Formation des sous-produits de désinfection par
différents traitements à base de chlore conçus pour
traiter l’eau potable à domicile
Mémoire
Félix Légaré-Julien
Maîtrise en génie des eaux
Maître ès sciences (M. Sc.)
Québec, Canada
Formation des sous-produits de désinfection par
différents traitements à base de chlore conçus pour
traiter l’eau potable à domicile.
Mémoire
Félix Légaré-Julien
Sous la direction de :
Caetano C. Dorea, directeur de recherche
Christian Bouchard, codirecteur de recherche
iii
Résumé
Le traitement de l’eau au point d’utilisation est recommandé par l’Organisation mondiale de la santé (OMS) pour réduire l’incidence des maladies diarrhéiques, en prévenant la contamination microbiologique de l’eau de boisson. Les produits de coagulation/désinfection combinés (PCDC) et la désinfection combinée à un entreposage de l’eau sécuritaire font partie des traitements au point d’utilisation recommandés par l’OMS. Bien que les performances d’enlèvement des microorganismes pathogènes de ces produits soient bien documentées, les sous-produits de désinfection (SPD) résultant de la réaction du chlore qu’ils contiennent avec la matière organique dissoute (MOD) présente dans l’eau, ont été peu étudiés jusqu’à maintenant. Ce projet avait comme objectif de caractériser la formation des SPD par 4 produits destinés au traitement au point d’utilisation sur trois types d’eau (eau de marais, eau du fleuve St-Laurent et eau synthétique de laboratoire). Deux des quatre produits testés sont des PCDC (PUR® et Aquafloq®), alors que les deux autres ne contiennent pas de
coagulant (solution d’hypochlorite de sodium (NaOCl) et pastilles Aquatabs®). Les
concentrations en trihalométhanes (THM) et en acides haloacétiques (AHA) de l’eau traitée ont été suivies aux pas de temps 30 minutes, 1h, 4h et 24h. Sur les 15 tests réalisés, 6 d’entre eux ont obtenu des concentrations en SPD qui dépassent les recommandations de l’OMS. Les concentrations maximales en THM4 (415 ppb) et AHA5 (335 ppb) ont été obtenues pour le test NaOCl à double dose (8,4 mg Cl2/L) dans l’eau du marais. L’efficacité de méthodes
d’estimation des concentrations en SPD, c.-à-d. le différentiel d’absorbance UV (DAUV) et la consommation en chlore (CCL), ont également été étudiées. Les performances de ces méthodes variaient selon les types de SPD (R2 allant de 0,69 pour les THM4 avec la CCL, à 0,98 pour les AHA5 avec le DAUV).
iv
Abstract
Point of use treatment is recommended by the World health organisation (WHO) to reduce diarrhoeal diseases, by preventing microbial contamination of drinking water. Coagulant-disinfectant products (CDP) and disinfection combined to safe storage practices are among the point of use treatments recommended by the WHO. Since microbial reduction performances of these products are well documented, little is known about the disinfection by-products (DBP) formed by the reaction of the free chlorine they contain, with the dissolved organic matter present in the water. This project aimed to characterize the formation of DBP by 4 point of use treatments in 3 different water source (swamp, St-Laurent River and laboratory synthetic water). 2 of the 4 tested products were CDP (PUR® and
Aquafloq®), and the 2 others didn’t have coagulant (sodium hypochlorite (NaOCl) solution
and Aquatabs® tablets). Trihalomethane (THM) en haloacetic acids (HAA) concentrations in
treated water were measured at 4 different time steps: 30 min, 1h, 4h, and 24h. On the 15 tests realized, 6 of them had DBP concentrations that exceeded the WHO guidelines. Maximum THM4 (415 ppb) and HAA5 (335 ppb) concentrations were obtained with double dose NaOCl (8,4 mg Cl2/L) in the swamp. Alternative methods allowing estimation of DBP
formation concentrations (e.g. differential UV absorbance (DUVA) and chlorine consumption (CLC)) were also investigated. Their performances varied according to the DBP’s nature (from R2 =0.69, for THM4 with CLC, to R2 =0.98, for HAA5 with DUVA).
v
Table des matières
1. Introduction ... 1
1.1 Mise en contexte ... 1
1.2 Problématique ... 2
1.3 Organisation du mémoire ... 4
2. Revue de littérature ... 5
2.1 Traitement au point d’utilisation ... 5
2.1.1 Contexte du traitement au point d’utilisation ... 5
2.1.2 Options de traitement au point d’utilisation ... 6
2.1.3 Recommandations pour la qualité de l’eau traitée au point d’utilisation ... 12
2.1.4 Formation des SPD dans les traitements au point d’utilisation ... 13
2.2 Normes concernant les SPD dans les pays en développement ... 14
2.2.1 Processus d’évaluation des risques ... 14
2.2.2 Processus de gestion des risques ... 16
2.2.3 Revue des normes AHA et THM des principaux pays émergents ... 17
2.3 Méthodes d’estimation des AHA et THM ... 19
2.3.1 Méthode Hach THM plusTM ... 19
2.3.2 Méthode du différentiel d’absorbance UV ... 19
2.3.3 Méthode de la consommation en chlore ... 20
3. But et objectifs du projet ... 21
4. Méthodologie ... 22
4.1 Aperçu de la démarche expérimentale ... 22
4.2 Présentation des produits ... 24
4.3 Paramètres analysés ... 26
vi
4.5 Déroulement d’une expérience type ... 32
5. Résultats et discussion ... 35
5.1 Paramètres physico-chimiques ... 35
5.1.1 Turbidité ... 37
5.1.2 pH ... 37
5.1.3 COD ... 39
5.1.4 Chlore résiduel libre ... 40
5.2 SPD ... 44
5.3 Estimation des SPD à l’aide du DAUV et de la CCL ... 47
5.2.1 Méthode du DAUV ... 48
5.2.2 Méthode de la CCL ... 53
6. Réflexion ... 58
7 Conclusion ... 65
Bibliographie ... 67
Annexe 1– Calculs d’incertitude ... 73
Annexe 2- Méthodes d’analyse pour AHA et THM... 80
Annexe 3- Résultats détaillés ... 82
Annexe 4- Cinétique de coagulation et de chloration... 136
Annexe 5- Comparaison des SPD pour NaOCl et NaDCC ... 138
vii
Liste des figures
Figure 1 - Schéma des procédures expérimentales pour les différents traitements ... 23 Figure 2 - Concentrations en CRL en fonction du temps pour les tests PUR® et
Aquafloq® ... 40 Figure 3 - Concentrations en CRL en fonction du temps pour les tests Aquatabs® ... 42 Figure 4 - Concentrations en CRL en fonction du temps pour les tests NaOCl ... 43 Figure 5 - Concentrations en AHA5 et THM4 au pas de temps 24h pour chacun des tests ... 45 Figure 6 - Concentrations en THM4 en fonction du DAUV 272 nm pour les tests
Aquafloq®, Aquatabs® et NaOCl selon chaque source d’eau avec régressions quadratiques ... 48 Figure 7 - Concentrations en THM4 en fonction du DAUV 272 nm pour cette étude avec
régressions linéaires des autres études et du présent projet. ... 50 Figure 8 - Concentrations en AHA5 en fonction du DAUV 272 nm pour les tests
Aquafloq®, Aquatabs® et NaOCl selon chaque source d’eau avec régressions quadratiques ... 51 Figure 9 - Concentrations en AHA5 en fonction du DAUV 272 nm pour cette étude, et
pour le projet Charny UV avec régressions linéaires et quadratiques ... 52 Figure 10 - THM4 en fonction de la CCL pour tous les tests de cette étude, ainsi que pour
le projet Charny UV avec régressions linéaires ... 54 Figure 11- Concentrations en AHA5 en fonction de la CCL pour cette étude avec
régressions linéaire et quadratique, et pour le projet Charny UV avec régression quadratique ... 56
Liste des figures en annexe
Figure 12 - Distribution des valeurs de pH non transformées des échantillons ambrés .... 95 Figure 13 - Distribution des valeurs de pH non transformées des échantillons pp ... 96 Figure 14- Concentrations en CRL 30 minutes après l’ajout du chlore pour les 3 conditions ... 137 Figure 15- Concentrations en AHA5 dans le temps pour NaOCl et NaDCC ... 138 Figure 16- Concentrations en THM4 dans le temps pour NaOCl et NaDCC ... 139 Figure 17- THM4 en fonction du DAUV 272 nm pour ce projet et pour les différentes
études. Les données de Korschin et al. (1997) représentent les TCM. ... 140 Figure 18- DAUV 272 nm en fonction du DAUV 254 nm pour les tests Aquafloq®,
Aquatabs® et NaOCl... 141 Figure 19- CCL en fonction du DAUV 272 nm pour les tests Aquafloq®, Aquatabs® et
viii
Liste des tableaux
Tableau 1 - Normes concernant les SPD des pays du BRICS, du Canada, des États-Unis et
de l’OMS ... 18
Tableau 2 - Caractéristiques des produits testés ... 24
Tableau 3 - Caractéristiques physico-chimiques des eaux brutes ... 32
Tableau 4- Résultats de turbidité, pH et COD pour l’eau brute et pour le pas de temps 30 minutes pour tous les tests, ainsi que pour l’eau traitée avant chloration des tests Aquafloq® ... 36
Liste des tableaux en annexe
Tableau 5 - Turbidité pour les tests PUR® ... 83Tableau 6 - Turbidité pour les tests Aquafloq® ... 84
Tableau 7 - Turbidité pour les tests Aquatabs® ... 85
Tableau 8 - Turbidité pour les tests NaOCl ... 86
Tableau 9 - Chlore résiduel libre pour les tests PUR® ... 88
Tableau 10 - Chlore résiduel libre pour les tests Aquafloq® ... 89
Tableau 11 - Chlore résiduel libre pour les tests Aquatabs® ... 90
Tableau 12 - Chlore résiduel libre pour les tests NaOCl ... 91
Tableau 13 - Valeurs de pH pour les tests PUR® ... 93
Tableau 14 - Valeurs de pH pour les tests Aquafloq® ... 93
Tableau 15 - Valeurs de pH pour les tests Aquatabs® ... 94
Tableau 16 - Valeurs de pH pour les tests NaOCl ... 95
Tableau 17 - AMCA pour les tests PUR® ... 98
Tableau 18 - AMCA pour les tests Aquafloq® ... 99
Tableau 19 - AMCA pour les tests Aquatabs® ... 100
Tableau 20 - AMCA pour les tests NaOCl ... 101
Tableau 21 - ADCA pour les tests PUR® ... 102
Tableau 22 - ADCA pour les tests Aquafloq®... 103
Tableau 23 - ADCA pour les tests Aquatabs®... 104
Tableau 24 - ADCA pour les tests NaOCl ... 105
Tableau 25 - ATCA pour les tests PUR® ... 106
Tableau 26 - ATCA pour les tests Aquafloq® ... 107
Tableau 27 - ATCA pour les tests Aquatabs® ... 108
Tableau 28 - ATCA pour les tests NaOCl ... 109
Tableau 29 - ABCA pour les tests PUR® ... 110
Tableau 30 - ABCA pour les tests Aquafloq® ... 111
Tableau 31 - ABCA pour les tests Aquatabs® ... 112
Tableau 32 - ABCA pour les tests NaOCl... 113
Tableau 33 - AHA5 pour les tests PUR® ... 114
Tableau 34 - AHA5 pour les tests Aquafloq® ... 115
Tableau 35 - AHA5 pour les tests Aquafloq® ... 116
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Tableau 37 - TCM pour les tests PUR®... 118
Tableau 38 - TCM pour les tests Aquafloq® ... 119
Tableau 39 - TCM pour les tests Aquatabs® ... 120
Tableau 40 - TCM pour les tests NaOCl ... 121
Tableau 41 - BDCM pour les tests PUR® ... 122
Tableau 42 - BDCM pour les tests Aquafloq® ... 123
Tableau 43 - BDCM pour les tests Aquatabs® ... 124
Tableau 44 - BDCM pour les tests NaOCl ... 125
Tableau 45 - THM4 pour les tests PUR® ... 126
Tableau 46 - THM4 pour les tests Aquafloq® ... 127
Tableau 47 - THM4 pour les tests Aquatabs® ... 128
Tableau 48 - THM4 pour les tests NaOCl ... 129
Tableau 49 - Absorbance UV 272 nm et DAUV 272 nm avec incertitudes pour les tests Aquafloq® ... 131
Tableau 50 - Absorbance UV 272 nm et DAUV 272 nm avec incertitudes pour les tests Aquatabs® ... 132
Tableau 51 - Absorbance UV 272 nm et DAUV 272 nm avec incertitudes pour les tests NaOCl ... 134
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Liste des abréviations
ABCA Acide bromochloroacétique ADCA Acide dichloroacétique
AHA5 Somme des AMCA, ADCA, ATCA, AMBA et ABCA AMBA Acide monobromoacétique
AMCA Acide monochloroacétique ATCA Acide trichloroacétique BDCM Bromodichorométhane CCL Consommation en chlore CDC « Center for disease control» COD Carbone organique dissous CRL Chlore résiduel libre
DAUV Différentiel d’absorbance UV DBCM Dibromochlorométhane DJA Dose journalière acceptable MOD Matière organique dissoute NaDCC Dichloroisocyanurate de sodium NaOCl Hypochlorite de calcium
OMS Organisation mondiale de la santé
PP Polypropylène
PCDC Produit de coagulation/désinfection combinées TBM Tribromométhane ou bromoforme
TCM Trichlorométhane, ou chloroforme
THM4 Somme des TCM, DBCM, BDCM et TBM UTN Unité de turbidité néphélométrique
xi
Remerciements
Je tiens tout d’abord à remercier mes parents, qui m’ont soutenu tout au long de mon parcours académique. Je vous remercie surtout pour votre aide et votre appui lorsque les conditions étaient plus difficiles. Je vous remercie particulièrement de m’avoir transmis vos valeurs de persévérance, de curiosité, d’amour de la connaissance, et d’amour tout simplement. Je tiens aussi surtout à remercier Nicolas Mercier pour m’avoir assisté tout au long des expériences au laboratoire de ce projet. Merci pour le bon temps que j’ai eu à travailler en ta compagnie au labo. Sans ton aide, ce projet n’aurait pas été possible. Bonne chance dans ton projet de maitrise!
Merci à Sabrina Simard et aux membres de ton équipe de chimistes de la chaire de recherche en eau potable pour avoir réalisé les analyses des AHA THM de ce projet. Sans vous, ce projet n’aurait pas été possible. Bonne chance pour la suite.
Merci à Michel Bisping pour ta patience, ton expertise et ton dévouement au laboratoire d’environnement du département de génie civil et génie des eaux à l’Université Laval. Tes conseils et ton écoute m’ont grandement aidé au cours des dernières années.
Merci à mon ancienne collègue de stage Annabelle Stanzianni-Mathieu, avec qui j’ai travaillé dans le projet Charny UV à l’été 2013. Sans toi Annabelle, ce projet n’aurait jamais pu se réaliser. Bonne chance dans ta carrière!
Merci à Caetano Dorea pour m’avoir fait confiance et pour m’avoir intégré à ton équipe de recherche à l’hiver 2013. Merci pour le support financier que tu m’as apporté tout au long de la maîtrise. Je te remercie pour la belle expérience de travail que j’ai acquise dans le domaine de la recherche à tes côtés au cours des dernières années. Merci pour ta passion, ta curiosité et ta générosité. Merci également pour la belle expérience de travail de terrain en Amazonie à l’été 2014, qui n’a pas toujours été facile, mais qui a été fort enrichissante! Muito obrigado
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Merci à Christian Bouchard pour tes précieux conseils et ton écoute. J’ai grandement apprécié travailler à tes côtés au cours des dernières années. Merci pour ta confiance à mon endroit, et pour ta rigueur d’analyse qui continue à m’inspirer!
Merci Manuel J. Rodriguez, pour avoir intégré mon projet dans ceux de la chaire de recherche en eau potable de l’Université Laval. Ton enthousiasme pour la recherche dans le domaine de l’eau potable est inspirant. Je te souhaite le meilleur des succès avec les projets de la chaire au cours des prochaines années!
Merci à Paul Lessard pour m’avoir initié au monde de la recherche en me recrutant dans le cadre d’un stage à l’été 2012. Merci pour ta curiosité et pour m’avoir fait confiance.
1
1.
Introduction
L’utilisation du chlore comme désinfectant dans l’eau potable a permis d’améliorer de façon importante les conditions sanitaires des pays développés au cours du 20e siècle. Cependant, la découverte de la présence de chloroforme dans l’eau potable dans les années 1970 a lancé un tout nouveau domaine de recherche. Les études toxicologiques révélaient que la diminution des risques aigus de maladies diarrhéiques que permettait l’usage du chlore dans l’eau potable, se faisait probablement au détriment d’une augmentation des risques chroniques d’apparition de cancers. Bien que l’influence des sous-produits de désinfection (SPD) dans l’eau potable sur les risques de cancer ou d’autres maladies fasse toujours débat dans la communauté médicale, nombreux sont les experts qui affirment que le principe de précaution devrait inciter les autorités en charge de la qualité de l’eau potable à réduire au maximum, dans la mesure où c’est possible, les concentrations en SPD dans l’eau potable. Dans une perspective de santé publique, il fait toutefois consensus au sein de la communauté médicale que les bienfaits que le chlore permet, en réduisant l’incidence des maladies diarrhéiques à-d. risques aigues), dépassent largement ses inconvénients à long terme (c.-à-d. risques chroniques). Les recommandations de l’Organisation mondiale de la santé (OMS) démontrent que ce consensus vaut tout particulièrement pour les pays en développement (WHO, 2011).
1.1 Mise en contexte
Les maladies diarrhéiques tuent 1,8 millions de personnes par année, principalement des enfants de moins de 5 ans (OMS, 2007). En plus des décès, celles-ci peuvent entraîner de graves conséquences économiques et sociales pour les populations touchées. Parmi ces conséquences, on peut citer la perte de revenu liée à l’absentéisme au travail, de même que la perte de jours d’écoles pour les enfants. Afin de combattre ce fardeau, l’OMS a adopté une stratégie basée sur 3 axes d’intervention: améliorer les conditions d’assainissement et de gestion des excrétas, améliorer les pratiques d’hygiène par l’entremise de programmes d’éducation et de sensibilisation, et finalement promouvoir le traitement et la bonne conservation de l’eau à domicile. Bien qu’une importante proportion des populations des
2
pays en développement ait accès à une source d’eau améliorée, comme une source provenant d’une canalisation d’eau traitée ou bien d’un puit, il arrive que cette eau soit contaminée par des microorganismes pathogènes (OMS, 2007). Le traitement au point d’utilisation, qui consiste à traiter l’eau à domicile, constitue donc une barrière supplémentaire que le microorganisme doit traverser pour infecter l’hôte. L’OMS recommande d’utiliser un désinfectant qui garde une protection résiduelle en chlore libre à l’eau traitée lors de l’entreposage, tel que l’hypochlorite de sodium (NaOCl), l’hypochlorite de calcium ou le dichloroisocyanurate de sodium (NaDCC). Cette pratique a pour but de réduire les risques associés à une contamination post-collecte. L’OMS cite aussi l’utilisation des produits de coagulation/désinfection combinées (PCDC), tel que PUR® de Procter & Gamble. Ces produits ont l’avantage réduire la turbidité des eaux brutes et d’enlever une partie de la matière organique dissoute (MOD), ce qui ralentit la consommation en chlore (CCL). Il est à souligner que ce type de produits est souvent utilisé en situation d’urgence, comme lors de catastrophes naturelles, telles que les inondations et les tremblements de terre, ou de conflits armés. La facilité de transport de ce type de traitement favorise leur accès aux populations isolées. Bien que les bienfaits de ces traitements sur la réduction des microorganismes pathogène soient bien documentée (Sobsey, 2008), les niveaux des concentrations en SPD qu’ils génèrent ont été très peu étudiés (Lantagne et al., 2010). Bien que l’ampleur et l’urgence des besoins pour la lutte contre les maladies diarrhéiques expliquent que cette préoccupation soit secondaire, les autorités de santé publique de pays en développement commencent à se pencher sur cette question.
1.2
Problématique
Considérant que les enjeux liés aux maladies diarrhéiques restent une priorité pour les pays en développement, il reste toutefois que les risques à moyen et long termes que comporte l’exposition aux SPD interpellent de plus en plus les autorités de ces pays. En effet, bon nombre d’études se penchant sur la caractérisation du niveau d’exposition aux SPD des populations urbaines de plusieurs pays en développement, ainsi que sur l’évaluation des risques de cancer liés à cette exposition ont été publiées au cours des dernières années (Viana et al. (2009), Basu et al (2011), Pardakhti et al (2011), Amjad et al. (2013), Karim et al
3
(2013), Pan et al. (2014), Kumari et al. (2015)). En plus des risques de cancer liés aux SPD, les travaux d’Egorov et al. (2003) illustrent que les risques de problèmes de santé reproductive pour les femmes enceintes liés aux SPD sont également une préoccupation pour les pays émergents (pour la Russie du moins).
Un des principaux obstacles rencontrés par les autorités de santé publique des pays en développement chargées de gérer les risques liés aux SPD est toutefois le coût relié à ces analyses. Il est à noter que cet obstacle est également rencontré par les autorités de santé publique des pays développés, particulièrement pour les petites municipalités. Comme l’analyse des SPD réglementés (c.à-d. les acides haloacétiques (AHA) et les trihalométhanes (THM)) nécessite un personnel qualifié (au moins un chimiste) et un laboratoire bien équipé (spectromètre de masse, chromatographe à phase gazeuse), ils impliquent des coûts en capital et des coûts d’opération souvent inabordables pour les institutions manquant de ressources financières. Les autorités désirant analyser ces SPD sans assumer ces coûts en capital et ceux d’opération doivent donc sous-traiter aux laboratoires privés ces analyses. Cependant, les coûts exigés par les laboratoires sous-traitants peuvent également être inabordables pour les institutions dont les ressources financières sont limitées.
De plus, étant donné qu’une grande majorité des populations des pays en développement vit en zone rurale et n’a pas accès à un système de traitement centralisé, l’OMS et le « Center
for disease control » (CDC) recommandent de traiter l’eau au point d’utilisation. Il s’ensuit
que de nombreux ménages ont recours à la chloration directe d’une eau de surface récoltée dans une source avoisinante. Cette pratique est propice à la formation de fortes concentrations en SPD. Dans ce contexte, il est souvent difficile pour les intervenants de santé publique ou d’organismes non-gouvernementaux de prélever des échantillons et de les envoyer à temps et dans les conditions d’entreposage adéquates (tout au long du chemin jusqu’au laboratoire, l’approvisionnement en glace de la glacière transportant les échantillons doit être planifié) pour l’analyse des SPD.
Il reste toutefois que le principal obstacle que rencontrent les pays en développement dans la gestion des risques à moyen et à long termes associés aux SPD, est assurément l’urgence et l’ampleur des besoins associés à la gestion des maladies diarrhéiques. Étant donné que ces
4
maladies tuent environ 2 millions de personnes dans le monde à chaque année, il est essentiel pour les autorités de santé publique des pays en développement de consacrer la majeure partie de leurs ressources à combattre ce fardeau, laissant généralement très peu de ressources disponibles pour la gestion des risques à moyen et long termes.
Somme toute, l’ampleur des besoins prioritaires en lien avec la gestion des risques aigus associés aux maladies diarrhéiques, les coûts des analyses et les difficultés logistiques en régions éloignées constituent les principaux obstacles rencontrés par les autorités des pays en développement dans la gestion des risques chroniques associés aux SPD.
1.3
Organisation du mémoire
La suite de ce mémoire est divisée en six chapitres : soit la revue de littérature, les but et objectifs du projet, la méthodologie, les résultats et discussion, la réflexion, et finalement la conclusion. La revue de littérature est divisée en trois sections : soit la problématique du traitement au point d’utilisation, les normes concernant les SPD dans les pays en développement, et les méthodes d’estimation des SPD. La méthodologie comprend cinq sections, soit un aperçu de la démarche expérimentale utilisée, la présentation des produits testés, la description des paramètres analysés, une description des eaux analysées et finalement la description du déroulement d’une expérience type. Le chapitres des résultats et discussion est divisé en trois sections, soit les paramètres physico-chimiques, les SPD et finalement les méthodes d’estimation des SPD. Le chapitre suivant comporte une réflexion sur la portée des résultats de cette étude, ainsi que sur ses limitations. Une synthèse des principaux points ressortant de cette étude est finalement réalisée dans la conclusion.
5
2.
Revue de littérature
Ce chapitre est divisé en 3 sections. La problématique du traitement au point d’utilisation est abordée dans un premier temps. La deuxième section de cette revue porte sur les normes concernant les SPD dans les pays en développement. Les principales méthodes d’estimation des SPD sont étudiées dans la troisième section.
2.1
Traitement au point d’utilisation
Cette section est divisée en 4 sous-sections. Le contexte du traitement au point d’utilisation est décrit dans un premier temps. Par la suite sont étudiées les principales options de traitement au point d’utilisation. La troisième sous-section porte sur les recommandations du CDC et de l’OMS à propos de la qualité de l’eau traitée au point d’utilisation. La dernière sous-section aborde la question des SPD générés par différents traitements au point d’utilisation.
2.1.1 Contexte du traitement au point d’utilisation
En 2012, il restait toujours 748 millions de personnes qui n’avaient pas accès à une source d’approvisionnement en eau améliorée (SAEA). L’OMS définit la SAEA comme les infrastructures protégeant l’eau de manière satisfaisante de toute contamination extérieure, en particulier des matières fécales. On compte parmi ces infrastructures les canalisations d’aqueduc, les fontaines publiques, les puits tubés et forés, les puits creusés protégés, les sources d’eau protégées et les citernes de pluie (OMS, 2016).
Bien que la qualité de l’eau au point de distribution des SAEA puisse être très bonne, il est fréquent de retrouver des traces de contamination fécale dans l’eau entreposée à domicile provenant des SAEA. Par exemple, il arrive régulièrement dans les pays en développement, que les réseaux d’aqueduc soient opérés de façon intermittente. Cette approche vise généralement à pallier la capacité insuffisante du réseau d’aqueduc et des usines de traitement d’eau à approvisionner en eau potable la population. La principale cause de ce phénomène est généralement le développement urbain mal planifié. Les citoyens touchés par de telles
6
pratiques vont généralement entreposer l’eau au moment où elle est disponible, de manière à constituer des réserves pour les périodes sèches. Il résulte donc de cette pratique que l’eau stockée est souvent contaminée par des microorganismes pathogènes d’origine fécale (Clasen, 2011, OMS, 2007).
Wright et al. (2004) ont réalisé une revue des études épidémiologiques sur la contamination microbiologique d’origine fécale entre la source d’eau et le point de consommation. Les auteurs rapportent de manière générale une augmentation des concentrations en microorganismes indicateurs de pollution fécale dans l’eau au point de consommation par rapport à la source. Les résultats des travaux de Harris et al. (2013), qui ont étudié les mécanismes de contamination post-collecte dans un village tanzanien, abondent dans le même sens que ceux de Wright et al. (2004). Face à cette problématique, le traitement au point d’utilisation constitue une barrière supplémentaire que les microorganismes pathogènes ont à franchir pour pouvoir contaminer l’hôte. L’OMS (2007) recommande de traiter l’eau au point d’utilisation et d’entreposer l’eau traitée de façon sécuritaire à domicile pour prévenir la contamination post-collecte.
2.1.2 Options de traitement au point d’utilisation
L’adhésion de la population aux traitements au point d’utilisation est le facteur déterminant pour la réalisation de progrès en matière de santé publique pour les interventions visant la qualité de l’eau de boisson (Brown et Clasen, 2012). Sobsey et al. (2008) ont identifié 6 facteurs contribuant à l’adoption à long terme de ces technologies par les populations, soit :
1. la capacité à produire une eau en quantité suffisante et de qualité microbiologique acceptable pour les usages domestiques d’un ménage;
2. l’efficacité à traiter différentes sources comportant différents niveaux de qualité (turbidité, matière organique);
3. le temps requis pour traiter l’eau;
4. les faibles coûts d’implantation et d’opération;
5. la fiabilité et l’accessibilité de la chaine d’approvisionnement en matière de distribution des unités et de remplacement de leurs pièces; et
7
6. le maintien du niveau d’utilisation une fois les campagnes d’implantation et d’évaluation terminées.
Les auteurs ont comparé les principales filières de traitement au point d’utilisation entre elles sur la base de ces critères, en allouant pour chacun d’eux, un pointage de 1 à 3 à chaque technologie. Les filières de traitement évaluées sont la désinfection solaire, la filtration sur céramique, la filtration bio-sable (biosand filter), les produits de coagulation/désinfection combinées (PCDC) et la chloration combinée à l’entreposage sécuritaire de l’eau traitée.
2.1.2.1
Désinfection solaire
Le désinfection solaire utilise la combinaison des mécanismes de pasteurisation et d’irradiation UV provenant du soleil pour inactiver les microorganismes pathogènes (McGuigan et al., 1998). Ce traitement consiste dans un premier temps à remplir des bouteilles en verre ou en plastique transparent avec l’eau à traiter. La deuxième étape du traitement consiste à agiter la bouteille pendant quelques secondes de manière à ce que l’oxygène gazeux dans la bouteille se dissolve dans l’eau. Les bouteilles ainsi remplies et agitées sont ensuite laissées à la lumière extérieure ambiante pour une période allant de quelques heures à quelques jours. L’efficacité du traitement dépend généralement de la température et de l’ensoleillement ambiant (plus le temps est chaud et ensoleillé, plus le traitement est efficace rapide), de même que du diamètre des bouteilles et de la turbidité de l’eau à traiter.
Sobsey et al. (2008) mentionnent que la désinfection solaire a les avantages de comporter de faibles coûts et d’avoir une chaîne d’approvisionnement et de distribution des différentes composantes fiable et accessible. Par contre cette filière de traitement est peu performante par rapport aux critères de la quantité et de la variabilité de la qualité de l’eau à traiter, de même que pour le temps requis pour traiter l’eau. Les auteurs mentionnent une étude épidémiologique rapportant une diminution des maladies diarrhéiques estimée entre 26 et 37% chez le groupe qui utilisait le traitement, par rapport au groupe contrôle qui n’utilisait aucun traitement.
8
2.1.2.2
Filtration sur céramique
La filtration sur céramique consiste à filtrer l’eau à traiter au travers d’un média poreux généralement constitué d’argile cuite à haute température. On retrouve le filtre en céramique sous trois formes : la filtration sur céramique en pots (UNICEF, 2007 et Brown et al., 2012), la filtration sur céramique en chandelles et la filtration sur céramique en disques (Dies, 2003). Le filtre à céramique permet d’enlever les bactéries (Bielefeldt et al., 2009) et les protozoaires (Bielefeldt et al., 2010) en les capturant dans ses pores. L’activation du média filtrant à l’aide d’argent permet également au filtre à céramique d’inactiver les virus (Bielefeldt et al., 2010).
Sobsey et al. (2008) mentionnent que les principaux avantages de la filtration sur céramique sont les relativement faibles coûts qu’elle nécessite et sa capacité à traiter des eaux de qualités variables. Son principal point faible est la diminution progressive du débit au fur et à mesure que le filtre se colmate, ce qui implique des nettoyages manuels périodiques et récurrents. La nécessité d’avoir accès à une chaîne d’approvisionnement pour le remplacement des composantes brisées constitue également un autre point faible de cette filière de traitement. Sobsey et al. (2008) rapportent une diminution des maladies diarrhéiques estimée entre 51et 72% pour les filtres en forme de chandelle dans le cadre d’études épidémiologiques. En ce qui concerne les filtres en forme de pots, cette diminution des maladies diarrhéiques estimée variait entre 29 et 59 %.
2.1.2.3
Filtration bio-sable
Le fonctionnement du filtre bio-sable est basé essentiellement sur les principes de la filtration lente sur sable, à la différence qu’il est opéré de façon intermittente. Il est constitué d’une colonne de filtration remplie de sable avec du gravier à sa base. Son média filtrant (c.-à-d. sable et gravier) est généralement prélevé localement, ce qui en facilite le transport et diminue les coûts (Sobsey et al., 2008). Il est généralement conçu pour traiter environ 20 L par jour. Son mode d’opération consiste à verser quotidiennement l’eau à traiter dans la colonne de filtration et à récupérer l’eau filtrée à la sortie du tuyau qui est relié au drain de gravier. Le biofilm qui se forme sur les parois du média filtrant lors du processus de maturation (schmutzdecke) est supposé jouer un rôle dans le procédé d’épuration des
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contaminants chimiques et microbiologiques. Bien que l’enlèvement des microorganismes pathogènes (bactéries, protozoaires et virus) et des matières en suspension dans le filtre semble lié à la maturation du biofilm, les mécanismes qui en sont responsables restent encore mal compris (Elliott et al., 2011).
Selon Sobsey et al. (2008), les principaux avantages du filtre bio-sable sont la quantité d’eau et la grande variabilité de la qualité des eaux qu’il peut traiter. De plus, comme le filtre bio-sable ne nécessite qu’un investissement initial et que ses différentes composantes sont peu sujettes aux bris, les auteurs avancent que cette technologie ne nécessite pas de chaîne d’approvisionnement pour le remplacement des composantes. Les principaux inconvénients du filtre bio-sable sont son coût initial et sa facilité d’utilisation. En effet, tout comme le filtre à céramique, le filtre bio-sable nécessite des nettoyages manuels périodiques et récurrents au fur et à mesure que le filtre se colmate. Il faut également mentionner le temps nécessaire à la maturation du biofilm parmi les inconvénients de ce traitement. Sobsey et al. (2008) rapportent des diminutions des maladies diarrhéiques variant entre 21 et 64% avec le filtre bio-sable dans le cadre d’une étude épidémiologique.
2.1.2.4
Produits de coagulation/désinfection combinées (PCDC)
Les PCDC sont inspirés du concept des barrières multiples des filières de traitement conventionnel, comprenant les procédés de coagulation, floculation, sédimentation, filtration et désinfection. On retrouve principalement les PCDC sous forme de sachets contenant des produits chimiques utilisés dans le traitement de l’eau potable conventionnel en usine. On compte souvent parmi ces produits un coagulant (par exemple l’alun ou le sulfate ferrique), un floculant (comme le polyacrylamide) et un désinfectant, tel que le Ca(ClO)2 ou le NaDCC.
Les principaux PCDC commercialisés sont le PUR® de Procatate & Gamble (Pakistan), le WaterMaker (Afrique du Sud), le Bishan Gari (Éthiopie) et le Thanh Mai, qui est fabriqué au Vietnam (Lantagne et Clasen, 2009). On peut également retrouver les PCDC sous forme de pastille avec Aquasure (France). Ces produits sont généralement conçus pour traiter de 5 à 20 L à la fois.
10
Le traitement consiste essentiellement à ajouter le contenu du sachet, ou la pastille, dans la chaudière d’eau à traiter, et à agiter manuellement à l’aide d’un instrument pendant quelques minutes pour que se fassent les étapes de coagulation et de floculation. Vient ensuite une période de repos qui permet aux flocs de sédimenter. Le surnageant est ensuite filtré sur un tissu fixé à une autre chaudière pour enlever les flocs encore en suspension. Le temps d’attente recommandé avant la consommation est généralement de 30 minutes suivant l’ajout du produit, de manière à assurer l’inactivation des bactéries de type coliformes qui sont potentiellement pathogènes. L’enlèvement des bactéries de type coliformes fécaux et
Escherichia Coli est un indicateur de performance de traitement pour l’eau potable. Crump
et al. (2004) ont démontré l’efficacité du produit PUR® à enlever et inactiver les bactéries
E. coli dans des sources d’eau naturelles. Souter et al. (2003) ont également démontré
l’efficacité du produit à enlever et à inactiver les virus, les protozoaires Giardia lamblia et
Cryptosporidium parvum, ainsi que l’arsenic dans une source d’eau naturelle bangladaise.
Selon Sobsey et al. (2008) le principal avantage des PCDC est leur capacité à traiter des eaux dont la qualité est hautement variable. Par contre, la complexité des opérations qu’ils nécessitent (c.-à-d. laver les chaudières et le tissu de filtration après chaque utilisation), les coûts récurrents liés à leur approvisionnement, de même que la complexité de leurs chaînes d’approvisionnement constituent leurs principales lacunes. Sobsey et al. (2008) rapportent des diminutions des maladies diarrhéiques variant entre 18 et 42% avec les PCDC dans le cadre d’études épidémiologiques. Malgré ces inconvénients, le CDC (2014a) souligne que les PCDC possèdent l’avantage de fournir une protection résiduelle à l’eau traitée contre la recontamination, grâce au chlore résiduel libre (CRL).
2.1.2.5
Chloration combinée à un entreposage sécuritaire
La chloration combinée à un entreposage sécuritaire consiste à ajouter du chlore libre dans l’eau à traiter dans le but d’inactiver les microorganismes pathogènes. Un délai minimal de 30 minutes suivant l’ajout du chlore est recommandé afin d’inactiver les microorganismes pathogènes. Cette méthode est efficace contre les bactéries et les virus, mais est moins performante pour les protozoaires. L’ajout du chlore se fait généralement à l’aide d’une solution de NaOCl, où via des pastilles de NaDCC. Le CDC recommande d’entreposer l’eau
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traitée dans des contenants pouvant être fermés hermétiquement afin de prévenir sa recontamination (CDC, 2014a).
Le NaDCC est un composé organique qui possède un réservoir de chlore libre. Au contact avec l’eau, la molécule de NaDCC libère le chlore contenu dans son réservoir sous forme de CRL. Contrairement au NaOCl qui libère instantanément la totalité de son CRL au contact de l’eau, le chlore du NaDCC est libéré de manière à maintenir un équilibre chimique dépendant du pH et de la concentration en CRL dans la solution (FAO, 2004).
Clasen et Edmondson (2006) rapportent que l’utilisation de NaDCC comme désinfectant pour l’eau potable au point d’utilisation présente des avantages par rapport à celle de l’hypochlorite de sodium en solution. Les auteurs mettent de l’avant le caractère plus stable dans le temps du NaDCC (les pastilles de NaDCC ont une durée de vie de 5 ans en milieu tropical, alors que celle des solutions d’hypochlorite est estimée à 6 mois après l’ouverture de la bouteille), de même que la facilité avec laquelle on le dose. Macedo et Barra (2002) avancent que le NaDCC possède un autre avantage sur l’hypochlorite de sodium : le NaDCC n’entraîne pas de hausse de pH, ce qui favorise la forme HOCl par rapport à la forme OCl-,
améliorant ainsi l’efficacité de désinfection.
Sobsey et al. (2008) avancent que les principaux avantages de la chloration combinée à un entreposage sécuritaire sont sa facilité à traiter différents volumes d’eau, sa simplicité d’utilisation et les faibles coûts qui lui sont associés (cet avantage vaut seulement pour les solutions de NaOCl, et non pour les pastilles de NaDCC qui sont plus dispendieuses). Ses piètres performances de désinfection pour les eaux dont la turbidité et la concentration en matière organiques sont élevées, de même que l’approvisionnement constant en solutions de NaOCl ou en pastilles de NaDCC qu’elle nécessite constituent ses principales lacunes. Les auteurs rapportent des diminutions des maladies diarrhéiques variant entre 25 et 48% pour la chloration combinée à un entreposage sécuritaire dans le cadre d’études épidémiologiques. Il est à noter que cette méthode de traitement possède l’avantage de fournir une protection résiduelle à l’eau traitée contre la recontamination grâce au CRL (CDC, 2016).
12
2.1.3 Recommandations pour la qualité de l’eau traitée au point
d’utilisation
Afin d’assurer une protection résiduelle à l’eau traitée contre une éventuelle recontamination par des microorganismes pathogènes lors de l’entreposage, le CDC recommande de doser le chlore au point d’utilisation de manière à obtenir une concentration en CRL de 0,2 ppm après 24h d’entreposage. La durée de 24h a été choisie car il est estimé que l’eau collectée est généralement consommée à l’intérieur de ce laps de temps. Toutefois, dans le but d’éviter que l’eau chlorée ait un goût ou une odeur qui pousserait les usagers à se tourner vers une source alternative moins sécuritaire, le CDC recommande que la concentration en CRL ne dépasse pas 2,0 ppm après 30 minutes de temps de contact (CDC, 2016).
Les recommandations du CDC sont essentiellement les mêmes que celles qui sont faites dans les travaux de Lantagne (2008), à l’exception que l’auteure recommande que la concentration en CRL ne dépasse pas 2,0 ppm après une heure de temps de contact. Plusieurs aspects sont abordés dans ces travaux, dont la façon de prendre en compte la variabilité de volume des gouttes des solutions de NaOCl utilisées pour le dosage, de même que la variabilité de leurs concentrations chlore. Lantagne (2008) explicite également les raisons pour lesquelles ses recommandations divergent de celles de l’OMS, qui recommande que la concentration en CRL après 30 minutes soit d’au moins de 0,5 ppm avec un pH inférieur à 8, et que cette concentration ne dépasse pas 5 ppm. Sans mentionner de temps de contact explicite, l’OMS recommande également que la concentration en CRL soit d’au moins 0,2 ppm au point de distribution (WHO, 2011). Lantagne (2008) recommande une dose en chlore de 1,875 ppm pour les eaux de turbidité inférieure à 10 unités de turbidité néphélométrique (UTN), et une double dose de 3,75 ppm pour les eaux dont la turbidité est entre 10 et 100 UTN. L’auteure recommande de ne pas chlorer directement les eaux dont la turbidité est supérieure à 100 UTN.
Considérant que la réaction entre le chlore libre et la MOD dans l’eau génère des SPD qui sont suspectés cancérigènes, l’OMS recommande des concentrations maximales pour ces composés dans l’eau de boisson (WHO, 2011). Les recommandations de l’OMS concernant les principaux SPD (c.-à-d. les AHA et les THM) sont abordées plus en détail à la section 2.2
13
de ce mémoire. L’OMS souligne toutefois l’importance de ne jamais compromettre l’efficacité de la désinfection en cherchant à minimiser la formation des SPD.
2.1.4 Formation des SPD dans les traitements au point d’utilisation
Bien que la formation des SPD par les traitements au point d’utilisation ne soit pas l’enjeu principal dans le contexte des pays en développement, ce sujet mérite toutefois d’être abordé sous des perspectives de recherche. Lantagne et al. (2010) ont étudié la formation des principaux THM (THM4) par différents traitements sur 6 sources d’eau provenant du Kenya. Les traitements testés étaient l’ajout de NaOCl, l’ajout de pastilles Aquatabs® contenant du
NaDCC et un PCDC à base d’alun et de NaDCC. Les THM ont été mesurés pour ces traitements sur les 6 eaux brutes, mais également sur ces mêmes eaux qui avaient préalablement subi un prétraitement. Les prétraitements testés étaient la filtration sur tissu, la filtration sur céramique, la filtration sur sable et la simple décantation pendant 12h suivie du transfert du surnageant dans une autre chaudière. La concentration maximale en THM4 de 120 ppb a été obtenue avec le PCDC à base d’alun et de NaDCC. Les auteurs rapportent que les prétraitements testés n’ont pas permis de réduire les concentrations en THM par rapport aux traitements sur les eaux brutes.
Lantagne (2001) a évalué sur le terrain à Haïti les THM4 générés par un procédé de traitement destiné au point d’utilisation. Ce système, d’une capacité de 15L, combine la chloration par hypochlorite de sodium, la filtration sur coton pour l’enlèvement des particules, et la filtration sur charbon activé en grain (CAG), afin d’enlever les SPD générés lors de la chloration. Les doses de chlore appliquées ont été de 12,5 ppm. La concentration maximale en THM4 observée a été de 196 ppb. L’auteure rapporte que les concentrations en THM4 sont fortement corrélées avec l’âge d’utilisation du filtre en CAG, ainsi qu’avec la conductivité électrique de l’eau traitée. La forte corrélation rapportée entre les concentrations en THM et l’âge du filtre est cohérente avec le mécanisme d’élution du CAG (plus les lieux d’adsorption du CAG sont occupés par les polluants, moins le CAG est capable d’en adsorber). L’auteure souligne l’importance de mettre en place une stratégie de remplacement des filtres en CAG pour que le procédé de traitement maintienne les concentrations en THM à un niveau bas.
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2.2
Normes concernant les SPD dans les pays en développement
Les valeurs de référence pour les SPD contenues dans les lignes directrices pour la qualité de l’eau potable de l’OMS (WHO, 2011) constituent des recommandations à l’intention des instances nationales et régionales qui sont en charge de la réglementation de l’eau potable à l’échelle de la planète. Ces recommandations constituent un point de départ dans le processus d’adoption de normes nationales ou régionales. Le processus d’établissement des normes nationales ou régionales sur les paramètres de qualité d’eau potable est essentiellement basé sur une démarche d’évaluation et de gestion des risques pour la santé. Cette section est divisée en 3 sous-sections. La première traite du processus d’évaluation des risques. Dans la deuxième sous-section est étudié le processus de gestion des risques pour la santé liés aux SPD, alors que la troisième sous-section porte sur les normes adoptées par les principaux pays émergents.
2.2.1 Processus d’évaluation des risques
Hrudey (2008) décrit en détail le processus d’évaluation et de gestion des risques qui ont mené à l’adoption des normes concernant les AHA et les THM au Canada. Bien que ce document traite du contexte canadien, la démarche d’évaluation des risques est essentiellement la même que celle utilisée par l’OMS (WHO, 2011). L’évaluation des risques reliés à un contaminant se fait en 4 étapes :
1. Détermination du danger 2. Évaluation de l’exposition
3. Quantification du risque (estimation dose réponse) 4. Caractérisation du risque
L’étape de détermination du danger s’appuie principalement sur les propriétés physicochimiques des substances à l’étude, ainsi que sur les données toxicologiques et épidémiologiques. Les données toxicologiques proviennent d’études en laboratoire sur des animaux (souris, rats, chiens..), alors que les données épidémiologiques proviennent d’études réalisées auprès de populations humaines. Étant donné les enjeux éthiques impliqués dans le cadre d’études épidémiologiques, les niveaux d’exposition y sont beaucoup plus difficiles à
15
contrôler que pour les études toxicologiques. Les résultats de ces études doivent également être interprétés différemment de ceux d’études toxicologiques avec des animaux en laboratoire, qui permettent une quantification plus précise des risques en contrôlant davantage les conditions expérimentales.
L’étape d’évaluation de l’exposition vise à caractériser le niveau d’exposition moyen de la population à un contaminant. Dans le cas des SPD dans l’eau potable, cette étape consiste à identifier les différentes voies d’exposition (c.-à-d. l’ingestion, l’inhalation, et l’absorption dermique) et à quantifier les niveaux d’absorption du contaminant pour chacune d’elles. En ce qui concerne les composés dont l’action comporte un seuil, l’étape de quantification du risque (estimation de la dose-réponse) a pour objectif d’établir une dose journalière tolérable (DJA) à laquelle un organisme peut être exposé sans subir d’effet néfaste à long terme. Cette DJA est établie à partir de résultats d’études toxicologiques réalisées sur des animaux de laboratoires généralement exposés à de fortes concentrations du composé étudié. Les valeurs des DJA sont habituellement obtenues en multipliant la dose qui ne provoquait pas d’effet néfaste sur les animaux dans les études toxicologiques par une série de facteurs d’incertitude.
Dans le cas des composés dont la toxicité est présumée sans seuil, comme les ADCA et BDCM, c’est le modèle linéaire à stade multiple (modèle LSM) qui est utilisé. Ce modèle calcule la probabilité d’apparition de cancer à différentes doses à partir de résultats d’essais biologiques de cancérogénèse sur des animaux de laboratoire. La dose associée à un excès de risque spécifique (DRS) de cancer visé, généralement 10-5 (Hrudey, 2008 et WHO, 2011), est alors retenue.
L’étape de caractérisation du risque consiste à établir une concentration maximale dans l’eau potable pour le composé étudié. Cette étape vient en quelques sortes synthétiser les étapes 2 et 3 du processus d’évaluation des risques pour en arriver à une concentration maximale à ne pas de dépasser. La concentration maximale est obtenue en multipliant la DJA, dans le cas des composés avec seuil, ou la DRS, dans le cas des composés sans seuil, par le poids corporel moyen de l’être humain et par la contribution relative de chaque source d’exposition (c.-à-d.
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ingestion, inhalation et absorption dermique). C’est généralement la valeur de la concentration maximale, ainsi calculée que l’on retrouve dans les recommandations de l’OMS pour les AHA et les THM, à l’exception de la recommandation pour le bromodichlorométhane (BDCM), qui découle de considérations d’efficacité technique de performances de désinfection (WHO, 2011).
L’OMS propose également une approche tenant compte de la toxicité additive de chacun des 4 composés de la famille des THM4. Cette approche est basée sur l’idée que la toxicité résultant de l’interaction synergique entre différents polluants d’un mélange est plus élevée que la somme de leurs toxicités individuelles respectives. Elle consiste à additionner les rapports des concentrations de chacun des composés par rapport à leur concentration maximale respective. La somme de ces rapports doit être inférieure à 1. Il en résulte donc qu’un échantillon pourrait respecter les concentrations maximales pour chacun des 4 composés, tout en ne respectant pas le critère de toxicité additive. Il est à souligner que l’OMS n’a pas adopté cette approche pour les AHA (WHO, 2011).
2.2.2 Processus de gestion des risques
L’adoption de normes à l’échelle nationale s’inscrit à la fois dans le processus d’évaluation des risques et dans celui de gestion des risques. Von Sperling et Fattal (2001) soulignent que plusieurs facteurs doivent être pris en compte lors de l’adoption de normes de qualité de l’eau à l’échelle nationale ou régionale. Les contextes socio-économique et culturel, la prévalence des maladies, le niveau de risque acceptable, ainsi que le niveau de développement technique disponible, peuvent varier grandement d’un pays à l’autre, de même qu’à l’intérieur d’un même pays. Si menée adéquatement, la prise en compte de ces facteurs, lors d’adoption de normes nationales, peut grandement contribuer à améliorer les conditions de santé publique. À l’inverse, faire abstraction de ces facteurs, peut conduire à établir des normes qui n’amènent pas d’amélioration en termes de santé publique, et qui constituent un gaspillage de temps et d’argent.
Von Sperling et Fattal (2001) proposent d’établir et de mettre en place les normes dans les pays en développement selon une approche progressive. Cette approche vise à améliorer la
17
qualité de l’eau de façon progressive, en établissement des normes adaptées aux différents contextes. Les normes sont alors révisées périodiquement, de manière à devenir de plus en plus restrictives, à mesure que les performances de traitement s’améliorent. Il est à noter que cette approche est également applicable au processus de mise en place des technologies de traitement de l’eau potable et des eaux usées, de même que pour les programmes de suivi de la qualité de l’eau.
Von Sperling et Fattal (2001) insistent aussi sur l’importance, pour les institutions en charge de la qualité de l’eau, de disposer de ressources nécessaires pour mettre en place des technologies de traitement et pour assurer leur bon fonctionnement. Le choix des technologies de traitement doit être fait en regard du contexte des pays en développement. Les critères de performances les plus importants pour les pays en développement sont généralement les coûts de construction, la durabilité, la simplicité et les coûts d’opération, alors que l’efficience et la fiabilité sont souvent les critères privilégiés dans les pays développés. Il est à souligner que la viabilité à long terme d’une technologie est directement liée à son taux d’adhésion au sein de la population.
2.2.3 Revue des normes AHA et THM des principaux pays émergents
Le tableau 1 présente un aperçu des normes établies par les principaux pays émergents, ainsi que celles établies par Santé Canada et l’USEPA. Il est à noter que l’Inde et la Chine ont adopté des valeurs similaires aux recommandations de l’OMS. Quant à eux, l’Afrique du Sud et le Brésil ne s’attaquent qu’aux THM4. L’Afrique du Sud a une approche progressive et non coercitive en associant des niveaux de risques aux différentes gammes de concentrations cibles (moins de 1 cas de cancer sur 105 pour 0-100 ppb, de 1 à 2 cas de cancer sur 105 pour 100-200 ppb et de 2 à 4 cas de cancer sur 105 pour 200-400 ppb) à partir du modèle linéarisé à stades multiples (Department of Water Affairs and Forestry, 1996). Il est à souligner que la valeur adoptée pour le TCM par la Chine est particulièrement stricte (60 ppb, comparativement à la recommandation de l’OMS de 300 ppb) Par contre, les valeurs adoptées pour les autres composés (BDCM, DBCM, TBM, ADCA et ATCA) par la Chine sont les mêmes que celles recommandées par l’OMS. La norme russe concernant l’ATCA (5000 ppb) est particulièrement étonnante, considérant que les normes russes
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associées aux différents THM sont légèrement inférieures aux valeurs recommandées par l’OMS.
Tableau 1 - Normes concernant les SPD des pays du BRICS, du Canada, des États-Unis et de l’OMS
Brésil [1-2] Russie [3] Inde [4] Chine [5] Afrique du Sud [6] OMS [7] USEPA [8] Canada [9]
TCM 200] 200 60 300 70 BDCM 30 60 60 60 0 DBCM 100 100 100 60 TBM 100 100 100 100 0 THM4 100 200 (0-100) (100-200) (200-400) 80 100 AMCA 50 20 70 ADCA 50 50 0 ATCA 5000 100 200 20 AMBA ABCA AHA5 60 80 [1] Ministério da Saúde (2005) [2] Viana et al. (2009)
[3] Russian Ministry of Health (2001) [4] Bureau of Indian standards (2012) [5] Ministry of health of China (2006)
[6] Department of Water Affairs and Forestry (1996) [7] WHO (2011)
[8] USEPA (2013a) [9] Santé Canada (2014)
Il est à noter que les méthodes de vérification de conformité des normes peuvent être différentes d’un pays à l’autre. Par exemple, le Canada et les États-Unis se basent sur la moyenne annuelle des échantillons collectés et analysés selon un calendrier précis. Les exigences du calendrier varient selon la taille de la population desservie (USEPA, 2013a et Santé Canada, 2014). Le Brésil et la Russie exigent également de respecter un calendrier d’échantillonnage. Par contre, ceux-ci ne mentionnent pas de méthode de vérification de conformité pour ces normes (Ministério da Saúde, 2005 et Russian Ministry of Health, 2001). Quant à l’Inde et à la Chine, aucune information concernant le calendrier d’échantillonnage ni la méthode de vérification de conformité n’ont été trouvées (Bureau of Indian Standards, 2001 et Ministry of Health of China, 2006).
19
2.3
Méthodes d’estimation des AHA et THM
Étant donné l’ampleur des ressources humaines et monétaires qu’impliquent les méthodes d’analyse par chromatographie de l’USEPA (1995, 2003, 2009, 2013b), la recherche de méthodes alternatives d’estimation des SPD s’est développée au cours des dernières décennies. Cette recherche vise principalement à répondre aux besoins des autorités de santé publique qui sont en charge de la qualité de l’eau potable dans les pays développés. Celles-ci cherchent souvent à optimiser le suivi des concentrations en SPD dans l’eau potable, de manière à améliorer les performances de traitement des usines de traitement d’eau potable (UTE). Bien que ces méthodes aient été initialement développées pour répondre aux besoins des pays développés, elles représentent une opportunité fort intéressante pour les autorités de santé publique des pays en développement qui sont intéressées par la problématique des SPD, mais qui ne veulent pas investir démesurément dans celle-ci.
2.3.1 Méthode Hach THM plus
TMHach (2014a) a développé une méthode (THM plusTM Method, 10132) pour analyser les THM4 par colorimétrie. Cette méthode peut analyser les THM sur une gamme allant de 10 à 600 ppb. Il est à noter que d’autres SPD, tels que les AHA et les hydrates de chlore, interfèrent positivement avec cette méthode. Cette méthode permet donc de connaître le niveau des concentrations des principaux SPD générés lors de la réaction du chlore avec la matière organique, sans toutefois pouvoir analyser les concentrations de chacun des composés spécifiquement.
2.3.2 Méthode du différentiel d’absorbance UV
Korshin et al. (2002) ont publié un rapport sur l’utilisation de la méthode du différentiel d’absorbance UV (DAUV) pour estimer la formation des SPD. Cette méthode est basée sur le principe que la matière organique absorbe la lumière. Lorsque le chlore entre en contact avec la matière organique, celle-ci s’oxyde, ce qui entraine la formation de SPD, mais aussi une diminution de la capacité de la matière organique à absorber la lumière (absorbance). Dans ce rapport, les auteurs rapportent que la longueur d’onde à laquelle la corrélation entre le DAUV et les concentrations en halogènes totaux (TOX) est la meilleure est 272 nm. Étant
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donné que les TOX ne sont pas réglementés, Korshin et al. (2002) ont travaillé à établir des corrélations entre le DAUV et les principaux SPD (c.-à-d. les THM et les AHA). Les auteurs concluent que c’est également à la longueur d’onde de 272 nm que se trouvent les meilleures corrélations entre le DAUV et les concentrations des différents composés de SPD individuels. Les auteurs soulignent que cette méthode peut s’avérer un outil fort utile pour le suivi des SPD dans les réseaux de distribution et dans les stations de traitement, en permettant de sauver temps et argent pour les analyses.
2.3.3 Méthode de la consommation en chlore
Roccaro et al. (2008) ont étudié l’effet de la température, de la dose de chlore, et du temps de réaction sur la formation de SPD et sur le DAUV correspondant. Ils rapportent que les corrélations entre les SPD et le DAUV, de même que celles entre la consommation en chlore (CCL) et les SPD n’ont pas été affectées par la température, la dose en chlore ni le temps de réaction. Roccaro et al. (2008), de même que El-Shafy et Grunwald (2000), mentionnent que la CCL peut être un outil de suivi des SPD pour les réseaux où l’essentiel de la CCL provient de l’oxydation de la matière organique. Contrairement à la méthode du DAUV, le suivi de la CCL serait donc à éviter lorsque l’oxydation de composés inorganiques, de même que lorsque les procédés de corrosion et de photolyse, seraient importants.
21
3.
But et objectifs du projet
Dans la lignée des travaux de Lantagne (2008), ce mémoire a pour but d’élargir les connaissances sur la formation des SPD par différents produits à base de chlore destinés au traitement de l’eau potable au point d’utilisation. Étant donné que ces produits sont recommandés par l’OMS pour le traitement au point d’utilisation, ce projet vise d’abord à déterminer si l’usage de ces produits est sécuritaire par rapport aux concentrations en SPD qu’ils génèrent. Ce projet vise également à vérifier si les recommandations du CDC pour le CRL après 24h entraînent des concentrations en SPD acceptables lorsque des eaux de surface sont chlorées directement, sans coagulation préalable.
Les objectifs spécifiques du projet sont les suivants :
1- Caractériser la formation de SPD par différents produits à base de chlore pour traiter l’eau potable au point d’utilisation dans les pays en développement.
2- Élargir la portée des connaissances associées à la formation des SPD. Ces objectifs comprennent également les sous-objectifs suivants :
1- Appliquer les méthodes du DAUV et de la CCL pour estimer la formation de SPD. 2- Comparer les performances de ces deux méthodes pour estimer la formation de SPD
dans le contexte des pays en développement.
22
4.
Méthodologie
Ce chapitre est séparé en 5 sections. Un aperçu de la démarche expérimentale adoptée dans le cadre de ce projet est présenté dans la première section. Par la suite sont présentés individuellement les produits de traitement testés. Les méthodes utilisées pour l’analyse des paramètres suivis sont ensuite expliquées dans la troisième section. Les caractéristiques physico-chimiques des 3 types d’eau qui ont été testés sont présentées à la quatrième section. Le déroulement d’une expérience type est finalement décrit à la dernière section.
4.1
Aperçu de la démarche expérimentale
La démarche expérimentale suivie dans le cadre de ce projet consistait essentiellement à tester différents produits à base de chlore destinés au traitement au point d’utilisation sur différentes sources d’eau dans le but d’évaluer les niveaux des concentrations en SPD qui sont générés. Quatre produits ont donc été testés (2 avec coagulant et 2 sans coagulant) dans 2 sources d’eau naturelle (c.-à-d. le fleuve St-Laurent et le Marais du Nord, situé à 20 environ 20 km du centre-ville de Québec) et dans une eau synthétique de laboratoire, composée d’humate de sodium dissous dans de l’eau déminéralisée.
Les 4 produits testés ont des formulations différentes. Le premier produit est le PCDC PUR® de Proctate & Gamble, qui contient de l’hypochlorite de calcium comme désinfectant et du sulfate ferrique comme coagulant. Le deuxième produit, nommé Aquafloq®, est un produit expérimental de Medentech, qui est composé d’une pastille à base d’alun, et d’une autre pastille à base de NaDCC. Contrairement au PCDC PUR® de Proctate & Gamble, pour lequel la coagulation et la désinfection se font simultanément, le traitement Aquafloq® sépare dans le temps ces deux étapes. L’ajout du désinfectant (c.-à-d. du NaDCC) se fait donc une fois que l’eau a été coagulée, floculée, décantée puis filtrée sur tissu, ce qui s’apparente d’avantage au traitement conventionnel des UTE. Le troisième traitement consiste en l’ajout de pastilles Aquatabs®, qui sont composées de NaDCC, dans l’eau brute sans coagulation
préalable. Le quatrième traitement consiste en l’ajout d’une solution de NaOCl concentrée à 2,5%, via des gouttes, dans l’eau brute sans coagulation préalable. Les différentes procédures
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expérimentales, allant de l’ajout du produit jusqu’à l’embouteillage de l’eau traitée, sont schématisées pour chaque traitement à la figure 1.
Figure 1 - Schéma des procédures expérimentales pour les différents traitements L’eau traitée était entreposée dans 2 types de conditions. La première condition d’entreposage consistait en des bouteilles en verre ambré fermées hermétiquement, alors que la deuxième consistait en des bouteilles en polypropylène (PP) fermées non hermétiquement, de manière à simuler un entreposage dans des conditions non optimales. Les paramètres sur l’eau traitée qui ont été suivis sont le pH, le CRL, la turbidité, les AHA et les THM, le carbone organique dissous (COD), ainsi que le spectre d’absorbance UV (de 200 à 330 nm). Ces paramètres ont été suivis après 30 minutes, 1 heure, 4 heures et 24 heures suivant l’application du traitement.
Afin d’évaluer l’efficacité du DAUV pour estimer la formation de SPD, les valeurs de DAUV ont été calculées en soustrayant la valeur d’absorbance UV à 272 nm obtenue pour les différents pas de temps à celle de l’eau brute (à l’exception des tests Aquafloq®, où la valeur
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d’absorbance UV 272 nm de l’eau coagulée et filtrée a été utilisée au lieu de celle de l’eau brute). Les relations entre les concentrations en SPD et le DAUV ont ensuite été comparées sous forme de graphique. Pour l’estimation des concentrations en SPD formés à partir de la méthode de la CCL, une approche similaire à celle du DAUV a été utilisée. Les valeurs de CCL ont été calculées en soustrayant la concentration en CRL obtenue pour les différents pas de temps à celle de la dose en chlore initiale.
4.2
Présentation des produits
Les 4 produits qui ont été testés sont présentés dans cette sous-section. Le produit PUR® a été choisi car il est fréquemment distribué dans le cadre de campagnes d’intervention sur la qualité de l’eau à travers la planète. Le produit Aquafloq® a été choisi en raison de son mode
d’opération, qui sépare les étapes de coagulation, floculation et filtration de celle de désinfection, s’apparentant ainsi aux conditions optimales retrouvées dans les filières de traitement conventionnel. Les produits Aquatabs® et NaOCl ont été choisis car ils sont souvent cités par l’OMS et le CDC dans les campagnes de promotion pour le traitement au point d’utilisation. Le tableau 2 présente les principales caractéristiques de ces produits.
Tableau 2 - Caractéristiques des produits testés
PUR® Aquafloq® Aquatabs® NaOCl 2,5%
Coagulant Sulfate ferrique Alun - -
Désinfectant Hypochlorite de calcium NaDCC NaDCC NaOCl
Forme sachet de poudre 1 pastille: alun
1 pastille : NaDCC pastilles solution
Volume
traité 10 L / sachet
5 L / pastille d’alun
1-2 L/ pastille NaDCC 1-2 L/ pastille 2 gouttes/ L
Utilisation Internationale Expérimentale Internationale Internationale
4.2.1 PUR
®Le produit PUR® est fabriqué par Procter & Gamble. Il contient du sulfate ferrique et du chitosane comme coagulants, ainsi que de la bentonite et du polyacrilamide comme
