

Les informations disponibles ne montrent pas pour autant de risque significatif pour la santé du consommateur pour un niveau d’exposition correspondant aux concentrations susceptibles d’être retrouvées dans l’eau. Les substances utilisées n’ont pas montré d’effets cancérigènes chez l’animal.

Les traçages correspondent à des opérations qui s’étalent sur quelques jours, voire quelques semaines, le pic de concentration du produit ne durant que quelques heures. Il serait alors plutôt légitime de s’intéresser aux effets aigus. Néanmoins, les doses auxquelles les consommateurs peuvent être exposés sont, sauf accident, très faibles. Cependant ces opérations sont parfois répétées et les relargages que subit un traceur dans le milieu souterrain, tout particulièrement en milieu poreux, conduit à allonger considérablement la durée d’exposition au produit. Les effets liés à une exposition subchronique ne peuvent être totalement écartés pour certains traceurs comme la rhodamine B qui est capable d’induire une activité génotoxique in vitro.

L’absence de VTR pour ces molécules exclut toute évaluation quantitative des risques.

L’évaluation des risques réalisée par l’US EPA montre que les traceurs colorants peuvent être utilisés sans risque pour la santé dès que la quantité de produit au robinet du consommateur ne dépasse pas une concentration de 1 à 2 mg/L durant 24 heures. Il s’agit toutefois d’une approche reposant sur la comparaison de propriétés des traceurs avec celles de molécules dont la toxicité est connue et considérée comme applicable à certains traceurs. L’approche proposée repose donc sur l’expérience et le jugement d’un groupe d’experts. Par ailleurs, les arguments retenus par les auteurs pour cette évaluation ne sont pas tous présentés dans les documents.

La position allemande fondée sur un classement des produits en fonction de l’existence ou non de données toxicologiques et des résultats négatifs pour certains tests, conduit à ne pas recommander l’emploi de certaines molécules. Cette position prive l’hydrologue de traceurs intéressants et peut conduire parfois à leur préférer des traceurs non fluorescents, présentés comme « propres » et qui peuvent poser d’autres problèmes. Il en est ainsi des bromures qu’il est nécessaire d’injecter à des concentrations élevées en raison de la teneur naturelle dans les eaux (0,1 à 2 mg/L) et qui à l’occasion de la désinfection de l’eau conduisent à la formation de trihalométhanes (THM) bromés.

Au vu des informations disponibles, toutes les molécules paraissent utilisables sans restriction particulière, même si certaines d’entre elles, telles que la fluorescéine ou les stilbènes, paraissent plus anodines que d’autres.

Cela n’exclut pas d’adapter la quantité de produit à l’objectif, en prenant en compte l’importance du réservoir et du flux superficiel ou souterrain pour éviter que de fortes concentrations parviennent jusqu’au robinet du consommateur. La détection de ces molécules jusqu’à de très faibles concentrations facilite cette adaptation. Par ailleurs, pour éviter la répétition des traçages, ceux-ci doivent être réalisés par des intervenants compétents.

Enfin, les traçages correspondent à des opérations brèves qui permettent éventuellement de ne pas utiliser l’eau tracée pour la boisson ; cela s’applique tout particulièrement aux eaux superficielles dont le prélèvement peut être momentanément interrompu.

Références

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