Occurrence de sous-produits émergents dans l'eau potable ozonée : cas des acétaldéhydes halogénés

(1)

Occurrence de sous-produits émergents dans l’eau

potable ozonée : cas des acétaldéhydes halogénés

Thèse

Jianan Gao

Doctorat en aménagement du territoire et développement régional

Philosophiæ doctor (Ph. D.)

(2)

Occurrence de sous-produits émergents dans l’eau

potable ozonée : cas des acétaldéhydes halogénés

Thèse

Jianan Gao

Sous la direction de :

Manuel J. Rodriguez, directeur de recherche

François Proulx, codirecteur de recherche

(3)

Résumé

La désinfection de l’eau potable par le chlore permet d’inactiver les micro-organismes pathogènes et de contrôler la croissance microbienne au cours du transport de l’eau dans le réseau de distribution municipal. En présence de la matière organique et inorganique dans l’eau brute, ce procédé de traitement conduit à la formation de sous-produits de la désinfection (SPD) incluant les trihalométhanes (THM) et les acides haloacétiques (AHA) qui sont réglementés. Afin de respecter les normes pour ces SPD formés au cours de la chloration, les rayons ultraviolets et d’autres oxydants tels que l’ozone, le dioxyde de chlore ou la chloramine peuvent être utilisés comme désinfectants alternatifs pour la désinfection primaire.

L’ozonation est communément appliquée durant la production d’eau potable non seulement pour permettre la diminution de la teneur en SPD réglementés mais aussi en raison de sa puissance comme désinfectant et oxydant. Néanmoins, compte tenu de courte demi-vie de l’ozone dans l’eau (l’ozone n'a pas d'effet rémanent), son utilisation requiert l’application de chlore ou de chloramine suivant l’ozonation afin de s’assurer la sécurité de l’eau distribuée. Toutefois, ce scénario de désinfection de l’eau potable (ozone-chlore/chloramine) favorise la formation des acétaldéhydes halogénés (halogenated acetaldehydes, HAL). Ces derniers attirent de plus en plus d’attention dans les dernières années en raison de leur abondance (troisième plus grande famille de SPD) et de leur cytotoxicité élevée. La présente thèse s’est donc consacrée à améliorer les connaissances sur la présence et la variabilité spatio-temporelle des HAL dans les réseaux d’aqueduc ainsi que sur les niveaux d’exposition de la population à ces contaminants dans les eaux potables désinfectées à l’ozone.

Dans un premier temps, différents paramètres (pH, agent de conservation et durée de conservation) ont été optimisés pour la conservation des échantillons afin d’analyser les acétaldéhydes trihalogénés (trihalogenated acetaldehydes, THAL) et acétaldéhydes dihalogénés (dihalogenated acetaldehydes, DHAL) par une méthode analytique consolidée qui a été validée en laboratoire. Par la suite, quatre campagnes d’échantillonnage ont été réalisées sur deux ans (entre 2017 et 2019) au sein de deux systèmes d’eau potable sélectionnés comme cas à l’étude. La première campagne d’échantillonnage s’est échelonnée sur une année et a généré une base de données robuste sur le comportement de HAL dans les usines de traitement d’eau potable (UTEP) et leur variabilité spatio-temporelle dans les réseaux de distribution. À la suite de cette campagne, la relation entre l’ozonation et la variation de HAL dans l’eau traitée a été évaluée pendant un mois via une campagne d’échantillonnage intensive, dans une UTEP où les changements de pratique de l’ozonation avaient lieu. Finalement, deux autres campagnes d’échantillonnage ont été effectuées pour évaluer les effets de manipulations domestiques de l’eau sur la concentration de HAL à laquelle la population est exposée. Les résultats obtenus ont permis d’identifier les facteurs contribuant à la formation de HAL dans l’eau potable et de déterminer les stratégies de manipulation domestique pour réduire l’exposition aux HAL via l’eau potable. En

(4)

se basant sur les concentrations de THM, la prédiction de la concentration de THAL est devenue possible grâce aux fortes corrélations entre les concentrations de THM et de THAL dans les deux systèmes d’eau potable à l’étude.

(5)

Abstract

Disinfection of drinking water with chlorine results in the inactivation of targeted pathogens and the control of microbial growth during the transportation through the distribution system, while in the presence of naturally occurring organic and inorganic matter, disinfection by-products (DBPs) are formed. For instance, trihalomethanes (THMs) and haloacetic acids (HAAs) are regulated in many countries. In order to meet the regulations, ultraviolet irradiation and other oxidants such as ozone, chlorine dioxide or chloramines are used as alternative disinfectants for primary disinfection.

Ozonation is commonly applied during water treatment not only due to the intended reduction in the levels of regulated THMs and HAAs but also its numerous advantages as oxidant and disinfectant. However, the use of chlorine or chloramines following ozonation is generally required to ensure the safety of drinking water in distribution systems due to the short half-life of ozone. Unfortunately, this disinfection scenario (ozone-chlorine/chloramines) promotes the formation of halogenated acetaldehydes (HALs), which attract more and more attention in the last years due to their abundance in drinking water (third largest group of identified DBPs by weight) and their relatively high cytotoxicity. This thesis is therefore devoted to improving the knowledge about the occurrence and spatio-temporal variability of HALs as well as the levels of human exposure to these contaminants in ozonated drinking water.

First, various parameters (pH, quenching agent and sample holding limit) were optimized for sample preservation in order to analyze trihalogenated acetaldehydes (THALs) and dihalogenated acetaldehydes (DHALs) using a consolidated analytical method. Subsequently, four sampling campaigns were conducted over two years (between 2017 and 2019) in two drinking water systems. The first one-year sampling campaign generated a robust database of HALs regarding their behavior in drinking water treatment plants (DWTPs) and the spatio-temporal variability in distribution networks. Then the relationship between ozonation and HAL variation in treated water was assessed during a one-month intensive sampling campaign, in a DWTP where changes regarding ozonation procedures occurred. Finally, two more sampling campaigns were carried out to evaluate the effects of household tap water handling on the exposure of HALs. The results allow to identify the contributing factors to HAL formation in drinking water and to determine strategies of household handling for the control of HAL exposure via drinking water. The prediction of the occurrence of THALs based on THMs was made possible because of the strong correlations between THM levels and THAL levels in both drinking water systems.

(6)

Table des matières

Résumé ... ii

Abstract ... iv

Table des matières ... v

Liste des tableaux ... x

Liste des figures ... xii

Liste des abréviations ... xvi

Remerciements ... xx

Avant-propos ... xxii

Introduction ... 1

0.1 Mise en contexte ... 1

0.2 Objectifs et hypothèses ... 8

0.3 Démarche méthodologique de la thèse ... 10

0.4 Études de cas ... 12

0.5 Approches expérimentales et travaux de terrain ... 13

0.6 Références de l’introduction ... 17

Chapitre 1 - Halogenated acetaldehydes in water: A review of their occurrence, formation, precursors and control strategies ... 28 Résumé ... 28 Abstract ... 28 1.1 Introduction ... 28 1.2 Analysis of HALs ... 33 1.2.1 Sample preservation ... 33 1.2.2 Sample extraction ... 34 1.2.3 Instrumental analysis ... 34

1.3 HAL occurrence in water ... 35

1.3.1 Occurrence of HAL in wastewater and source waters ... 35

1.3.2 Occurrence of HALs in drinking water ... 37

1.3.2.1 Measured levels and their seasonal and spatial variations ... 37

1.3.2.2 Effect of bromide on the speciation of HALs ... 41

1.3.2.3 Effect of water source on the occurrence of HALs ... 42

1.3.2.4 Effect of other environmental factors on the occurrence of HALs... 43

(7)

1.4 Toxicity of HALs... 46

1.4.1 Cytotoxicity ... 46

1.4.2 Genotoxicity ... 47

1.5 HAL formation based on different disinfection strategies ... 48

1.5.1 HAL formation during chlorination ... 48

1.5.2 HAL formation during chloramination ... 50

1.5.3 Effects of ozonation ... 52

1.5.4 Effects of UV irradiation ... 52

1.5.5 Effects of other oxidants ... 53

1.6 HAL precursors... 54

1.6.1 HAL formation from chlorination of model precursors ... 54

1.6.2 HAL formation from bulk organic matter and inorganic precursors... 55

1.6.3 Origin of HAL precursors in source waters ... 56

1.7 Control and removal of HALs and their precursors ... 57

1.7.1 Coagulation optimization for the removal of HAL precursors... 58

1.7.2 Biological filtration for HAL control ... 58

1.7.3 HAL control by photolysis ... 59

1.7.4 HAL control by other treatment processes ... 60

1.7.5 HAL control by household treatment ... 61

1.8 Summary and research needs associated with HALs ... 62

1.9 References ... 66

Chapitre 2 - Synergistic effects of quenching agents and pH on the stability of regulated and unregulated disinfection by-products for drinking water quality monitoring ... 84

Résumé ... 84

Abstract ... 85

2.1 Introduction ... 85

2.2 Materials and methods ... 88

2.2.1 Reagents and standards ... 88

2.2.2 Analysis of DBPs ... 89

2.2.3 Experimental scenarios ... 90

2.2.3.1 Simulated water matrix preparation ... 90

2.2.3.2 Analyte stability in chlorine-free water matrix ... 90

(8)

2.2.3.4 Long-term analyte stability in drinking water from tap ... 91

2.3 Results and discussion ... 92

2.3.1 Effects of pH and quenching agent on analyte stability ... 92

2.3.2 Effects of quenching agent and residual chlorine on sample preservation ... 96

2.3.3 Long term stability study ... 102

2.3.4 Synergistic effects of quenching agent and pH ... 107

2.4 Conclusions ... 107

2.5 Acknowledgements ... 108

2.7 Supplementary information ... 112

Chapitre 3 - Occurrence and spatio-temporal variability of halogenated acetaldehydes in full-scale drinking water systems ... 128 Résumé ... 128 Abstract ... 128 3.1 Introduction ... 129 3.2 Methodology ... 131 3.2.1 Case study... 131 3.2.2 Sampling strategy ... 133 3.2.3 Analytical procedures ... 133 3.2.4 Statistical analysis ... 134

3.3.1 Water quality and operational parameters in two DWTPs ... 135

3.3.2 Occurrence of HALs ... 137

3.3.2.1 Formation of HALs during drinking water treatment ... 137

3.3.2.2 Occurrence and speciation of HALs in drinking water (treated and distributed waters) ... 138

3.3.3 Temporal variability of HALs ... 142

3.3.4 Spatial variability of HALs ... 146

3.3.5 Correlations between HAL concentrations and other parameters ... 153

3.7 Supplementary information ... 163

Chapitre 4 - Effects of ozonation strategies on the formation and speciation of halogenated acetaldehydes and trihalomethanes: A full-scale study ... 166

(9)

Résumé ... 166 Abstract ... 167 4.1 Introduction ... 167 4.2 Experiment ... 169 4.2.1 Case study... 169 4.2.2 Sampling strategy ... 170 4.2.3 Analytical procedures ... 171 4.2.4 Statistical analysis ... 172

4.3.1 Water quality and operational parameters ... 172

4.3.2 Effects of ozone on DBP occurrence and speciation ... 176

Chapitre 5 - Effects of domestic handling of drinking water on halogenated acetaldehydes ... 186

Résumé ... 186

Abstract ... 186

5.1 Introduction ... 187

5.2 Methodology ... 189

5.2.1 Sampling strategy and experimental procedures ... 189

5.2.2 Analytical procedures ... 191

5.3.1 Three domestic handling scenarios (2018 campaigns) ... 192

5.3.1.1 Overview of baseline water ... 192

5.3.1.2 Effects of boiling on HALs ... 193

5.3.1.3 Effects of domestic filtration on HALs ... 195

5.3.1.4 Effects of refrigeration on HALs ... 196

5.3.1.5 Effects of domestic handling on HALs according to sampling date and distribution location... 197

5.3.2 Impact of heated water temperatures on HALs (2019 campaigns)... 198

(10)

6.1 Conclusions principales ... 205

6.2 Originalité et retombées de la thèse ... 208

6.3 Limites de la recherche ... 209

6.4 Travaux futurs... 210

Annexe 1 : Méthode analytique utilisée pour l’analyse des HAL ... 212

Annexe 2 : Données brutes des HAL du chapitre 3 ... 213

Annexe 3 : Données brutes des THM du chapitre 3 ... 219

(11)

Liste des tableaux

Tableau 0-1 : Informations sur les principales usines de traitement d'eau potable (UTEP) de la région de Québec (Québec et Lévis)

Tableau 0-2 : Caractéristiques de deux systèmes étudiés dans la région de Québec Table 1-1: HAL analytical methodologies for water samples

Table 1-2: HAL occurrence (µg/L) in source (raw) waters of drinking water treatment plants Table 1-3: Chloral hydrate (CH) occurrence (µg/L) in drinking water

Table 1-4: HAL occurrence (µg/L) in drinking water

Table 1-5: HAL occurrence in swimming pool and other recreational waters Table 2-1: Disinfection by-product (DBP) classes and target analytes

Table 2-2: Repeatability and mean recoveries for the analysis of target DBPs in water samples Table 2-3: Quantities of chemicals used to prepare the simulated water matrix (SWM)

Table 2-4: Conditions for preservation of disinfection by-product samples in chlorine-free water matrices (the table also indicates the abbreviation used for each condition)

Table 2-5: Conditions for preservation of disinfection by-product samples in chlorine-containing (C) water matrices (the table also indicates the abbreviation used for each condition)

Table 3-1: Method quantification limits (MQLs) for DBPs

Table 3-2: Average values for water quality and operational parameters in two drinking water treatment plants (DWTP) (standard deviations in parentheses)

Table 3-3: Concentrations of HAL7 (µg/L) in two drinking water treatment plants (DWTPs) (a) DWTP1; (b) DWTP2

Table 3-4: Pearson correlation coefficients (r) between HAL7 levels and water quality or operational parameters for sites located in DWTP 1 (UV-254, TOC and SUVA at OW; HAL7, temperature and pH at CW) and DWTP 2 (UV-254, TOC and SUVA at FW1; HAL7, temperature and pH at TW) during all sampling campaigns (n = 16) (see Figure 3-1 for details about each sampling point)

Table 3-5: Pearson correlation coefficients (r) between HALs and THMs for sites located in system 1 (from TW to D3B) and system 2 (from TW to D4) during all campaigns (n = 80)

Table 3-S1: Presence of significant differences between seasonal average concentrations of HALs (in µg/L) in (a) system 1; (b) system 2; presence of significant differences between average concentrations of HALs (in µg/L) and free residual chlorine (in mg/L) at multiple locations within (c) system 1; (d) system 2

(12)

Table 4-2: Summary of water quality, precursor removal efficiency and operational parameters under different disinfection conditions (phases) under study (December 13, 2018 to January 14, 2019)

Table 5-1: Scenarios of domestic handling of tap water and subsequent sampling for all the samples collected at system 1 (DS1)

Table 5-2: Method quantification limits (MQLs) of halogenated acetaldehydes (HALs)

Table 5-3: Average chlorine residual levels in baseline water during the study period (standard deviation values shown in parentheses)

(13)

Liste des figures

Figure 1-1: Chemical structures of halogenated acetaldehydes (HALs)

Figure 1-2: Comparison of the Chinese hamster ovary (CHO) cell chronic cytotoxicity index values and acute genotoxicity index values of various DBP chemical classes (The cytotoxicity index: the mean LC50 value of all of the individual compounds of a single class of DBPs. The genotoxicity index: the mean single cell gel electrophoresis (SCGE, comet assay) genotoxic potency value, which is defined by the SCGE tail moment from the individual compounds within a single class of DBPs; From the THMs analyzed, none were genotoxic in the CHO cell assay). (Reprinted with permission from Jeong et al. 2015)

Figure 1-3: Chlorination of aspartic acid (From Trehy et al. 1986)

Figure 1-4: Formation pathway of chloroform from chlorination of alanine (Reprinted with permission from Chu et al. 2009)

Figure 1-5: Chlorination and chloramination of 4-hydroxybenzoic acid (From Chuang et al. 2015)

Figure 2-1: Basic catalysis pathway for trihaloacetonitriles (n = 1,2,3 and X = Cl, Br or I) From Rappoport (1970)

Figure 2-2: Stability of DBPs in chlorine-free water matrices, according to the preservation conditions. (a) TCAN, (b) TCNM, (c) CH, (d) TBAL, (e) TBM (See Tables 2-1 and 2-4 for details on analytes and preservation conditions, respectively; The error bars represent the standard deviation of two replicates)

Figure 2-3: Stability of DBPs in chlorine-containing water matrices, according to the preservation conditions. (a) BCAL, (b) TBM, (c) BDCM, (d) DBCM, (e) 11DCP, (f) 111TCP, (g) CH (See Tables 2-1 and 2-5 for details on analytes and preservation conditions, respectively; BCAL results unavailable under 5N(C) condition due to chromatographic peaks exceeding the highest level of the linear range; The error bars represent the standard deviation of two replicates)

Figure 2-4: Chromatograms of DBPs analyzed on DB-1 column. (a) 3W preservation condition: pH 3.5 in the absence of chlorine residual; (b) 3W(C) preservation condition: pH 3.5 in the presence of unquenched chlorine residual (2 mg/L as free chlorine). Arrows indicate interference peaks due to unquenched chlorine residual. (See Table 2-1 for details of analytes.)

Figure 2-5: DBP stability in tap water fortified with 5 µg/L of target analytes. (a) BDCM, (b) BCAL, (c) DCAL, (d) DBCAL, (e) BCAN, (f) 11DCP, (g) DBAN (See Table 2-1 for analyte details; The error bars represent the

(14)

standard deviation of three replicates) A3 indicates quenching with ascorbic acid at pH 3.5, and N5 indicates quenching with ammonium chloride at pH 5.5

Figure 2-S1: Stability of DBPs in chlorine-free water matrices, according to the preservation conditions. (See Tables 2-1 and 2-4 for details on analytes and preservation conditions, respectively; The error bars represent the standard deviation of two replicates)

Figure 2-S2: Stability of DBPs in chlorine-containing water matrices, according to the preservation conditions. (See Tables 2-1 and 2-5 for details on analytes and preservation conditions, respectively; The error bars represent the standard deviation of two replicates)

Figure 2-S3: DBP stability in tap water fortified with 5 µg/L of target analytes (See Table 2-1 for analyte details; The error bars represent the standard deviation of three replicates) A3 indicates quenching with ascorbic acid at pH 3.5, and N5 indicates quenching with ammonium chloride at pH 5.5

Figure 3-1: Schematic diagrams of the two drinking-water treatment plants (DWTPs) studied, and the sampling points within the plants (in the rectangles) or along their distribution systems (outside the rectangles). The two distribution systems are: (a) system 1, and (b) system 2. The abbreviations are as follows. RW: raw water, SW: settled water, FW: sand-filtered water, FW1: anthracite-sand filtered water, FW2: GAC-sand filtered water, OW: ozonated water, CW: chlorinated water, TW: treated water. For system 1, D1: near plant, D2: mid-system, D3A: end-of-line with no re-chlorination, D3B: end-of-line with re-chlorination. For system 2, D1/D2: near plant, D3: mid-system, D4: end-of-line with re-chlorination. For sampling points in distribution systems, distances from plant exit (TW) to sampling point are indicated in parentheses; distances between different sampling points and distribution reservoir are indicated above the arrows

Figure 3-2: Concentrations of HALs in plant effluents and distribution networks in (a) system 1 (b) system 2 (n = 75 for system 1, n = 79 for system 2; top and bottom boundaries of box = 75th and 25th percentiles, respectively; top and bottom boundaries of whiskers = 90th and 10th percentiles, respectively; line across inside of box = median (50th percentile); HAL7 is the sum of all HALs; see Table 3-1 for details on analytes) Figure 3-3: Variations in average levels of HALs according to season in (a) system 1 and (b) system 2 (see Table 3-1 for details on analytes)

Figure 3-4: Percent contribution (wt/wt) of various HALs to the total sum of HALs (HAL7) during each season in (a) system 1 and (b) system 2 (see Table 3-1 for details on analytes)

Figure 3-5: Temporal variations of HAL7 levels (μg/L) in (a) system 1 and (b) system 2 (see Figure 3-1 and Table 3-1 for details about each sampling point and analytes, respectively)

(15)

Figure 3-6: Temporal variations in the physico-chemical quality of water immediately prior to post-chlorination and operational parameters during the studied period in (a) system 1 and (b) system 2 (see Figure 3-1 for details about each sampling point)

Figure 3-7: Variations in average levels of HALs according to increasing water residence times in (a) system 1 and (b) system 2 (see Figure 3-1 and Table 3-1 for details about each sampling point and analytes, respectively)

Figure 3-8: Percent contribution (wt/wt) of various HALs to the total sum of HALs (HAL7) at each sampling point in (a) system 1 and (b) system 2 (see Figure 3-1 and Table 3-1 for details about each sampling point and analytes, respectively)

Figure 3-9: Spatial variations of HALs according to water temperature. (a) DHAL in system 1, (b) THAL in system 1, (c) DHAL in system 2, (d) THAL in system 2 (see Figure 3-1 for details about each sampling point; error bars represent standard deviation)

Figure 3-10: Spatial variation of bromine incorporation factor (BIF) for HALs and THMs according to increasing water residence times in (a) system 1 and (b) system 2 (see Figure 3-1 for details about each sampling point; error bars represent standard deviation)

Figure 4-1: Schematic diagram of Sainte-Foy drinking-water treatment plant (DWTP); sampling points in the DWTP: RW: raw water, FW: sand-filtered water, OW: post-ozonated water, TW: treated water

Figure 4-2: Variations of surrogates of DBP precursors across Sainte-Foy DWTP in the presence of pre- and post-ozonation (pre-ozonated water was unavailable for sampling); Average values are shown

Figure 4-3: Variations in average levels of HALs according to different phases in Sainte-Foy DWTP (see Table 4-1 for details on analytes)

Figure 4-4: Variations in average levels of THMs according to different phases in Sainte-Foy DWTP (see Table 4-1 for details on analytes; data unavailable for the Phase 4)

Figure 4-5: Variations of bromine incorporation factor (BIF) for HALs and THMs according to different phases in Sainte-Foy DWTP (THM data unavailable for the Phase 4; average values are shown; error bars represent standard deviation)

Figure 5-1: Concentrations of total HALs (HAL7) in baseline water according to location (SP1, SP2 and SP3), sampling date and temperature of finished water

(16)

Figure 5-2: HAL variation in percent, compared to HAL levels in baseline water; positive values indicate an increase, negative values indicate a decrease. Measured after boiling, in scenario DH-S1 (see Table 5-2 for details on analytes; n=14, unavailable data on June 14th, 2018; error bars represent standard deviation) Figure 5-3: Removal of HALs (in percent, compared to HAL levels in baseline water) using domestic water filtration in scenario DH-S2 (see Table 5-2 for details on analytes; HAL7 represents the sum of all HALs; n=15; error bars represent standard deviation)

Figure 5-4: HAL variation (in percent) after refrigeration (4 °C) for 4h and 24h in (a) unfiltered water from scenario DH-S3 compared to baseline water and (b) filtered water from scenario DH-S2 compared to filtered water at 0h (see Table 5-2 for details on analytes; n=15; error bars represent standard deviation)

Figure 5-5: Removal of total HALs (HAL7, in percent, compared to HAL7 levels in baseline water) by water boiling or filtration according to sampling date and temperature of finished water (n=3; error bars represent standard deviation of three sampling locations)

Figure 5-6: Remaining HAL levels in water collected from (a) sampling point 3 (SP3) and (b) sampling point 4 (SP4) and subsequently heated to target temperatures (BL, baseline water; 95 and 90 °C after natural cooling in the laboratory (ambient temperature, ~ 25 °C) from their boiling point (100 °C)). All values are the average of both duplicates

Figure 5-7: HAL variations (in percent, compared to HAL levels in baseline water (BL)) in water collected from (a) sampling point 3 (SP3) and (b) sampling point 4 (SP4) and subsequently heated to target temperatures (95 and 90 °C after natural cooling in the laboratory (ambient temperature ~ 25 °C) from their boiling point (100 °C)). All values are the average of both duplicates

Figure 5-8: Variations in the bromine incorporation factor (BIF) for HALs according to temperature. Water collected from (a) sampling point 3 (SP3) and (b) sampling point 4 (SP4)

(17)

Liste des abréviations

ANOVA analysis of variance

ADN acide désoxyribonucléique AHA acides haloacétiques AOP advanced oxidation process AOX adsorbable organic halogen ΔA272 differential absorbance at 272 nm BAL bromoacetaldehyde (bromoacétaldéhyde)

BCAL bromochloroacetaldehyde (bromochloroacétaldéhyde) BCAN bromochloroacetonitrile

BDCAL bromodichloroacetaldehyde (bromodichloroacétaldéhyde) BDCM bromodichloromethane

BH bromal hydrate

BIF bromine incorporation factor

CAL chloroacetaldehyde (chloroacétaldéhyde) CH chloral hydrate (hydrate de chloral)

CHO Chinese hamster ovary

COC colloidal organic carbon COT carbone organique total

DBAL dibromoacetaldehyde (dibromoacétaldéhyde) DBAN dibromoacetonitrile

DBCAL dibromochloroacetaldehyde (dibromochloroacétaldéhyde) DBCM dibromochloromethane

DBP disinfection by-product

DCAL dichloroacetaldehyde (dichloroacétaldéhyde) DCAN dichloroacetonitrile

(18)

DHALs dihalogenated acetaldehydes (acétaldéhydes dihalogénés)

DLnA350 differential logarithm of dissolved organic matter absorbance at 350nm DOC dissolved organic carbon

DON dissolved organic nitrogen DOM dissolved organic matter DWTPs drinking water treatment plants 11DCP 1,1-dichloro-2-propanone EBCT empty bed contact time ECD electron capture detection

EGMO electrochemically generated mixed oxidants FP formation potential (potentiel de formation) GAC granular activated carbon

GC gas chromatography

HAAs haloacetic acids

HAA8 total concentration of 8 HAAs HALs halogenated acetaldehydes

HAL7 total concentration of 4 THALs and 3 DHALs HANs haloacetonitriles

HKs haloketones

HLC Henry’s Law Constant HNM halonitromethane

HPLC high-performance liquid chromatography HS-SPME headspace solid phase microextraction IAL iodoacetaldehyde (iodoacétaldéhyde) ICR Information Collection Rule

IS internal standard

(19)

MDLs method detection limits

MF microfiltration

MHALs monohalogenated acetaldehydes MLLE micro liquid-liquid extraction MON matière organique naturelle MQLs method quantification limits MRLs method reporting limits

MS mass spectrometry

MTBE methyl tert-butyl ether (éther méthylique de tert-butyle)

MW molar weight

NF nanofiltration

NOM natural organic matter NTU nephelometric turbidity unit OMS Organisation mondiale de la santé POC particulate organic carbon

POU point of use

QSAR quantitative structure-activity relationship RBF riverbank filtration

RO reverse osmosis

RSD relative standard deviation SCGE single cell gel electrophoresis SDS simulated distribution system SIAC silver-impregnated activated carbon SMPs soluble microbial products

SPD sous-produits de la désinfection

SS surrogate standard

(20)

SΔUVA specific differential ultraviolet absorbance SWM simulated water matrix

TBAL tribromoacetaldehyde (tribromoacétaldéhyde)

TBM tribromomethane

TCAL trichloroacetaldehyde (trichloroacétaldéhyde) TCAN trichloroacetonitrile

TCM trichloromethane

TCNM trichloronitromethane

THALs trihalogenated acetaldehydes (acétaldéhydes trihalogénés) THMs trihalomethanes (trihalométhanes)

THM4 total concentration of 4 THMs

TN total nitrogen

TOC total organic carbon 111TCP 1,1,1-trichloro-2-propanone

UV ultraviolet

UF ultrafiltration

USEPA United States Environmental Protection Agency UTEP usine de traitement d’eau potable

UV-254 ultraviolet absorbance at 254 nm WWTPs wastewater treatment plants

(21)

Remerciements

J’aimerais remercier sincèrement mon directeur de thèse, le professeur Manuel J. Rodriguez pour sa confiance en moi avant mon arrivée au Canada et tout au long de mon cheminement doctoral. Son soutien, sa disponibilité étaient un atout pour la réalisation de ce projet de thèse.

De plus, je tiens à remercier mon codirecteur de thèse, le professeur François Proulx qui m’a reçu comme ‘fils adopté’ avec sa patience infinie et son encouragement en tout temps en plus de ses commentaires et suggestions contribuant aussi bien à mon projet de recherche qu’à ma vie dans une belle ville : Québec.

Je tiens à remercier la Chaire de recherche CRSNG en eau potable de l’Université Laval et ses partenaires ainsi que le programme de recherche Tedgieer pour le financement de la thèse.

Ma gratitude s’adresse aussi à d’autres membres de mon jury, Mme. Christine Beaulieu, Mr. Jean-Baptiste Sérodes, Mr. Patrick Drogui pour leurs disponibilités et suggestions durant chaque rencontre qui m’ont permis d’améliorer mes travaux de recherche.

Je voudrais remercier tous le personnel des usines de traitement d’eau potable dans la région de Québec, en particulier à Mr. Guy Desgroseilliers (UTE de Sainte Foy) et Mr. Louis Collin (UTE de Québec) pour leur disponibilité, leur support et leur patience envers moi durant les nombreuses campagnes d’échantillonnage. Leur accueil chaleureux et contribution généreuse (temps précieux) ont rendu mon travail de terrain beaucoup plus facile.

Je souhaite aussi remercier tout le personnel de la Division de la qualité de l’eau de la Ville de Québec. En particulier, je tiens à remercier Isabelle Paré, Richard Lemay, Karine Turquetil, Samira Zambrano, Valérie Gauthier et Christine Galarneau, pour leur gentillesse et leur aide précieuse aux analyses en laboratoire.

Je remercie également Sabrina Simard et Michel Bisping qui m’ont accueilli et m’ont fait intégrer au sein du laboratoire de la Chaire en eau potable où j’ai réalisé la plupart de mes analyses chimiques de ce projet de thèse. Leur patience, leur support et leur disponibilité m’ont permis de m’adapter plus rapidement dans un nouvel environnement de travail. En particulier, ma gratitude s’adresse à Sabrina Simard pour sa compréhension et sa sollicitude aux moments difficiles durant mon projet.

Je remercie tous les étudiants de la Chaire avec qui j’ai travaillé dans le laboratoire, particulièrement, je tiens à remercier Olivier Laflamme qui m’a accompagné au début de ma recherche concernant les aldéhydes et a préparé les solutions de travail avec moi en portant les masques. Je voudrais aussi remercier Antoine Grondin pour son aide et sa disponibilité durant mon stage portant sur les contaminants d’intérêt émergent.

(22)

Aussi, j’aimerais adresser un merci particulier à Justine Basque qui m’a beaucoup aidé dans mes campagnes d’échantillonnage et mes analyses en laboratoire au moment critique de l’acquisition des données (été 2018). Sans son support technique et son aide efficace, je n’aurais pas pu me sortir de plusieurs campagnes en parallèle.

Je souhaite aussi remercier tous les étudiants, tout le personnel et les professeurs de la Chaire, du CRAD et de l’ÉSAD pour leur support et leur gentillesse tout au long de ma thèse et plus particulièrement Claude Lavoie, Jean Dubé, Francine Baril, Willem Fortin, Lyne Béland, Christelle Legay, Jérôme Cerutti, Francis Marleau Donais, Gabrielle Santerre, Pamela Ouellet, Alexandra Bédard, Nicolas Beauchamp, Stéphanie Guilherme, Ianis Delpla, Francis Rioux et Marie-Pier Bresse.

Mes remerciements s’adressent également à ma famille et mes amis pour leur soutien et leurs encouragements. Sans le soutien financier de mes parents jusqu’à la fin de ma maîtrise en France, je n’aurais pas pu être au Canada pour réaliser ce projet de doctorat. Étant influencé et encouragé par ma superviseure de stage en France, Dr. Axelle Leufroy, j’ai pris la décision de poursuivre mes études en n’ayant rien à craindre. L’encouragement de mes meilleurs amis en France, Xiaolin et Yuan est aussi la force motrice pour moi d’avancer dans mes études.

Enfin, j’aimerais remercier ma conjointe, Xinwei, pour son accompagnement quotidien, son sacrifice pour notre vie commune, sa bonne humeur, son énergie et son encouragement à partir du début et jusqu’au bout de mon projet de thèse.

(23)

Avant-propos

Cette thèse est structurée par articles. Elle débute par un chapitre d’introduction présentant l’objectif général et chaque objectif spécifique, ainsi que les hypothèses de recherche. Ensuite, chaque chapitre est constitué d’un article comprenant une introduction, une méthodologie, des résultats avec discussion et une conclusion. Enfin, la présente thèse se termine avec une conclusion générale qui résume les résultats obtenus dans chaque article et qui présente les retombées scientifiques et pratiques, ainsi que les limites, des travaux réalisés et les perspectives pour de futures recherches.

Les informations concernant les articles présentés dans cette thèse se trouveront ci-dessous. Dans tous les cas, l’auteur de la thèse est le premier auteur de chaque article. En tant que directeur (Manuel J. Rodriguez) et codirecteur de recherche (François Proulx), les coauteurs de tous ces articles ont guidé l’auteur de la thèse dans ses travaux de recherche. De plus, ils ont apporté des commentaires et des modifications au cours de la préparation et du processus de publication de chaque article.

(24)

Chapitre 1

– Halogenated acetaldehydes in water: A review of

their occurrence, formation, precursors and control strategies

État de publication :

L’article a été publié en ligne le 2 avril 2019 par la revue Critical Reviews in Environmental Science and Technology.

Jianan Gao, Francois Proulx, Manuel J. Rodriguez (2019): Halogenated acetaldehydes in water: A review of their occurrence, formation, precursors and control strategies, Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 49(14): 1331-1385 DOI: 10.1080/10643389.2019.1571353

Modification entre la version intégrée et la version publiée :

À l’exclusion des numérotations des sections, figures, et tableaux qui ont été ajustées pour respecter les règles de mise en forme de la thèse, aucune modification n’a été effectuée dans la version intégrée par rapport à l’article original.

Description de la contribution de l’auteur de la thèse :

À titre de premier auteur de l’article, l’auteur de la thèse a réalisé la recherche bibliographique, la préparation de tous les tableaux et figures et la rédaction de la version préliminaire de l’article. De plus, il a effectué toutes les modifications nécessaires suggérées par les coauteurs, les réviseurs linguistiques et les réviseurs de la revue au cours de la préparation de la version finale en vue de la publication.

(25)

Chapitre 2

– Synergistic effects of quenching agents and pH on

the stability of regulated and unregulated disinfection by-products

for drinking water quality monitoring

État de publication :

L’article a été soumis à la revue Environmental Monitoring and Assessment. Il a été évalué et la version révisée a été envoyée à l’éditeur de la revue le 30 novembre 2019.

Modification entre la version intégrée et la version publiée :

À l’exclusion des numérotations des sections, figures, et tableaux qui ont été ajustées pour respecter les règles de mise en forme de la thèse, aucune modification n’a été effectuée dans la version intégrée par rapport à l’article soumis.

Description de la contribution de l’auteur de la thèse :

À titre de premier auteur de l’article, l’auteur de la thèse a planifié l’ensemble des tests de conservation, a réalisé l’analyse des échantillons obtenus, assisté par la professionnelle de recherche et les auxiliaires de recherche de laboratoire de la Chaire de recherche en eau potable de l’Université Laval (CREPUL). De plus, il a analysé les résultats, a préparé les figures et les tableaux, a rédigé la version préliminaire de l’article et a réalisé les modifications suggérées par les coauteurs, les réviseurs linguistiques et les réviseurs de la revue au cours de la préparation de la version finale en vue de la publication.

(26)

Chapitre 3

– Occurrence and spatio-temporal variability of

halogenated acetaldehydes in full-scale drinking water systems

État de publication :

L’article a été publié en ligne le 22 juillet 2019 par la revue Science of the Total Environment.

Jianan Gao, Francois Proulx, Manuel J. Rodriguez (2019): Occurrence and spatio-temporal variability of halogenated acetaldehydes in full-scale drinking water systems, Science of The Total Environment, Volume 693, 133517, ISSN 0048-9697, https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.07.323.

Modification entre la version intégrée et la version publiée :

À l’exclusion des numérotations des sections, figures, et tableaux qui ont été ajustées pour respecter les règles de mise en forme de la thèse, aucune modification n’a été effectuée dans la version intégrée par rapport à l’article original.

Description de la contribution de l’auteur de la thèse :

À titre de premier auteur de l’article, l’auteur de la thèse a planifié et a réalisé les campagnes d’échantillonnage. Il a aussi analysé les échantillons en laboratoire, assisté par les technicien(ne)s de laboratoire de la Ville de Québec, la professionnelle de recherche et les auxiliaires de recherche de laboratoire de la CREPUL. Il a aussi analysé les résultats, a préparé les figures et les tableaux, a rédigé la version préliminaire de l’article, a effectué toutes les modifications nécessaires suggérées par les coauteurs, les réviseurs linguistiques et les réviseurs de la revue au cours de la préparation de la version finale en vue de la publication.

(27)

Chapitre 4

– Effects of ozonation strategies on the formation and

speciation of halogenated acetaldehydes and trihalomethanes: A

full-scale study

État de publication :

L’article a été soumis à la revue Journal of Water Process Engineering.

Modification entre la version intégrée et la version publiée :

Description de la contribution de l’auteur de la thèse :

À titre de premier auteur de l’article, l’auteur de la thèse a planifié et a réalisé les campagnes d’échantillonnage, a analysé les échantillons en laboratoire, assisté par les technicien(ne)s de laboratoire de la Ville de Québec, la professionnelle de recherche et les auxiliaires de recherche de laboratoire de la CREPUL. Il a aussi analysé les résultats, a préparé les figures et les tableaux, a rédigé la version préliminaire de l’article et a réalisé les modifications suggérées par les coauteurs et les réviseurs linguistiques.

(28)

Chapitre 5

– Effects of domestic handling of drinking water on

halogenated acetaldehydes

État de publication :

L’article a été soumis à la revue Chemosphere.

Modification entre la version intégrée et la version publiée :

Description de la contribution de l’auteur de la thèse :

À titre de premier auteur de l’article, l’auteur de la thèse a planifié et a réalisé les campagnes d’échantillonnage, a planifié et réalisé les expériences de traitement domestique, a analysé les échantillons en laboratoire, assisté par les auxiliaires de recherche de laboratoire de la CREPUL. Il a aussi analysé les résultats, a préparé les figures et les tableaux, a rédigé la version préliminaire de l’article et a réalisé les modifications suggérées par les coauteurs et les réviseurs linguistiques.

(29)

Introduction

0.1 Mise en contexte

Durant le processus de traitement et de production de l’eau potable, la désinfection de l’eau est essentielle pour prévenir et contrôler des maladies d’origine hydrique tels que le choléra, la typhoïde et la dysenterie amibienne (Richardson et al. 2007). Le chlore est le désinfectant le plus fréquemment utilisé à travers le monde grâce à ses avantages suivants : l’efficacité, l’accessibilité, la facilité de manipulation et la persistance (longue demi-vie) dans le réseau de distribution (Cedergren et al. 2002). Toutefois, en inactivant et contrôlant la croissance des micro-organismes pathogènes, la désinfection conduit à la formation de sous-produits de la désinfection (SPD) potentiellement toxiques. En 1974, le chloroforme et d’autres trihalométhanes (THM) ont été identifiés pour la première fois comme SPD dans les échantillons de l’eau potable chlorée (Rook 1974). Par la suite, d’autres SPD ont été découverts, dont les acides haloacétiques (AHA) (Richardson 2011, Richardson et al. 2007). Les THM et les AHA sont maintenant réglementés par plusieurs juridictions en Amérique du nord et ailleurs dans le monde à cause de leur toxicité potentielle (mutagénicité, cancérogénicité), des quantités que l’on retrouve dans l’eau potable (~25% des SPD halogénés) et de l’exposition humaine de long terme via l’eau potable (Cemeli et al. 2006, DeAngelo et al. 1996, Health Canada 2019, IARC 1999b, Plewa et al. 2002, Richardson et al. 2007, Rodriguez et al. 2004, USEPA 2010a). En raison de normes pour les SPD formés au cours de la chloration (i.e., THM, AHA), les services publics d’eau potable ont dû modifier leur stratégie de désinfection afin de respecter la réglementation (Krasner et al. 2006, Richardson 2011). Pour ce faire, le désinfectant primaire le plus communément utilisé, le chlore, peut être remplacé par des désinfectants alternatifs tels que l’ozone, le dioxyde de chlore ou les rayons ultraviolets. La plupart du temps, le chlore est utilisé comme désinfectant secondaire après la désinfection primaire (Richardson et al. 2007). La chloramine est de plus en plus utilisée comme désinfectant secondaire alternatif au chlore (Bougeard et al. 2010).

Plusieurs études ont montré que l’ozonation réduit la formation de SPD réglementés (e.g., THM et AHA) durant le traitement de l’eau potable (Hart et al. 1995, Kainulainen et al. 1995, Shukairy et al. 1994). En plus de cela, différents avantages de l’ozonation ont aussi été rapportés : la pré-ozonation (ozone ajouté à l'eau brute dans l'usine de traitement d'eau potable (UTEP)) contribue à éliminer les goûts et les odeurs, à lutter contre les algues et la croissance microbiologique, à inactiver les virus, à éliminer les métaux et la couleur, et à oxyder les substances organiques (Cromley and O'Connor 1976, Ferguson et al. 1990, Glaze 1987, Grasso et al. 1989, Shinriki et al. 1988, Takahashi et al. 1995) ; l’ozonation intermédiaire (ozone ajouté avant la filtration) améliore la biodégradabilité pour la filtration qui suit, augmente l’efficacité d’élimination de la couleur et de la turbidité et dégrade les micropolluants (e.g., pesticides) (De Laat et al. 1991, Hart et al. 1995,

(30)

Kainulainen et al. 1995, Reynolds et al. 1989) ; pour sa part, la post-ozonation (ozone ajouté après la filtration) est appliquée en vue d’inactiver les micro-organismes restants dans l’eau (Camel and Bermond 1998). En Amérique du nord, la première application de l’ozone pour la production d’eau potable a été réalisée en 1940 à Whiting, dans l’Indiana, elle a été utilisée pour contrôler les goûts et les odeurs de l’eau distribuée (Rice 1999). En 1954, la ville de Sainte-Thérèse de la province du Québec est devenue la pionnière de ce domaine au Canada en utilisant l’ozonation pour la potabilisation de l’eau municipale (Larocque and Eng. 1999, Loeb et al. 2012). 45 ans après la première ozonation de l’eau potable municipale au Canada, 68 UTEP municipales à travers le Canada utilisaient l’ozone comme désinfectant, parmi lesquelles 40 sont dans la province du Québec (59%) (Larocque and Eng. 1999). D’après le dernier bilan de la qualité de l’eau potable au Québec, 47 sur les 116 plus grands systèmes d’eau potable (desservant plus de 8000 citoyens) utilisaient l’ozone pour le traitement d’eau potable (MDDELCC 2016).

Généralement, la génération de ce composé doit se faire sur place en convertissant l’oxygène en ozone à l'aide de réactions électrochimiques (USEPA 2010b). La condition optimale pour avoir le plus haut rendement d’ozone nécessite une tension électrique élevée à haute fréquence (USEPA 1999). L’opération des ozonateurs à des fréquences plus élevées produit plus d'ozone mais aussi plus de chaleur ce qui nécessite un refroidissement efficace pour éviter la décomposition de l'ozone produit. Ce procédé exige une forte consommation d’énergie électrique (USEPA 1999, 2010b). Par ailleurs, l’ozone est un gaz corrosif et l'exposition des travailleurs aux concentrations atmosphériques ne devrait pas dépasser 0,1 ppm en moyenne sur une période de travail de huit heures (OSHA 2008). La manipulation de l’ozone, ainsi que la maintenance des systèmes de génération et de contact sont beaucoup plus complexes et exigeantes que la chloration. Elles nécessitent une plus grande compétence de la part des opérateurs de l’UTEP (USEPA 2010b).

Lors de l’ozonation dans l’eau, l’ozone se décompose en radical OH (•OH) qui est l’oxydant le plus puissant dans l’eau (Staehelin and Hoigne 1985). Dans la littérature, certains auteurs affirment que l'ozone est le principal désinfectant, tandis que d'autres suggèrent que les radicaux OH peuvent jouer un rôle important dans la désinfection (Bancroft et al. 1984, Dahl 1976, Labatiuk et al. 1994, Wolfe et al. 1989). von Gunten (2003) a conclu que la cible principale d'inactivation des micro-organismes est l' acide désoxyribonucléique (ADN) et non la paroi cellulaire. Contrairement à la molécule d’ozone, les radicaux OH qui sont plus encombrants pourraient être piégés dans la paroi cellulaire et leur parcours vers l'ADN serait gêné par d'autres constituants cellulaires (von Sonntag 1987). En définitive, l’ozone, plutôt que les radicaux OH générés qu’il génère, semble à jouer le rôle majeur pour la désinfection/inactivation de micro-organismes pathogènes dans l’eau (von Gunten 2003).

(31)

Comme la plupart des autres désinfectants, dont l’utilisation a pour objectif d’inactiver les micro-organismes en les oxydant, l’ozone contribue aussi à la formation de SPD (von Gunten 2003). En présence de niveaux élevés de bromure dans l’eau brute, l’ozonation peut générer du bromate qui est problématique (Health Canada 2019, USEPA 2010a, von Gunten and Hoigne 1994). Il est bien connu que le bromate a un effet mutagène car il induit des dommages à l'ADN dans les cellules de mammifères (IARC 1999a, Plewa et al. 2002, Poul et al. 2004). En provocant des tumeurs rénales chez les rongeurs (DeAngelo et al. 1998, Kurokawa et al. 1986a, Kurokawa et al. 1986b), le bromate a été démontré comme cancérigène probable pour l’humain (Richardson et al. 2007). En raison de sa toxicité importante, USEPA (United States environmental protection agency) a publié en 1998, pour la première fois, la réglementation sur le bromate pour les UTEP appliquant l’ozonation (USEPA 1998). Au Québec, la concentration maximale en bromate a été fixée par règlement provincial à 10 µg/L dans l’eau potable en suivant les recommandations de Santé Canada (Health Canada 2019, Québec 2019b). Durant l’ozonation, l’oxydation de matières humiques (grosses molécules) génère la formation des molécules plus petites tels que des aldéhydes et des acides carboxyliques (Arai et al. 1986, Gardía-Araya et al. 1995, Glaze et al. 1989, Kusakabe et al. 1990). Certaines de ces petites molécules issues de l’ozonation (par exemple, formaldéhyde, acétaldéhyde, glyoxal et benzaldéhyde) sont mutagènes, génotoxiques, cytotoxiques et cancérigènes (Matsuda et al. 1993, Shangari and O'Brien 2004, Soffritti et al. 2002, Ueno et al. 1991). De plus, l’accumulation des petites molécules issues de l’ozonation (par exemple, les acides carboxyliques) pourrait aussi favoriser la recroissance bactérienne et, conséquemment, la formation de biofilms dans les systèmes de distribution (Chu and Lu 2004, Meylan et al. 2007). De plus, les aldéhydes formés par l’ozonation ont été communément considérés comme précurseurs potentiels des acétaldéhydes halogénés (halogenated acetaldehydes, HAL) (McKnight and Reckhow 1992). En tant que troisième famille en importance de SPD (en poids, dans l’eau potable) rapportée dans les enquêtes à l’échelle nationale effectuées aux États-Unis et au Canada, les HAL attirent de plus en plus d’attention dans la littérature scientifique (Aranda-Rodriguez et al. 2008, Krasner et al. 2006, Weinberg et al. 2002).

La forme hydratée de trichloroacétaldéhyde (TCAL), l’hydrate de chloral (chloral hydrate, CH), est le HAL le plus abondant. Le CH a été détectée dans la plupart des échantillons d’eau potable provenant d’enquêtes canadiennes relatives à la présence de SPD (Koudjonou et al. 2008, Williams et al. 1997). Les concentrations de CH présentes dans l’eau potable sont généralement supérieures à 10 µg/L (Daiber et al. 2016, Gan et al. 2013, Jeong et al. 2012, Villanueva et al. 2012, Wei et al. 2010)). Durant le traitement de l’eau potable, la chloration des acides aminés (e.g., acide aspartique, tyrosine) peut provoquer la formation de CH (Trehy et al. 1986). Après la désinfection primaire utilisant l’ozone, l’acétaldéhyde (un sous-produit de l’ozonation) pourrait réagir avec le chlore pour former le chloroacétaldéhyde (CAL), qui réagit par la suite avec le chlore pour former le CH (McKnight and Reckhow 1992). En présence du bromure, des HAL bromés pourraient aussi se former (Mao et al. 2016). L’oxydation du bromure par l’ozone favorise la formation d’acide hypobromique, qui

(32)

peut réagir avec la matière organique pour former des SPD bromés (Krasner et al. 2006, Weinberg et al. 2002). En 2015, la présence d’iodoacétaldéhyde (IAL) dans l’eau potable a été rapportée pour la première fois (Jeong et al. 2015). Jusqu’à présent, dix HAL ont été identifiés dans la littérature scientifique : CAL, bromoacétaldéhyde (BAL), IAL, dichloroacétaldéhyde (DCAL), dibromoacétaldéhyde (DBAL), bromochloroacétaldéhyde (BCAL), CH, tribromoacétaldéhyde (TBAL), bromodichloroacétaldéhyde (BDCAL) et dibromochloroacétaldéhyde (DBCAL).

La toxicité de tous les HAL identifiés a été systématiquement discutée dans des études récentes (Jeong et al. 2015, Postigo et al. 2015). Notamment en ce qui a trait au CH qui était utilisé comme médicament sédatif/hypnotique chez les humains (IARC 2004). Les tests de surdosage aigu de cette molécule ont produit une ataxie, une léthargie, un coma profond, une dépression respiratoire, une hypotension et des arythmies cardiaques (USEPA 2000). Plusieurs études ont démontré la génotoxicité de CH induisant des niveaux élevés de dommages oxydatifs d'ADN (Daniel et al. 1992, IARC 2004, Liviac et al. 2010). Il est également cytotoxique et mutagène aux cellules de mammifères in vitro (Beland 1999, Harrington-Brock et al. 1998). Le foie est l’organe cible du CH (Poon et al. 2000). Il est communément rapporté que le CH est hépatocarcinogène pour les souris, mais pas pour les rats (Beland 1999, Daniel et al. 1992, George et al. 2000, Leakey et al. 2003). L’augmentation des adénomes ou des carcinomes hépatocellulaires chez les rongeurs a été liée aux deux métabolites du CH : l’acide trichloroacétique et l'acide dichloracétique (USEPA 2000). De même, la cytotoxicité des hépatocytes chez les rats peut être induite par le CAL (Sood and O'Brien 1993). Le CAL est aussi génotoxique et peut produire des tumeurs hépatocellulaires chez les souris (Daniel et al. 1992). Le DCAL, quant à lui, peut induire l’aneuploïdie mitotique (Crebelli et al. 1984). De plus, la génotoxicité et l’induction du dommage oxydatif à l’ADN ont été rapportées pour le TBAL (Manasfi et al., 2017). Comme troisième plus grande famille de SPD, les HAL présentent une cytotoxicité beaucoup plus importante que celles des THM et des AHA (Jeong et al. 2015). En terme de voies d’exposition humaine, en plus de l’ingestion de HAL via l’eau potable, l’inhalation de HAL plus volatiles (par exemple, DCAL et TBAL) semble aussi possible en raison de la constante d'Henry relativement élevée de ces composés (8,42E-06 et 1,04E-07 atm-m3_{/ mol pour DCAL et TBAL, respectivement) (Chen et al. 2015, Krasner and Wright 2005). De plus,} l’exposition cutanée au CH est considérée significative, particulièrement en ce qui a trait à l’eau de la piscine (Trabaris et al. 2012a, b). Présentement, il n’y a pas de valeurs guides établies par l'Organisation mondiale de la santé (OMS) pour les HAL (WHO 2017). Le CH dans l'eau potable a été réglementé par le gouvernement chinois et australien, avec une limite maximale de 10 µg/L et 100 µg/L, respectivement (Australia 2019, China 2006). D’après Santé Canada, les niveaux d’exposition au Canada sont bien inférieurs à ceux qui pourraient provoquer des effets sur la santé. Par contre, il est recommandé d’examiner l’eau potable lorsque des concentrations de CH sont supérieures à 200 µg/L (ce qui peuvent indiquer un risque pour la santé) (Health

(33)

Canada 2019). Dans la province de Québec, il n’y a pas encore de réglementation concernant les HAL (Québec 2019a).

En considérant la toxicité et la quantité relativement importante de HAL présents dans l’eau potable, de plus en plus d’études se focalisent sur la formation, la présence et l’exposition humaine de HAL attribuables à l’eau potable. Pour être en mesure de réaliser toutes ces études, un protocole complet d’analyse chimique de HAL, incluant le prélèvement et la conservation des échantillons, a été mis au point afin de pouvoir mesurer les HAL dans l’eau (Kinani et al. 2016). Pour une quantification précise et fiable de SPD, les réactions chimiques entre les désinfectants et les précurseurs de SPD dans l’échantillon doivent être inhibées dès que possible après l’échantillonnage (Kristiana et al. 2014). Pour ce faire, l’utilisation d’un agent de conservation adéquat est particulièrement importante en vue de non seulement minimiser la formation supplémentaire de SPD durant la période entre le moment du prélèvement et de l’analyse de l’échantillon, mais aussi être chimiquement inerte vis-à-vis des analytes d’intérêt (Kinani et al. 2016). Plusieurs études ont investigué le sulfite de sodium et le chlorure d’ammonium en tant qu’agent de conservation pour l’entreposage des échantillons de HAL alors que ces deux produits chimiques n’étaient pas compatibles avec tous les HAL (Chinn et al. 2007, Kristiana et al. 2014, Serrano et al. 2011). Par exemple, le sulfite de sodium a des effets négatifs sur les HAL bromés en les dégradant (Serrano et al. 2011), et le chlorure d’ammonium a été rapporté comme pouvant dégrader certains HAL : CH, DCAL, BCAL et BDCAL (Chinn et al. 2007, Kristiana et al. 2014). La plupart de HAL semblent stables dans les échantillons d’eau avec l’acide ascorbique comme agent de conservation. Néanmoins, l’autre facteur important pour la préservation d’échantillons, le pH, n’était pas suffisamment pris en compte dans les études mentionnées précédemment (Kristiana et al. 2014, Serrano et al. 2011). En effet, la cinétique d’hydrolyse de certains SPD peut augmenter avec l’augmentation du pH. L’hydrolyse basique de HAL a été communément rapportée dans la littérature, ce qui peut conduire à la formation d’autres SPD tels que les THM (Chinn et al. 2007, Croue and Reckhow 1989, Kinani et al. 2016, Ma et al. 2016, Stevens et al. 1989, Weinberg et al. 2002). À pH 8,3, les HAL sont dégradés rapidement en produisant des THM comme sous-produits de l’hydrolyse tandis qu’à pH 3,5 (acide sulfurique), les HAL restaient stables pendant 17 jours en utilisant l’acide ascorbique comme agent de conservation (Chinn et al. 2007). Au niveau de la stabilité biotique des SPD dans les échantillons d’eau, il est bien connu que la plupart des bactéries se développent de manière optimale avec un pH de 5 à 9 (Kinani et al. 2016). La stabilité de HAL envers la dégradation microbiologique reste inconnue selon la littérature scientifique. En résumé, la stabilité des analytes est influencée par plus de deux facteurs (e.g., agent de conservation et pH). Par conséquent, différentes variables de conservation doivent être prises en considération en vue de non seulement prévenir la formation supplémentaire de SPD, mais également éviter ou minimiser leur perte avant de les analyser en laboratoire. Étant donné que les effets de différentes variables sur la stabilité des SPD au cours de l’échantillonnage, du transport et de l’entreposage des échantillons n’ont été que partiellement investigués dans la littérature scientifique disponible, une étude

(34)

systématique de stabilité de SPD dans un échantillon d’eau devrait être réalisée en tenant compte de différentes variables pour obtenir une quantification précise et fiable de SPD.

La relation entre la formation de HAL et l’ozonation durant le traitement de l’eau potable a été intensivement investiguée dans les dernières années (Krasner et al. 2006, Richardson 2011, Richardson et al. 2007). En oxydant la matière organique naturelle (MON), l’ozonation peut conduire à l’augmentation de la concentration de précurseurs de HAL dans l’eau (De Vera et al. 2015, Yang et al. 2012). Les effets de l’ozonation en formation de CH ont aussi été observés dans les études effectuées au sein des UTEP (Jacangelo et al. 1989, Lyon et al. 2014) : le potentiel de formation de CH (CH-FP) dans l’eau a augmenté après la pré-ozonation ou la post-ozonation.

La plupart des études antérieures relatives à la présence et aux variabilités de SPD ne prenaient en compte que le CH pour la famille de HAL (Dabrowska and Nawrocki 2009, Gan et al. 2013, Golfinopoulos and Nikolaou 2005, Jeong et al. 2012, Lee et al. 2001, McGuire et al. 2003). Avec les standards analytiques qui sont disponibles depuis récemment, les HAL autres que le CH sont de plus en plus fréquemment étudiés (Koudjonou et al. 2008, Koudjonou and LeBel 2006, Krasner et al. 2006). Premièrement, l'eau potable a été échantillonnée tous les trimestres ou même à des fréquences plus basses, ce qui n'est pas représentatif pour évaluer la variabilité temporelle des HAL (Aranda-Rodriguez et al. 2008, Charisiadis et al. 2015, Gan et al. 2013, Kawamoto and Makihata 2004, Krasner et al. 1989, Lee et al. 2001, Simpson and Hayes 1998, Weinberg et al. 2002, Williams et al. 1997). Deuxièmement, la variabilité saisonnière dépend du climat régional (température, précipitations, etc.) et des paramètres opérationnels (dose de désinfectant, ajustement du pH, etc.) (Rodriguez and Sérodes 2001). En termes de généralisation, les variabilités observées dans un contexte de climat subtropical de mousson dans le sud de la Chine ne sont pas forcément applicables au climat tempéré nordique du Canada (Gan et al. 2013, Mercier Shanks et al. 2013). Troisièmement, à notre connaissance, la présence de HAL après chaque étape de traitement d’eau potable dans les UTEP n’a jamais été investiguée. Finalement, l’effet de la re-chloration à l’extrémité du réseau de distribution sur la présence et la spéciation de HAL n’a été que partiellement documenté (Legay et al. 2015).

Depuis les dernières décennies, de plus en plus d’UTEP dans la région de Québec utilisaient l’ozonation au sein de processus de traitement d’eau potable. Dans la région de Québec, parmi les sept UTEP des municipalités de Québec et de Lévis, six d‘entre elles utilisent actuellement l’ozone à différents endroits dans l’usine (i.e., pré/intermédiaire/post-ozonation) (Tableau 0-1). Néanmoins, les connaissances de la présence et particulièrement des variabilités de HAL dans l’eau potable de la région de Québec sont limitées. Les seules études concernant la présence de HAL dans la région de Québec ont été effectuées en 2006 et en 2017 (Legay et al. 2015, Laflamme, 2018). La première n’a considéré qu’un nombre limité d’échantillons, tandis que

(35)

la deuxième n’a permis de détecter des HAL que dans un petit nombre d’échantillons. Les concentrations de 4 acétaldéhydes trihalogénés (trihalogenated acetaldehydes, THAL), CH, BDCAL, DBCAL et TBAL et 3 acétaldéhydes dihalogénés (dihalogenated acetaldehydes, DHAL), DCAL, BCAL et DBAL ont été mesurées chaque deux mois dans quatre UTEP et leur réseau de distribution. Pour chaque système d’eau potable investigué (i.e., UTEP et son réseau distribution), seulement 4 localisations (l’eau traitée et 3 points dans le réseau) ont été sélectionnées comme points d’échantillonnage. Avec une basse fréquence d’échantillonnage et des points d’échantillonnage insuffisants, les variabilités spatio-temporelles de HAL dans l’eau potable de la région de Québec n’ont pas pu être étudiées en profondeur.

Tableau 0-1 : Informations sur les principales usines de traitement d'eau potable (UTEP) de la région de Québec (Québec et Lévis)

UTEP

Désinfection

Pré-

ozonation

chloration

Inter-

ozonation

Inter-

ozonation

Post-

UV

chloration

Post-

Charny

x

Beauport

x

Sainte-Foy

x

Charlesbourg

x

Saint-Romuald

x

Lévis-Centre

x

Québec

x

Entre les quantités de SPD mesurées dans l’eau potable municipale et celles auxquelles les consommateurs sont exposés au moment de la consommation d’eau, il existe un écart qui est souvent associé à différentes stratégies de manipulation domestique de l’eau du robinet. Les stratégies suivantes sont généralement appliquées dans les ménages des consommateurs : l’ébullition, la filtration domestique avec un filtre commercial et l’entreposage au froid (réfrigération), notamment (Levesque et al. 2006). Les études de manipulations domestiques de l’eau rapportés dans la littérature ont démontré que les différentes stratégies avaient un impact significatif (par exemple, diminution jusqu’à 99%) sur les concentrations de THM et de AHA (Carrasco-Turigas et al. 2013, Levesque et al. 2006, Weinberg et al. 2006). Lorsque l’eau quitte l’UTEP et parvient aux consommateurs, la manipulation domestique semble la dernière ligne de défense face aux SPD potentiellement toxiques avant l’exposition humaine (Chen et al. 2015). En tant que HAL le plus abondant dans l’eau potable, le devenir du CH suite à des manipulations domestiques a aussi été investigué dans les

(36)

études antérieures (Chen et al. 2015, Krasner and Wright 2005, Wu et al. 2001). Les effets d’ébullition et de filtration domestique sur la concentration de CH étaient significatifs dans ces études (par exemple, diminution >90%). Dans la seule étude d’ébullition qui a pris compte les HAL autres que le CH, le comportement de TBAL et de DCAL dans l’eau potable semblait dépendant de différents facteurs : désinfectants utilisés (chlore ou chloramine), temps de traitement (ébullition) et le pH (Krasner and Wright 2005). Jusqu’à présent, à notre connaissance, il n'y a pas eu encore d’études portant sur les effets de la réfrigération de l'eau du robinet (avec ou sans filtration de l'eau préalable) sur la quantité de HAL dans l’eau. De plus, dans la plupart des études sur les effets de manipulations domestiques sur la concentration de SPD, le CH est le seul HAL qui était étudié. Étant donné que les autres HAL sont plus toxiques que le CH, étudier le CH seul pourrait sous-estimer l’effet sur toute la famille de HAL (Jeong et al. 2015). Une étude systématique d’effets de différentes manipulations domestiques sur toute la famille de HAL reste indisponible dans la littérature scientifique.

0.2 Objectifs et hypothèses

L’objectif général de cette thèse de doctorat est d’améliorer les connaissances sur la présence et la variabilité spatio-temporelle des HAL ainsi que sur les niveaux d’exposition de la population à ces contaminants dans les eaux potables désinfectées à l’ozone. Cet objectif sera atteint au moyen des cinq objectifs spécifiques suivants :

1. Réaliser une revue critique et consolidée de la littérature sur les HAL dans l’eau potable

Effectuer une revue critique et consolidée de la littérature comportant différents aspects sur les HAL (leur analyse, leur occurrence, leur formation, leur toxicologie, et leur exposition) en utilisant les différentes bases de données scientifiques disponibles sur le site Internet de la bibliothèque de l’Université Laval (http://www.bibl.ulaval.ca/). Cette revue permettra de mettre à jour les connaissances sur les HAL dans l’eau potable.

2. Développer une stratégie de conservation des échantillons afin d’être en mesure d’utiliser une méthode analytique consolidée pour l’analyse des HAL

Il est question d’optimiser différents paramètres de conservation des échantillons tels que l’agent de conservation, le pH et la durée maximale de conservation, afin de pouvoir analyser les HAL et autres SPD avec une seule méthode analytique.

3. Étudier la présence et les variabilités spatio-temporelles des HAL dans les systèmes d’eau potable ozonée