© Gabrielle Santerre, 2018
Variabilité spatio-temporelle des THM et AHA iodés
dans l'eau potable
Mémoire
Gabrielle Santerre
Maîtrise en génie des eaux - avec mémoire
Maître ès sciences (M. Sc.)
Variabilité spatio-temporelle des THM et AHA
iodés dans l’eau potable
Mémoire
Gabrielle Santerre
Sous la direction de :
Manuel J. Rodriguez, directeur de recherche
Caetano Dorea, codirecteur de recherche
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Résumé
L’utilisation d’oxydants, comme l’hypochlorite de sodium, est une stratégie très efficace en traitement de l’eau pour inactiver les microorganismes responsables de plusieurs maladies. Toutefois leur utilisation favorise également la formation de sous-produits de la désinfection (SPD), tels que les trihalométhanes et les acides haloacétiques. La présence d’iodure et de bromure dans l’eau brute peut également conduire à la formation d’autres familles de SPD, les trihalométhanes iodés (THMi) et les acides haloacétiques iodés (AHAi). Cette étude a comme objectif d’évaluer la variabilité des THMi et AHAi dans deux petits réseaux de distribution de la région de Québec (notés R1 et R2) ainsi que de mesurer l’enlèvement des THMi lors de l’utilisation de filtres domestiques. L’échantillonnage de l’eau s’est effectué entre juin et décembre 2017 sur différents points dans l’usine de traitement des eaux et dans le réseau de distribution. Pour le réseau R1, des concentrations moyennes de 2,99 µg/L en THM iodés et de 0,74 µg/L en AHA iodés sont observées, alors que la concentration maximale obtenue est de 4,02 µg/L pour les THM iodés et de 2,46 µg/L pour les AHA iodés. Des concentrations moyennes de 2,98 µg/L en THM iodés et de 0,51 µg/L en AHA iodés sont observées dans le Réseau R2, alors que la concentration maximale obtenue est de 4,05 µg/L pour les THM iodés et de 2,33 µg/L pour les AHA iodés. Les concentrations en THM iodés et en AHA iodés augmentent dans l’usine, particulièrement à la suite de la post chloration et du passage de l’eau par le bassin de contact. Les concentrations en THM iodés restent ensuite stables dans le réseau de distribution alors que celles des AHA iodés diminuent. De plus, l’enlèvement des THMi s’avère très efficace après la filtration de l’eau sur un filtre domestique de type BritaMD,
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Abstract
The use of oxidants, such as sodium hypochlorite, is a very effective strategy in treating water to inactivate microorganisms responsible for several diseases. However, their use also favors the formation of disinfection by-products (SPD), such as trihalomethanes and haloacetic acids. The presence of iodide and bromide also allows the formation of other families of SPD, iodinated trihalomethanes (THMi) and iodinated haloacetic acids (AHAi). The purpose of this study is to evaluate the variability of THMi and AHAi in two small distribution networks in the Quebec City region (R1 and R2) and to measure the removal of THMi when using household filters. Water sampling took place between June and December 2017 at various points in the water treatment plant and in the distribution network. For the R1 network, mean concentrations of 2.99 μg / L in iodinated THM and 0.74 μg / L in iodinated AHA were observed, while the maximum concentration achieved was 4.02 μg / L for THMs. iodized and 2.46 μg / L for iodinated AHAs. Mean concentrations of 2.98 μg / L in iodinated THM and 0.51 μg / L in iodinated AHA were observed in Network R2, while the maximum concentration obtained was 4.05 μg / L for iodinated THMs. and 2.33 μg / L for iodinated AHAs. Iodine THM and iodinated AHA concentrations increase in the plant, particularly because of post-chlorination and passage of water through the contact basin. The iodinated THM concentrations then remain stable in the distribution network while those of the iodinated AHAs decrease. On the other hand, the removal of THMi is very effective after filtration of water on a BritaMD type household filter, with an average removal percentage of 100%.
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Table des matières
Résumé ... iii
Abstract ... iv
Liste des figures ... vii
Liste des abréviations ... ix
Remerciements ... x
1 Introduction ... 1
2 Revue de la littérature ... 4
2.1 Sources des ions iodures ... 4
2.2 Formation des SPD iodés en fonction du type de désinfectant ... 5
2.3 Formation des SPD iodés en fonction de la dose du désinfectant ... 6
2.4 Formation des SPD iodés en fonction de la concentration et du ratio de bromure et d’iodure ... 6
2.5 Formation des SPD iodés en fonction des caractéristiques physico-chimiques de l’eau 7 3 Méthodologie ... 10 3.1 Études de cas ... 10 3.2 Stratégie d’échantillonnage ... 11 3.3 Méthodes analytiques ... 11 Paramètres physicochimiques ... 12 L’iodure et le bromure ... 12
Les sous-produits de la désinfection ... 13
3.4 Filtration sur filtre BritaMD ... 17
4 Résultats et discussion ... 18
4.1 Qualité de l’eau brute ... 18
4.2 Qualité de l’eau traitée avant post chloration ... 20
4.3 Présence des SPD normés et non normés ... 21
4.3.1Sous-produits normés ... 22
4.3.2Sous-produits iodés ... 24
4.4 Variation en fonction des saisons ... 29
4.5 Variation dans les réseaux ... 30
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5 Conclusions et recommandations ... 33 6 Références ... 36 Annexe 1 : Figures supplémentaires ... 41
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Liste des figures
Figure 1. Schéma du système de désinfection des eaux du réseau R1 avec les points d'échantillonnage ... 10 Figure 2. Schéma du système de désinfection des eaux R2 avec les points d'échantillonnage ... 10 Figure 3. Variation des THM iodés dans le système R1. Dans les boites de quartiles, la ligne représente la médiane et le x représente la moyenne. Les moustaches représentent la variabilité à l’extérieure des quartiles de la concentration en SPD iodés pour chaque point d’échantillonnage et les points à l’extérieur des moustaches sont les points hors normes. (PRE : point après la préchloration; FIL : point après la filtration; BA : point après le bassin de contact; TRA : point à la sortie de l’usine; CEN : point au centre du réseau; EXT : point en extrémité de réseau) ... 27 Figure 4. Variation des THM iodés dans le système R2. Dans les boites de quartiles, la ligne représente la médiane et le x représente la moyenne. Les moustaches représentent la variabilité à l’extérieure des quartiles de la concentration en SPD iodés pour chaque point d’échantillonnage et les points à l’extérieur des moustaches sont les points hors normes. (PRE : point après la préchloration; FIL : point après la filtration; TRA : point à la sortie de l’usine; CEN : point au centre du réseau; EXT : point en extrémité de réseau) ... 28 Figure 5. Variation des AHA iodés dans le système R1. Dans les boites de quartiles, la ligne représente la médiane et le x représente la moyenne. Les moustaches représentent la variabilité à l’extérieure des quartiles de la concentration en SPD iodés pour chaque point d’échantillonnage et les points à l’extérieur des moustaches sont les points hors normes. (PRE : point après la préchloration; FIL : point après la filtration; BA : point après le bassin de contact; TRA : point à la sortie de l’usine; CEN : point au centre du réseau; EXT : point en extrémité de réseau) ... 30 Figure 6. Variation des AHA iodés dans le système R2. Dans les boites de quartiles, la ligne représente la médiane et le x représente la moyenne. Les moustaches représentent la variabilité à l’extérieure des quartiles de la concentration en SPD iodés pour chaque point d’échantillonnage et les points à l’extérieur des moustaches sont les points hors normes. (PRE : point après la préchloration; FIL : point après la filtration; TRA : point à la sortie de l’usine; CEN : point au centre du réseau; EXT : point en extrémité de réseau) ... 31
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Liste des tableaux
Tableau 1. Paramètres de validation de la méthode des AHA iodés. La répétabilité est faite avec une concentration de 0,75 µg/L pour le MIAA et de 0,25 µg/L pour le CIAA et le BIAA (n=10). La reproductivité est effectuée avec une concentration de 1 µg/L (n=7). . 15 Tableau 2. Paramètres de validation de la méthode des THM iodés pour la colonne DB-1. La répétabilité est faite avec une concentration de 0,05 µg/L (n=10). La reproductivité est effectuée avec une concentration de 10 µg/L (n=10). ... 17 Tableau 3. Paramètres de validation de la méthode des THM iodés pour la colonne DB-5. La répétabilité est faite avec une concentration de 0,05 µg/L (n=10). La reproductivité est effectuée avec une concentration de 10 µg/L (n=10). ... 17 Tableau 4. Caractéristique de l'eau brute pour les deux réseaux, n=60 pour R1, n=40 pour R2 ... 19 Tableau 5. Caractéristique de l'eau après pré chloration pour les deux réseaux (moyenne des points d’échantillonnage 2 et 3 pour les vingt campagnes) ... 21 Tableau 6. Concentrations (µg/L) en sous-produits de la désinfection normés dans le réseau de distribution des deux réseaux étudiés (moyenne des points d’échantillonnages 5, 6 et 7 pour le réseau R1 et 4, 5 et 6 pour le réseau R2) ... 24 Tableau 7. Concentrations (µg/L) en sous-produits de la désinfection iodés dans le réseau de distribution des deux réseaux étudiés (moyenne des points d’échantillonnages 5, 6 et 7 pour le réseau R1 et 4, 5 et 6 pour le réseau R2) ... 29 Tableau 8. Concentrations médianes (µg/L) des THM iodés de l’eau prélevée à l'extrémité des réseaux avant et après la filtration sur un filtre BritaMD et le pourcentage d'enlèvement (nombre d’échantillons prélevés : 26) ... 32
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Liste des abréviations
AHA Acides haloacétiques AHAi Acides haloacétiques iodés AHA6 Acides haloacétiques normés
BCIM Bromochloroiodométhane BDIM Bromodiiodométhane BIAA Acide bromoiodoacétique CDIM Chlorodiiodométhane
CEAEQ Centre d’expertise en Analyse environnementale du Québec CIAA Acide chloroiodoacétique
COD Carbone organique dissout
CREPUL Chaire de recherche industrielle CRSNG en gestion et surveillance de la qualité de l’eau de l’Université Laval
CRSNG Conseil de recherches en sciences naturelles et en génie du Canada DBIM Dibromoiodométhane
DCIM Dichloroiodométhane DIAA Acide diiodoacétique
FRQNT Fonds de recherche du Québec – Nature et technologies MIAA Acide monoiodoacétique
MON Matière organique naturellement présente dans l’eau SPD Sous-produits de la désinfection
SPD iodés Sous-produits de la désinfection iodés SUVA Absorptivité spécifique
THM Trihalométhanes
THM4 Trihalométhanes normés
THMi Trihalométhanes iodés TIM Iodoforme
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Remerciements
Je souhaite tout d’abord remercier mon directeur de recherche Manuel J. Rodriguez ainsi que mon codirecteur de recherche Caetano Dorea pour m’avoir permis de réaliser ma maîtrise sous leur mentorat. Je les remercie pour leur soutien et pour les conseils qui mon permis de réaliser ce projet.
Je veux également remercier Santé Canada et le Centre d’expertise en Analyse environnementale du Québec qui m’ont accueilli dans leur laboratoire et m’ont conseillé sur le développement des méthodes d’analyses des sous-produits de la désinfection iodés et de leurs précurseurs. Je remercie également les opérateurs des deux usines de production d’eau potable qui ont accepté de participer à l’étude. Ils ont été très accueillants et très coopératifs ce qui a beaucoup simplifié les campagnes d’échantillonnage.
Un remerciement particulier à Sabrina Simard, qui m’a énormément aidé tout au long de ma maîtrise. Je veux également remercier toute l’équipe du laboratoire d’environnement de la Chaire de recherche industrielle CRSNG en gestion et surveillance de la qualité de l’eau potable qui m’a aidé pour la préparation des campagnes et pour l’analyse des échantillons.
Je remercie également le CRSNG et le FRQNT qui m’ont octroyé des bourses pour ma maîtrise.
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1 Introduction
La chloration est une méthode de désinfection utilisée depuis déjà plus d’un siècle (Canada 2006). Elle permet d’éliminer la présence de microorganismes qui pourrait causer des maladies importantes par suite de la consommation d’eau contaminée. Cependant, le chlore ajouté, ou tout autre type de désinfectant, ne réagit pas seulement avec les microorganismes pour les inactiver, mais également avec la matière organique présente dans l’eau. Cela génère différents types de composés nommés les sous-produits de la désinfection (SPD). Ceux présents en plus grande quantité sont les trihalométhanes (THM) et les acides haloacétiques (AHA), qui sont générés lors de l’utilisation du chlore (Canada 2006, Krasner et al. 2006). D’autres désinfectants sont également utilisés pour inactiver les microorganismes et peuvent former d’autres types de SPD. Par exemple, le dioxyde de chlore forme le chlorite et le chlorate alors que l’ozone peut former le bromate. Ces sous-produits sont actuellement normés dans plusieurs pays en raison de leur toxicité potentielle (Krasner et al. 2006, Richardson et al. 2007). Il existe d’autres SPD moins connus qui ne sont pas encore normés, mais qui sont potentiellement plus toxiques que les SPD normés (Krasner et al. 2006, Plewa et al. 2004, Richardson et al. 2008, Woo et al. 2002).
Parmi ceux-ci, il y a les sous-produits de la désinfection iodés (SPD iodés). Ils sont formés lorsqu’il y a présence d’iodure et de bromure dans l’eau brute. L’acide hypochloreux (HClO) réagit avec l’iodure pour former l’acide hypoiodeux (HOI). Ce dernier réagit ensuite avec la matière organique naturelle (MON) pour former les SPD iodés (Bichsel and von Gunten 2000). La réaction de formation des SPD iodés à partir de l’acide hypochloreux est présentée ci-dessous :
𝐻𝐶𝑙𝑂 + 𝐼− → 𝐻𝑂𝐼𝑀𝑂𝑁→ 𝑆𝑃𝐷 𝑖𝑜𝑑é𝑠 (1) Toutefois, la poursuite de l’oxydation de l’acide hypoiodeux jusqu’à l’iodate se fait très rapidement, limitant ainsi la formation des SPD iodés (Richardson et al. 2008). Les sous-produits iodés les plus étudiés sont les THM iodés et les AHA iodés. Ils sont plus toxiques que leurs homonymes chlorés et bromés, mais ils sont présents en moins grandes concentrations. En effet, la toxicité des sous-produits halogénés augmente en fonction des
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atomes d’halogènes. Les sous-produits chlorés sont donc moins toxiques que les bromés et eux-mêmes moins toxiques que les iodés (Yang et al. 2014). Malgré qu’ils soient présents en plus faibles concentrations, la toxicité des SPD iodés peut représenter un risque sanitaire important. Certains facteurs sont déjà connus comme favorisant la formation des SPD iodés, tels que la désinfection par chloramination ainsi que la concentration en iodure et en bromure (Bichsel and von Gunten 1999, 2000, Krasner et al. 2006, Richardson et al. 2008, Tugulea et al. 2017). Il reste tout de même beaucoup à apprendre sur leur variabilité et leur présence dans des réseaux d’eau potable.
On retrouve quelques études portant sur la présence des SPD iodés dans des réseaux d’eau potable. La majorité ont axé les recherches sur les THM iodés qui se trouvent généralement en plus grandes concentrations que les AHA iodés. En effet, les THM iodés se retrouvent à des concentrations allant du faible µg/L jusqu’à des concentrations aussi élevées que 20 µg/L (Krasner et al. 2006, Tugulea et al. 2017). Les AHA iodés ont quant à eux été retrouvés dans l’eau potable à des concentrations maximales d’environ 1,7 µg/L (Richardson et al. 2008, Wei et al. 2013). De nombreuses études sur le potentiel de formation des THM iodés ont également été réalisées. Plusieurs facteurs pouvant influencer la formation de ces derniers sont évalués, tels que le type et la concentration du désinfectant (Bichsel and von Gunten 1999, 2000, Guo et al. 2014, Hua et al. 2006, Jones et al. 2011, Jones et al. 2012b, Liu et al. 2017, Postigo et al. 2017, Zhang et al. 2015), la concentration en ions iodure et bromure dans l’eau (Criquet et al. 2012, Gallard et al. 2003, Hua et al. 2006, Jones et al. 2012a, Jones et al. 2011, Pantelaki and Voutsa 2018) et les différents paramètres physicochimiques qui caractérisent l’eau (Gallard et al. 2009, Guo et al. 2014, Jones et al. 2012a, Liu et al. 2017, Ye et al. 2012, Zhang et al. 2016, Zhang et al. 2015). Très peu d’études ont toutefois été effectuées sur la variabilité des SPD iodés à travers les différentes étapes de traitement dans l’usine de production d’eau potable et dans le réseau de distribution (Serrano et al. 2015). D’autre part, au meilleur de notre connaissance, aucune étude n’a évalué la variabilité des sous-produits iodés lors de la manipulation domestique (entreposage, ébullition et filtration). Il y a donc un besoin important d’acquérir plus de connaissances sur la variabilité des SPD iodés dans l’espace et le temps, étant donné le faible nombre d’études à ce sujet et la toxicité
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relativement importante de ces composés, les rendant d’un intérêt croissant pour la santé publique.
La présente étude a donc pour objectif d’améliorer les connaissances actuelles sur la variabilité des SPD iodés dans l’eau potable. Pour ce faire, six trihalométhanes iodés et trois acides haloacétiques sont analysés à différents points de l’usine et du système de distribution de deux municipalités de la région de Québec. Il s’agit de deux petits réseaux approvisionnés par de l’eau souterraine et désinfectés à l’aide d’hypochlorite de sodium. Les eaux de ces réseaux sont échantillonnées pendant vingt semaines de juin à décembre 2017 afin d’obtenir une base de données représentative. Des tests de filtration sur filtre domestique (BritaMD) ont
également été effectués afin d’évaluer l’enlèvement des SPD iodés par cette méthode de traitement domestique.
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2 Revue de la littérature
Une revue de littérature est effectuée à l’aide de la base de données Web of Science afin d’identifier des articles qui ont étudié la formation des THM et AHA iodés en fonction de différents paramètres. Cela a permis d’évaluer les connaissances actuelles sur la variabilité des SPD iodés. La recherche a tout d’abord été effectuée en cherchant le terme iodinated disinfection by-products afin d’obtenir les études avec les THM et les AHA iodés. Ensuite, les études sur les THM iodés sont trouvées en utilisant le terme iodinated trihalomethanes, iodo-trihalomethanes et I-THM. La même procédure est effectuée pour les AHA iodés en remplaçant trihalomethanes par haloacetic acids. Pour trouver d’autres articles qui ne sont pas sortis dans les premières recherches, les références des articles trouvés sont lues en cherchant des terminologies en lien avec les SPD iodés. Pour finir, les articles avec des tests de formation de SPD iodés effectués en laboratoire sont sélectionnés pour compléter cette revue de littérature. Une revue de littérature sur la présence des THM iodés dans des réseaux d’eau potable n’est pas effectuée ici puisqu’elle a déjà été réalisée par (Ioannou et al. 2016). Pour les AHA iodés, peu d’études sont effectuées sur leur présence dans l’eau. Une recherche est également effectuée sur les sources de la présence d’ions iodures dans l’eau de surface et souterraine.
2.1 Sources des ions iodures
L’iodure étant un des principaux précurseurs des SPD iodés, il est important de savoir d’où vient sa présence dans l’eau potable. La teneur en iodure dans une source d’eau est beaucoup influencée par sa localisation géographique. En effet, l’eau de mer est la plus grande source d’iodure naturelle. Les sources d’eau près des zones côtières ont donc des teneurs plus élevées en iodures en raison des pluies plus chargées en ces derniers et de la possible intrusion saline (Krasner et al. 2006, Richardson et al. 2008, Smedley 2000, Wei et al. 2013). Il arrive également que des sources d’eau situées à l’intérieur des terres aient également des teneurs élevées en iodures. Cela est expliqué par leur localisation dans les sédiments d’anciens fonds marins. Les dépôts de sels et de saumures augmentent donc la teneur en iodure de ces eaux (Richardson et al. 2008, Tugulea et al. 2017). Bien que les ions iodures sont un précurseur des SPD iodés, certaines études ont observé qu’il n’y avait pas de lien direct entre la présence
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en iodure et la formation de THM iodés (Richardson et al. 2008, Tugulea et al. 2017). En effet, ces études ont détecté la présence de THM iodés dans des réseaux où l’eau ne contenait que très peu ou pas du tout d’ions iodures. Les auteurs expliquent cela par la présence d’une autre source d’iodure de nature organique ou inorganique. L’iodure peut également provenir de l’eau usée (Smedley 2000, Tugulea et al. 2017). Richardson et al. (2008) mentionnent également que la décomposition de la matière organique par les bactéries peut amener une autre source d’iodure dans l’eau.
2.2 Formation des SPD iodés en fonction du type de désinfectant
Plusieurs études sont effectuées pour comparer la tendance de formation des SPD iodés en fonction du type de désinfectant. (Bichsel and von Gunten 1999, 2000) ont analysé les vitesses de réaction et la formation des THM iodés en fonction des trois principaux désinfectants utilisés: l’ozonation, la chloration et la chloramination. Bichsel and von Gunten (1999) ont d’abord déterminé les vitesses d’oxydation de l’iodure en acide hypoiodeux (HOI) et ensuite en iodate. L’acide hypoiodeux est la molécule qui va ensuite réagir avec la matière organique pour former les SPD iodés. Si l’oxydation se fait rapidement vers l’iodate, peu de SPD iodés seront formés. Ces auteurs ont donc déterminé que la chloramination est la méthode de désinfection qui a le plus de chance de former des SPD iodés puisqu’elle n’oxyde pas l’iodure plus qu’à l’acide hypoiodeux. La chloration oxyde le HOI avec des vitesses de réaction de deuxième et de troisième ordre et l’ozonation l’oxyde très rapidement. (Bichsel and von Gunten 2000) ont ensuite confirmé ces résultats en analysant la formation des THMi en fonction du type de désinfectant. Avec l’ozonation, aucun THMi n’est trouvé et presque tout l’iodure est transformé en iodate. Pour la chloration, une petite quantité de THMi est obtenue ainsi que de l’iodate alors que la chloramination a formé majoritairement des THMi. Les résultats de l’étude de (Postigo et al. 2017) et (Jones et al. 2011) corroborent ceux de Bischel et al. (2000). Zhang et al. (2015) ont, quant a eux, comparé la formation des THMi en fonction de l’utilisation du chlore, du dioxyde de chlore ou du permanganate comme oxydants. Le dioxyde de chlore forme moins de THMi que le chlore, mais un peu plus que le permanganate de potassium, qui ne forme que de l’iodoforme. Jones et al. (2012b) ont également étudié le dioxyde de chlore et le permanganate de potassium (KMnO4), mais
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l’augmentation de la formation de l’iodoforme et des THMi bromés. Pour le dioxyde de chlore, la formation en THMi est diminuée quelquefois en raison d’une diminution de la concentration en iodoforme.
2.3 Formation des SPD iodés en fonction de la dose du désinfectant
L’impact de la modification de la dose de désinfectant sur les SPD iodés n’a pas le même impact pour tous les désinfectants. En effet, dans l’étude de Zhang et al. (2015), l’augmentation de la concentration en chlore et en dioxyde de chlore fait tout d’abord augmenter la concentration en THMi et la fait diminuer ensuite. Pour le permanganate de potassium (KMnO4), une augmentation des THMi est observée quand la teneur en KMnO4
augmente. Les études de (Guo et al. 2014), (Hua et al. 2006), et Jones et al. (2012) confirment les résultats obtenus par Zhang et al. (2015). Pour la chloramination, Liu et al. (2017) ont observé qu’une augmentation de la dose de cette dernière fait augmenter la concentration en iodoforme et puis la fait diminuer pour des concentrations de chloramines plus élevées. Pour l’acide monoiodoacétique (MIAA), l’augmentation en chloramines le fait augmenter graduellement. Aucune étude sur le potentielle de formation avec tous les AHAi n’est fait. Le MIAA et le diiodoacétique acide (DIAA) sont parfois inclus dans des études sur les SPD iodés, comme celle de Liu et al. (2017) et Ye et al. (2012).
2.4 Formation des SPD iodés en fonction de la concentration et du ratio de bromure et d’iodure
La concentration en bromure et en iodure a un impact important sur la formation de SPD iodés puisque ces anions sont des précurseurs à leur formation. Hua et al. (2006) ont étudié la formation en THM iodés en fonction d’ajouts dosés de bromures ou d’iodures. L’ajout de bromures a comme effet d’augmenter la concentration en composés organiques bromés totaux, tout en faisant diminuer la concentration en composés organiques chlorés totaux. De la même façon, après l’ajout d’une certaine dose d’iodure, la concentration en composés organiques chlorés totaux diminue et la concentration en composés organiques iodés totaux augmente. Cela est expliqué par les vitesses d’incorporation du HOI, de l’acide hypobromeux
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(HOBr) et de l’acide hypochloreux (HOCl). En effet, il est rapporté que le HOBr est le plus réactif, le HOI vient en deuxième et le HOCl est le moins réactif (Bichsel and von Gunten 2000, Gallard et al. 2003). La concentration en THM iodés reste tout de même généralement plus faible que celle des THM bromés et chlorés en raison de la faible teneur en iodure dans l’eau naturelle, mais également, car il y a une compétition entre la réaction du HOI avec la MON et l’oxydation du HOI en iodate par le HOCl (Hua et al. 2006). La formation de SPD iodés est aussi influencée par le ratio molaire bromure/iodure (Br-/I-). En effet, l’augmentation de la concentration en bromure augmenterait la conversion de l’iodure vers l’iodate, diminuant ainsi la possibilité de former des SPD iodés (Criquet et al. 2012). (Jones et al. 2012a) ont également étudié l’impact du ratio bromure/ iodure sur la formation en THM iodés mais avec une chloramination. Un ratio de ces ions où la concentration en iodure est plus grande que la concentration en bromure formerait plus de THM iodés que pour un ratio plus naturel où la concentration en bromure est beaucoup plus élevé que la concentration en iodure (10:1). Dans cette situation, quand la concentration des deux ions augmente proportionnellement, la concentration en THM iodés augmente également. Aussi, à des concentrations plus faibles en bromure et en iodure, le THM iodé dominant est le dichloroiodométhane (DCIM). Lorsque les concentrations en bromure et en iodure augmentent, des concentrations plus importantes de THMi bromés sont observés. Des résultats semblables ont également été obtenus dans d’autres études (Jones et al. 2011, Pantelaki and Voutsa 2018). Toutefois, l’étude de (Liu et al. 2017) a trouvé que l’augmentation du ratio bromure/iodure de 1 à 10 ne changerait pas la concentration totale en SPD iodés mais augmenterait les espèces bromées, ce qui corrobore en partie les résultats de Jones et al. (2012a).
2.5 Formation des SPD iodés en fonction des caractéristiques physico-chimiques de l’eau
D’autres facteurs influençant la formation des SPD iodés en lien avec les caractéristiques physicochimiques de l’eau sont étudiés. Le pH est un des paramètres les plus étudiés. Par exemple, dans le cas de la chloramination, un pH plus faible augmenterait la formation en THM iodés dans une situation où la concentration et le ratio en bromure/iodure correspond
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le plus à la réalité (Jones et al. 2012a). Ceci serait dû à la décomposition de la monochloramine à des pH plus faibles qui formerait plus d’oxydants bromés de différentes sortes, autant chlorés que iodés. Une autre étude a toutefois obtenu des résultats différents. En effet, Liu et al. (2017) ont analysé la formation des SPD iodés en fonction du pH avec une chloramination. Un pH de 8,0 aurait favorisé de plus grandes concentrations en THM iodés. Aussi, ils ont observé qu’un pH plus faible (5 à 6) favoriserait la présence d’AHA iodés. Pour ce qui est de l’utilisation de permanganate de potassium comme désinfectant, un pH neutre favorise la formation d’iodoforme alors qu’un pH plus acide favoriserait la formation de MIAA (Ye et al. 2012). Des résultats comparables sont obtenus dans l’étude de (Zhang et al. 2015). En effet, ils ont observé qu’un pH autour de 7,0 à 7,5 est favorable à la formation des THM iodés lorsque le permanganate de potassium et le dioxyde de chlore sont utilisés dans le traitement de l’eau. Pour le chlore, la formation des THM iodés est favorisée pour des valeurs du pH entre 7,0 et 9,0.
L’absorptivité spécifique à 254 nm (SUVA254) est également un paramètre physico-chimique
qui aurait un impact sur la formation des THM iodés. En effet, un ratio iodure/carbone organique dissout (I-/COD) plus élevé serait nécessaire pour des eaux avec un SUVA254 élevé
(4,2 L/mg.m) lors d’une chloramination, pour obtenir des concentrations semblables en THM iodés (Jones et al. 2012a). Cela signifie que l’iodure réagit favorablement avec de la matière organique naturelle hydrophile (SUVA254 faible, 2,5 L/mg.m) (Jones et al. 2012a). Une autre
étude a analysé le potentiel de formation des THM iodés en fonction de la masse moléculaire de la matière organique, du pH, de la concentration en iodure, de la concentration en bromure et de la concentration de la matière organique (Zhang et al. 2016). L’étude démontre que pour des paramètres physico-chimiques de l’eau semblables, la présence de matière organique avec une masse moléculaire plus élevée (SUVA254 élevé) favorise davantage la
formation des THM iodés, et ce pour la chloration et la chloramination. Cela ne concorde pas tout à fait avec l’étude de Jones et al. (2012a), mais est en accord avec l’étude de Guo et al. (2014).
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La matière organique naturelle étant un précurseur des sous-produits de la désinfection iodés (SPD iodés), sa concentration peut être un facteur influençant leur formation. Une étude a montré que pour de la MON avec une masse moléculaire plus faible (acides fulviques), l’augmentation de la concentration de celle-ci favorise la formation des SPD iodés, pour la chloration et la chloramination (Zhang et al. 2016). Cependant, pour des masses moléculaires plus élevées (acides humiques), l’augmentation de la concentration de la MON fait plutôt diminuer la concentration en SPD iodés formés. Dans une autre étude où la désinfection est effectuée par chloramination (Liu et al. 2017), l’augmentation de la concentration en carbone organique dissout (COD) fait d’abord augmenter la concentration en iodoforme, mais cette dernière diminue ensuite à des concentrations de COD plus élevées (7 mg/L dans l’étude). Pour l’acide diiodoacétique (DIAA), sa concentration ne fait qu’augmenter pour toute la gamme de concentration de COD étudiée alors que pour le MIAA, sa concentration reste stable. La même tendance est observée pour l’iodoforme dans une autre étude où le dioxyde de manganèse est utilisé comme oxydant. En effet, à des concentrations supérieures à 5 mg/L COD, la concentration en iodoforme formée diminue (Gallard et al. 2009).
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3 Méthodologie
3.1 Études de cas
Cette étude est effectuée dans deux réseaux de distribution d’eau potable de la région de Québec alimentés par de l’eau souterraine. Les deux réseaux sont dénotés R1 et R2. Le réseau R1 est alimenté par trois puits alors que le réseau R2 est alimenté par deux puits. Ce sont de petits réseaux de distribution municipaux desservant respectivement 920 et 930 personnes. Ils sont alimentés par de l’eau souterraine et la désinfection se fait à l’aide d’une solution d’hypochlorite de sodium. Aussi, ce sont des réseaux étant connus comme ayant des concentrations relativement élevées en THM bromés, comme il est démontré par le suivi effectué conformément au Règlement sur la qualité de l'eau potable du Québec. Aussi, une étude effectuée en 2014 par la Chaire de recherche industrielle CRSNG en gestion et surveillance de la qualité de l’eau potable en collaboration avec le Centre d’expertise en Analyse environnementale du Québec a montré que l’eau de ces deux réseaux présentait des concentrations élevées en iodure, bromure et en SPD iodés. Les figures 1 et 2 présentent schématiquement les étapes de traitement et de désinfection des eaux pour les deux réseaux à l’étude.
Figure 1. Schéma du système de désinfection des eaux du réseau R1 avec les points d'échantillonnage
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3.2 Stratégie d’échantillonnage
Les campagnes d’échantillonnage ont lieu durant l’été et l’automne 2017. En tout, vingt campagnes sont effectuées entre les mois de juin et de décembre. Les échantillons sont prélevés à sept différents points dans l’usine et le système de distribution du réseau R1 et à six différents points pour le réseau R2. Il y a un point d’échantillonnage en moins dans le réseau R2, car il n’y a pas d’accès à une sortie d’eau après le bassin de contact. Les points d’échantillonnage sont présentés aux figures 1 et 2. Pour les analyses physicochimiques (pH, conductivité, carbone organique dissous (COD), l’absorbance à 254 nm et l’absorbtivité spécifique (SUVA254)) des échantillons d’eau dans deux bouteilles Nalgène de 500 mL sont
récoltés à tous les points d’échantillonnages à l’exception des points au centre et à l’extrémité du réseau. Les bouteilles sont complètement remplies. Une bouteille de Nalgène opaque de 125 mL est également récoltée à l’eau brute pour chaque puits des deux réseaux pour l’analyse des iodures et des bromures. Deux bouteilles de plastique de 125 mL sont également récoltées à l’eau brute pour l’analyse de l’azote ammoniacal et de l’azote total. Les SPD sont analysés à tous les points d’échantillonnage sauf à l’eau brute. Pour les THM bromés et chlorés, trois vials de 40 mL contenant 166µl de NH4Cl à 30 g/L sont remplis en ne laissant
aucune bulle d’air. Pour les THM iodés et les AHA (bromés, chlorés, et iodés), trois vials ambrés de 60 mL sont remplis en ne laissant aucune bulle d’air. Avant de les remplir, 0,15 mL d’une solution d’acide ascorbique 12,5 mg/L sont ajoutées dans les vials pour la conservation des AHA iodés. Avant de commencer à remplir les échantillons, les robinets sont ouverts pour laisser couler l’eau pendant cinq minutes. Les bouteilles Nalgène pour les analyses physicochimiques et pour l’iodure et le bromure sont rincées avant d’être remplies. La température de l’eau à chaque point d’échantillonnage est mesurée sur place. Le chlore libre et le chlore total sont également mesurés sur place à l’aide d’un appareil HACH DR/890 pour tous les points d’échantillonnage à l’exception de l’eau brute.
3.3 Méthodes analytiques
Le pH, la conductivité, le carbone organique dissous, l’absorbance à 254 nm, les THM iodés et les AHA chlorés, bromés et iodés sont mesurés dans les laboratoires de la Chaire de recherche industrielle CRSNG en gestion et surveillance de la qualité de l’eau de l’Université
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Laval. Les THM chlorés et bromés ainsi que l’iodure et le bromure sont mesurés dans les laboratoires d’analyse de la Division de la qualité de l’eau de la Ville de Québec.
Paramètres physicochimiques
Le COD est mesuré par UV (mode de digestion) ou oxydation au persulfate avec détection par conductivité (GE Sievers 5310C Analyzer and Sievers 900 Autosampler) avec la méthode standard 5310C et filtré avec un filtre de 2 μm (Eaton et al. 2005). L’absorbance UV est mesurée à 254 nm avec un spectrophotomètre Hach DR5000 UV-Vis avec une cellule de 5 cm. La turbidité est mesurée avec un turbidimètre HACH 2100N. Le chlore libre (et total) résiduel est déterminé par colorimétrie en utilisant un colorimètre Hach DR890 (Méthode Standard 4500-Cl-G (Eaton et al. 2005). Le pH et la conductivité sont mesurés avec un pH et conductivimètre Thermo Scientific Orion Star A215 équipé avec une sonde à pH Orion 8157BUMD ROSS Ultra pH/ATC Triode et d’une cellule de conductivité Orion 013005MD.
L’iodure et le bromure
L’iodure et le bromure sont analysés par chromatographie ionique avec détection par conductivité (Dionex ICS-4000 Integrated Capillary HPIC et un échantillonneur Dionex AS-AP) équipée d’une précolonne Dionex IonPac AG19 0,4 x 250 mm et d’une colonne Dionex IonPac AS19 0,4x 250 mm. L’éluant (hydroxyde de potassium) est généré à l’aide d’une cartouche permettant de faire un gradient pour la séparation des anions. Le gradient de la phase mobile pour l’analyse de l’iodure est le suivant : 13 mM d’hydroxyde de potassium augmenté jusqu’à 60 mM pendant 20 minutes. Ensuite, il est maintenu à 60 mM pour 2 minutes. Le temps d’analyse est donc de 22 minutes. Le gradient pour le bromure est le suivant : 5 mM pendant 25 minutes. Ensuite, la concentration est augmentée jusqu’à 40 mM en 1 minute et maintenue pendant 4 minutes. Elle est ensuite diminuée à 5 mM et conservée pour 3 minutes. Le temps d’analyse est donc de 33 minutes. Les conditions instrumentales pour le bromure et l’iodure sont les suivantes: le débit est à 0,01 mL/min; la cellule de conductivité est maintenue à 35 °C, la colonne à 30 °C et le compartiment à 20 °C. L’appareil est également équipé d’un suppresseur de type ACES. Pour la méthode des bromures, il génère une intensité de 8 mA et pour les iodures il génère une intensité de 7 mA. Avant
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d’analyser les échantillons sur l’appareil, ces derniers sont filtrés sur un filtre de 0,45 µm de SCP science (DigiFILTER 0.45 micron for 50ml Tubes) à l’aide de DigiTUBEs de 50 mL de SCP science. Les échantillons sont conservés pendant une durée maximale d’un mois.
Les sous-produits de la désinfection
Les réactifs utilisés pour effectuer l’analyse des différents SPD chlorés et bromés proviennent de Sigma-Aldrich (Milwaukee, WI, États-Unis), de Fisher Scientifique (Ottawa, ON, Canada) et de Chromatographic specialities inc. (Brockville, ON, Canada) avec les plus hauts degrés de puretés disponibles. Pour l’analyse des sous-produits iodés, les étalons proviennent de CanSynChem.Corp (Toronto, ON, Canada) et de Toronto Research Chemicals (Toronto, ON, Canada). Pour l’analyse des iodures et des bromures, les étalons proviennent de Fisher Scientifique (Ottawa, ON, Canada) et de SCP Science (Montréal, QC, Canada).
Pour l’analyse des THM chlorés et bromés, les composés visés sont: le chloroforme (TCM), le bromodichlorométhane (BDCM), le dibromochlorométhane (DBCM) et le bromoforme (TBM). Pour cette analyse, un volume de 1 ml provenant d’un échantillon d’eau de 40 ml (contenant 166µl de NH4Cl à 30 g/L, agent déchlorant) est prélevé et transféré dans un
microvial chromatographique de 20 ml. Les composés sont extraits de l’eau en employant la technique SPME (solid phase microextraction) qui consiste en une adsorption des THM à l’aide d’une fibre servant de support solide à une phase stationnaire (DVB-carboxen-PDMS 50 /30 µm Supelco, # cat. 57329-U). L’extraction SPME est réalisée en mode « headspace » grâce à un auto échantillonneur automatisé (CTC-Combipal) dans la portion d’air dans du vial, juste au-dessus du liquide, à température ambiante (30 °C) avec un temps d’extraction de 15 min. La désorption des composés se fait à 250 °C pendant 8 min dans l’injecteur du chromatographe gazeux GC (Varian 3900 avec un injecteur 1177) en mode « splitless » pendant 4 min. Les composés désorbés sont ensuite entraînés par le gaz porteur d’hélium (débit 1 ml/min) dans une colonne capillaire (RXI-5Sil : 30 m x 0,25 mm DI, film de 0,25 μm, RESTEK #13623 ou équivalent). Le programme de température du four est : 35°C (4 min), 15 °C/min jusqu’à 250 °C (0,5 min). Une fois les composés séparés, ceux-ci sont introduits dans un spectromètre de masse à trappe ionique (MS Varian 2100T) permettant
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d'effectuer l'identification et la quantification des composés analysés. Les paramètres d’analyse pour la partie du spectromètre de masse (MS) sont; trappe ionique à 250°C, manifold à 45°C, ligne de transfert à 300°C. L’analyse quantitative des chromatogrammes est effectuée en mode RIC (Reconstructed Ion Chromatogram) en utilisant les ions suivants: TCM - 83 m/z ; BDCM - 83 m/z ; DBCM - 129 m/z ; TBM - 173 m/z; fluorobenzene - 96 m/z ; 4-bromofluorobenzene - 95 m/z; 1,2-dichlorobenzene-d4 - 150 m/z. Les limites de quantification (LQM) sont respectivement de 3,0 µg/L, 2,4 µg/L, 2,7 µg/L et 2,3 µg/L pour le TCM, le BDCM, le DBCM et le TBM. La récupération moyenne pour le TCM, le BDCM, le DBCM et le TBM sont respectivement 98%, 96%, 97% et 95%. Les incertitudes liées aux mesures des concentrations des THM sont en moyenne de ± 25 % pour les quatre THM analysés. Les échantillons sont conservés pour un maximum d’un mois.
Pour l’analyse des AHA chlorés, bromés et iodés, les composés visés sont: l’acide monochloroaétique (MCAA), l’acide monobromoacétique (MBAA), l’acide dichloroacétique (DCAA), l’acide trichloroacétique (TCAA), l’acide bromochloroacétique (BCAA), l’acide monoiodoacétique (MIAA), l’acide dibromoacétique (DBAA), l’acide chloroiodoacétique (CIAA) et l’acide bromoiodoacétique (BIAA). Un volume d’échantillon de 40 ml contenant déjà un agent déchlorant (0,15 mL d’acide ascorbique à 12,5 mg/L) est mesuré à l’aide d’un cylindre gradué de 50 ml. Ensuite, un volume de 20µl de standard-analogue d’extraction: l’acide 2-bromopropionique à 68 µg/ml (Solution stock : Supelco 1000 µg/ml, # cat. 47645) est ajouté à chaque échantillon à extraire avec une seringue de 25 µL. Les échantillons de 40 ml sont d’abord acidifiés avec 2 ml de H2SO4 conc. Ensuite un
sel (18 g Na2SO4) est ajouté et un volume de 4 ml de solvant methyl tert-butyl ether (MTBE
HPLC grade Fisher, cat #. E124) afin de favoriser le transfert des composés de la phase aqueuse vers la phase organique. La phase organique est ensuite récupérée à l’aide d’une pipette Pasteur et transférée dans un vial propre de 40 ml. Ensuite, 1 ml d’une solution saturée de bicarbonate de sodium est ajouté à la phase organique. Après, 3 ml d’acide sulfurique-méthanol 10% (agent dérivant) sont ajoutés à la phase organique. Subséquemment à l’ajout, les échantillons sont soumis à une température de 50°C (bain-marie) pendant 2 heures. Ensuite, 7 ml de Na2SO4 (solution à 150g/L) est ajouté à chacun des échantillons. La phase
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organique est récupérée rapidement à l’aide d’une pipette Pasteur. Après, 1 ml d’une solution saturée de bicarbonate de sodium est ajouté à la phase organique. Un volume précis de la phase organique (1ml) est prélevé et transféré dans un microvial de 2 ml. À la fin de l’extraction, un volume de 20µl de standard interne, le 1,2 dibromopropane à une concentration de 12,5 mg/L (ppm) (Solution mère : Sigma Aldrich, 97%, 140961-100G) est ajouté aux extraits de 1 ml. Après extraction, les extraits de 1 ml sont analysés par chromatographie en phase gazeuse (injecteur PSS, colonne capillaire DB-1701 :30 m x 0,32 mm DI, film de 0,25 μm, J&W # cat. 123-0732) muni d’un détecteur à capture d’électrons (Autosystem XL de Perkin Elmer avec source radioactive au 63Ni). Les conditions chromatographiques utilisées sont les suivantes : injection de 1 µL split-splitless (splitless à -0,25 min et split à 30ml/min après 0,75min), un gradient de température à l’injecteur : 210 °C (35 min), un gradient de température du four : 40 °C (6 min), 0,8 °C/min jusqu’à 65 °C, 1,5 °C/min jusqu’à 80 °C et 22 °C/min jusqu’à 205 °C (1 min) la pression du gaz porteur hélium en mode « program flow » avec un débit de 1ml/min dans la colonne., un débit de 30 ml/min de gaz argon-méthane (pureté 99,99% Praxair #cat. iG P5C-K) dans le détecteur avec une température du détecteur à 280°C (atténuation fixée à -2). La limite de quantification de la méthode (LQM) pour tous les AHA bromés et chlorés analysés est à 1,0 µg/L. Pour les AHA iodés, les informations sur la méthode sont présentées dans le Tableau 1. La méthode est développée en adaptant la méthode de l’EPA 552.3. Les échantillons sont conservés après le prélèvement un maximum de 2 semaines.
Tableau 1. Paramètres de validation de la méthode des AHA iodés. La répétabilité est faite avec une concentration de 0,75 µg/L pour le MIAA et de 0,25 µg/L pour le CIAA et le BIAA (n=10). La reproductivité est effectuée avec une concentration de 1 µg/L (n=7).
Composés Linéarité Coefficient de corrélation Limite de détection Limite de quantification Pourcentage de récupération Réplicabilité RSD Répétabilité RSD (µg/L) (R2) (µg/L) (µg/L) (%) (%) (%) MIAA 0,1 - 30 0,9997 0,07 0,24 84 2 6 CIAA 0,1 - 30 0,9995 0,05 0,17 100 5 8 BIAA 0,1 - 30 0,9997 0,05 0,16 90 4 11
Pour l’analyse des THM iodés, un volume de 50 ml provenant d’un échantillon d’eau de 60 ml tempéré dans un bain d’eau à 25°C (vial ambré en borosilicate pour volatil) est utilisé
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pour l’extraction. Un volume de 10 µl de la solution d’étalon d’extraction, 1-Chloro-2-bromopropane (Sigma-Aldrich #cat. 48088) à une concentration de 50 mg/L est ajouté à chaque échantillon à extraire. Les échantillons de 50 ml sont mis en présence de 3 ml de MTBE et d’un sel (20 g Na2SO4) pour être ensuite extraits via une extraction-liquide-liquide
afin de favoriser le transfert des composés vers la phase organique. Ces échantillons sont par la suite soumis à une agitation pendant 5 minutes. Ensuite, un volume de 1 ml de la phase organique (MTBE) est prélevé et transféré dans un microvial de 2 ml. À la fin de l’extraction, 20 µl de standard interne d’injection le 1,3 dibromopropane (Stock : Sigma-Aldrich, 99% Reagent Plus, 125903-50ML) à une concentration de 5 mg/L est ajouté à chacun des extraits. Ces extraits sont ensuite analysés par chromatographie en phase gazeuse (Clarus 500 de Perkin Elmer avec injecteur PSS et avec une colonne capillaire de quantification DB-1 : 30 m x 0,25 mm DI, film de 1,0 μm, J&W # cat. J1221033et colonne de confirmation : DB-5 : 30 m x 0,25 mm DI, film de 1,0 μm, J&W # cat. J1225033) muni d’un détecteur à capture d’électrons (source radioactive au 63Ni). Les conditions chromatographiques sont : injection
de 1 µL split-splitless (splitless à -0,25 min et split de 30ml/min après 0,5min), pulse à 3ml/min pendant injection (1 min) puis remis à 1mL/min, un gradient de température à l’injecteur : 90 °C (2 min), 50 °C/min jusqu’à 240 °C (15 min), un gradient de température du four : 35°C (22min), 6 °C/min jusqu’à 115 °C, 20 °C/min jusqu’à 200 °C (3 min), la pression du gaz porteur hélium en mode « program flow » avec un débit de 1 ml/min dans la colonne, un débit de 30 ml/min d’azote (pureté 99,99%, Praxair #cat. NI 5.0UH-T) dans le détecteur avec une température du détecteur à 300°C (atténuation fixée à -5). La méthode est développée en adaptant les méthodes EPA 551.1 et celle de Liu et al. (2013). Les informations sur la méthode sont présentées dans les Tableaux 2 et 3. Les échantillons sont analysés en maximum 3 jours après le prélèvement.
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Tableau 2. Paramètres de validation de la méthode des THM iodés pour la colonne DB-1. La répétabilité est faite avec une concentration de 0,05 µg/L (n=10). La reproductivité est effectuée avec une concentration de 10 µg/L (n=10).
Composés Linéarité Coefficient
de corrélation Limite de détection Limite de quantification Pourcentage de récupération Réplicabilité RSD Répétabilité RSD (µg/L) (R2) (µg/L) (µg/L) (%) (%) (%) DCIM 0,01 - 30 0,9997 0,009 0,03 93 4 6 BCIM 0,01 - 30 0,9998 0,02 0,05 84 5 7 DBIM 0,01 - 30 0,9996 0,01 0,04 94 4 8 CDIM 0,01 - 15 0,9990 0,01 0,05 93 5 6 BDIM 0,02 - 15 0,9998 0,004 0,01 112 3 6 TIM 0,05 - 30 0,9994 0,009 0,02 101 8 10
Tableau 3. Paramètres de validation de la méthode des THM iodés pour la colonne DB-5. La répétabilité est faite avec une concentration de 0,05 µg/L (n=10). La reproductivité est effectuée avec une concentration de 10 µg/L (n=10).
Composés Linéarité Coefficient
de corrélation Limite de détection Limite de quantification Pourcentage de récupération Réplicabilité RSD Répétabilité RSD (µg/L) (R2) (µg/L) (µg/L) (%) (%) (%) DCIM 0,01 - 15 0,9993 0,01 0,04 97 4 3 BCIM 0,01 - 10 0,9990 0,02 0,05 80 5 4 DBIM 0,01 - 30 0,9993 0,01 0,05 95 5 3 CDIM 0,01 - 15 0,9995 0,009 0,03 90 3 2 BDIM 0,02 - 15 0,9995 0,004 0,01 113 5 2 TIM 0,05 - 30 0,9998 0,02 0,05 106 6 5
3.4 Filtration sur filtre BritaMD
L’enlèvement des THM iodés par filtration sur filtre BritaMD est évalué dans ce projet. Les
filtrations sont effectuées sur treize campagnes en utilisant l’eau prélevée dans les points d’échantillonnage de l’extrémité des deux réseaux. Pour les deux réseaux, trois vials supplémentaires au point d’échantillonnage à l’extrémité du réseau sont utilisés afin de réaliser la filtration. Un filtre avec un pichet de marque BritaMD est utilisé pour faire les
filtrations. Le filtre BritaMD est composé de charbon actif et d’une résine échangeuse d’ions. Le filtre n’est jamais changé puisque ce dernier peut filtrer jusqu’à 151 litres d’eau. Ce dernier est tout d’abord rincé avec environ 100 mL d’eau nanopure. Ensuite, pour chaque échantillon, le filtre et le pichet sont conditionnés avec environ 90 mL de l’échantillon. Pour finir, un peu plus de 60 mL d’échantillon est filtré, récolté comme sur le terrain et ensuite analysé.
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4 Résultats et discussion
4.1 Qualité de l’eau brute
Les paramètres de la qualité de l’eau brute pour les deux réseaux étudiés sont présentés dans le Tableau 4. La température de l’eau brute dans les deux réseaux est très semblable, mais non significativement différent (test T de student, p<0,0001), soit de 10,2 °C et 9,4 °C en moyenne pour les réseaux R1 et R2. La température de l’eau brute n’a presque pas varié entre les campagnes. En effet, l’écart-type est relativement faible pour les deux réseaux (0,731 °C pour R1 et 0,444 °C pour R2) et les minimums et maximums sont proches (9,5 et 13,0 °C pour R1; 9,0 et 11,0 °C pour R2). La moyenne du carbone organique dissout (COD), de la turbidité, de l’azote ammoniacal et total et de l’iodure sont également statistiquement différents entre les deux réseaux (test T de student, p<0,05). Tous les autres paramètres physico-chimiques de l’eau ont des moyennes statistiquement semblables entre les deux réseaux étudiés, soit l’absorptivité spécifique (SUVA), l’absorbance UV254nm, la
conductivité, le pH et le bromure (test T de student, p>0,05). En effet, le pH de l’eau est en moyenne de 7,9 pour le réseau R1 et le réseau R2 et la conductivité est de 612,8 et 634,0 µmhos/cm pour les réseaux R1 et R2, respectivement. La turbidité est légèrement différente, avec une moyenne de 6,00 et 4,04 UTN pour les réseaux R1 et R2, respectivement. Les teneurs moyennes en carbone organique dissous et en absorptivité UV254nm sont de 5,48 mg/L
et de 0,074 cm-1 respectivement pour le réseau R1 et de 4,52 mg/L et 0,060 cm-1 respectivement pour le réseau R2. Cela représente une absorptivité spécifique (SUVA) moyenne de 1,31 L/(m.mg) et de 1,33 L/(m.mg) pour les réseaux R1 et R2, respectivement. Ces résultats suggèrent que la matière organique dissoute présente dans l’eau des deux réseaux est de faible masse moléculaire et hydrophile (Edzwald and Tobiason 1999). Une concentration moyenne relativement élevée d’azote ammoniacal est présente dans l’eau brute des deux réseaux, soit 296 µg NH3-N /L pour R1 et 553 µg NH3-N /L. Concernant les précurseurs inorganiques de SPD, des moyennes de 34,9 µg/L et 20,7 µg/L en iodure sont obtenues pour les réseaux R1 et R2, respectivement. Pour le bromure, des moyennes de 58,6 µg/L et de 71,7 µg/L est obtenues pour le réseau R1 et R2, respectivement.
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Tableau 4. Caractéristique de l'eau brute pour les deux réseaux, n=60 pour R1, n=40 pour R2
Réseau Paramètres Moyenne Médiane Min Max Écart type
R1 Température (°C) 10,2 10,0 9,5 13,0 0,731 Conductivité (µmhos/cm) 612,8 594,5 507,7 1784,0 164,1 pH 7,9 7,9 7,5 9,9 0,31 Turbidité (UTN) 6,00 4,39 1,04 16,30 4,77 COD (mg/L) 5,48 4,66 2,09 11,40 1,69 Absorptivité UV254 nm (1/cm) 0,074 0,063 0,025 0,199 0,046 SUVA (L/(m.mg)) 1,31 1,21 0,55 2,72 0,592 Azote ammoniacal (µg N /L) 296 319 125 589 91,3 Azote total (mg N /L) 0,34 0,37 0,17 0,51 0,085 Iodure (µg/L) 34,9 20,1 0,0 113,1 35,2 Bromure (µg/L) 58,6 35,5 6,8 146,8 51,7 R2 Température (°C) 9,4 9,5 9,0 11,0 0,44 Conductivité (µmhos/cm) 634,0 631,1 607,3 658,1 14,67 pH 7,9 8,0 6,2 8,3 0,40 Turbidité (UTN) 4,04 5,25 0,515 9,25 3,07 COD (mg/L) 4,52 4,62 3,50 5,49 0,702 Absorptivité UV254 nm (1/cm) 0,060 0,049 0,031 0,134 0,026 SUVA (L/(m.mg)) 1,33 1,04 0,80 2,45 0,516 Azote ammoniacal (µg N /L) 553 568 202 629 73,2 Azote total (mg N /L) 0,63 0,63 0,52 0,71 0,046 Iodure (µg/L) 20,7 21,2 14,6 35,1 3,94 Bromure (µg/L) 71,7 62,4 52,0 92,9 15,3
Note : Les valeurs de chlores ajoutées en préchloration et en postchloration durant toutes les campagnes sont notées. Pour le réseau R1, les valeurs médianes des doses en préchloration et en postchloration sont de de 3,71 et 3,01 ppm, respectivement. Pour le réseau R2, les valeurs médianes des doses en préchloration et en postchloration sont de 3,26 et 2,53 ppm, respectivement.
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4.2 Qualité de l’eau traitée avant post chloration
Les paramètres de la qualité de l’eau traitée pour les deux réseaux étudiés sont présentés dans le Tableau 5. L’azote ammoniacal, les ions iodures et les ions bromures ne sont pas présents dans ce tableau puisque ces paramètres ne sont pas mesurés dans l’eau traitée. La température de l’eau traitée dans les deux réseaux est assez proche, soit de 10,2 °C en moyenne pour le réseau R1 et 9,5 °C en moyenne pour le réseau R2. Tout comme l’eau brute, la température de l’eau traitée varie très peu entre les campagnes (écart-type de 1,2 °C pour R1 et 0,5 °C pour R2) et les minimums et maximums sont comparables (9,0 et 17,0 °C pour R1; 9,0 et 11,0 °C pour R2). Le pH est légèrement plus faible qu’à l’eau brute soit de 7,6 pour le réseau R1 et 7,5 pour le réseau R2. La conductivité, l’absorptivité UV254 nm et le SUVA n’a pas varié
de façon importante par rapport à l’eau brute. La turbidité a beaucoup diminué en raison de la filtration sur sable vert. Elle est de 1,45 UTN et 1,59 UTN pour le réseau R1 et R2 respectivement. Le COD n’a quant à lui pas diminué à la suite de la filtration et est resté dans les mêmes concentrations qu’à l’eau brute.
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Tableau 5. Caractéristique de l'eau après pré chloration pour les deux réseaux (moyenne des points d’échantillonnage 2 et 3 pour les vingt campagnes)
Réseau Paramètres Moyenne Médiane Min Max Écart type
R1 Température (°C) 10,2 10,0 9,0 17,0 1,25 Conductivité (µmhos/cm) 614,5 590,8 548,4 1168,0 104,3 pH 7,56 7,87 0,61 8,15 1,49 Turbidité (UTN) 1,45 1,17 0,06 8,03 1,75 COD (mg/L) 5,32 5,18 4,29 9,70 0,874 Absorptivité UV254 nm (1/cm) 0,065 0,051 0,040 0,123 0,026 SUVA (L/(m.mg)) 1,25 0,93 0,72 2,71 0,549 R2 Température (°C) 9,5 9,5 9,0 11,0 0,48 Conductivité (µmhos/cm) 641,7 646,9 590,1 662,4 14,23 pH 7,53 7,96 0,16 8,14 1,72 Turbidité (UTN) 1,59 1,28 0,08 8,09 1,87 COD (mg/L) 4,48 4,53 3,88 5,02 0,278 Absorptivité UV254 nm (1/cm) 0,060 0,045 0,039 0,127 0,026 SUVA (L/(m.mg)) 1,35 1,05 0,84 3,19 0,593
Note : Les valeurs de chlores ajoutées en préchloration et en postchloration durant toutes les campagnes sont notées. Pour le réseau R1, les valeurs médianes des doses en préchloration et en postchloration sont de de 3,71 et 3,01 ppm, respectivement. Pour le réseau R2, les valeurs médianes des doses en préchloration et en postchloration sont de 3,26 et 2,53 ppm, respectivement.
4.3 Présence des SPD normés et non normés
Les résultats présentés dans cette section sont obtenus à partir de l’information générée dans les points d’échantillonnage à partir de la sortie de l’usine, c’est-à-dire les points 5, 6 et 7 pour le réseau R1 et le point 4, 5 et 6 pour le réseau R2. Cela permet de mieux comparer les résultats obtenus avec ceux de la littérature, qui présente rarement les résultats dans l’usine de traitement et, quand c’est le cas, ils sont présentés séparément. Aussi, il est plus intéressant au niveau de la toxicité d’évaluer la présence des SPD dans l’eau du réseau de distribution,
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où la population est exposée à ceux-ci. Les points dans l’usine permettront dans la section 4.3 d’évaluer l’influence des étapes de traitement des eaux sur la formation des SPD iodés.
4.3.1 Sous-produits normés
Tous les résultats pour les sous-produits normés sont présentés dans le tableau 4. Les concentrations moyennes en THM normés (THM4) et en AHA normés (AHA6) obtenues pour
les deux réseaux se trouvent sous les normes établies dans le règlement sur la qualité de l’eau potable, soit 80 µg/L pour les THM et 60 µg/L pour les AHA (MDDELCC 2018). En effet, une concentration moyenne en THM4 de 45,9 µg/L et 44,5 µg/L est observée pour les réseaux
R1 et R2, respectivement. Au cours de la campagne d’échantillonnage, les valeurs minimales et maximales en THM4 pour les réseaux R1 et R2 sont respectivement de 33,9-62,0 µg/L et
32,7-55,7 µg/L. Le THM le plus abondant obtenu dans les deux réseaux est le trichlorométhane (TCM) avec des concentrations moyennes et maximales de 25,5 et de 31,6 µg/L pour le réseau R1 et de 16,5 et de 20,8 µg/L pour le réseau R2. Le deuxième THM le plus présent est le bromodichlorométhane (BDCM) avec des concentrations moyennes et maximales de 14,4 et de 20,7 µg/L pour le réseau R1 et de 14,8 et de 19,1 µg/L pour le réseau R2. Les deux THM les moins présents sont le dibromochlorométhane (DBCM) et le tribromométhane (TBM), ce dernier étant observé en très faible concentration. Le DBCM a des concentrations moyennes et maximales de 6,5 et de 11,5 µg/L pour le réseau R1, et de 11,3 et de 15,2 µg/L pour le réseau R2. Le TBM a, quant à lui, des concentrations moyennes et maximales de 0,5 et de 1,3 µg/L pour le réseau R1, et de 1,9 et de 2,9 µg/L pour le réseau R2. La spéciation des THM4 observée dans cette étude correspond à celle observée dans
d’autres études (Chang et al. 2010, Chowdhury 2018, Golfinopoulos and Nikolaou 2005, Guilherme and Rodriguez 2014, Rodriguez et al. 2003, Ye et al. 2009). La concentration moyenne en THM4 est légèrement plus élevée dans le réseau R1 que dans le réseau R2, mais
cette différence n’est pas significative. La faible différence observée, malgré la grande similitude entre les caractéristiques de l’eau brute des deux réseaux, pourrait être attribuée aux doses de chlore appliquées à la pré et à la post chloration, qui sont plus élevées dans le réseau R1, favorisant ainsi la formation des THM.
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Pour les AHA6 une concentration moyenne de 21,1 et de 16,1 µg/L est obtenue pour les
réseauxR1 et R2, respectivement. Des concentrations minimales et maximale pour le réseau R1 et R2 de 12,1-42,7 µg/L et de 6,1-42,7 µg/L sont obtenues respectivement. Pour la spéciation, les deux AHA majoritaires sont l’acide trichloroacétique (TCAA) et l’acide dichloroacétique (DCAA). Les deux autres AHA majoritaires sont des AHA bromés, l’acide bromochloroacétique (BCAA) et l’acide dibromoacétique (DBAA). Ces résultats sont comparables à ceux d’autres études qui ont évalué la présence des AHA en réseau et en laboratoire (Li et al. 2013, Liang and Singer 2003, Xue et al. 2016).
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Tableau 6. Concentrations (µg/L) en sous-produits de la désinfection normés dans le réseau de distribution des deux réseaux étudiés (moyenne des points d’échantillonnages 5, 6 et 7 pour le réseau R1 et 4, 5 et 6 pour le réseau R2)
Réseau SPD Moyenne Médiane Min Max Écart type
R1 THM4 46,9 46,8 33,9 62,0 6,27 TCM 25,5 25,8 16,5 31,6 3,50 BDCM 14,4 14,2 10,8 20,7 2,16 DBCM 6,5 6,4 4,9 11,5 1,1 TBM < 0,6 < 0,6 < 0,6 1,3 0,2 AHA6 21,09 20,26 12,10 42,65 5,567 MCAA 1,51 0,76 < 0,08 19,26 3,52 MBAA 0,23 0,24 < 0,14 0,55 0,090 DCAA 6,32 6,35 2,14 8,72 1,05 TCAA 7,83 7,90 0,32 12,66 2,13 BCAA 3,93 3,69 0,96 8,95 1,40 DBAA 1,26 1,23 0,39 2,68 0,320 R2 THM4 45,6 46,6 32,7 55,7 6,51 TCM 16,5 17,6 16,5 20,8 3,65 BDCM 14,8 15,0 10,8 19,1 3,21 DBCM 11,3 11,7 4,9 15,2 2,49 TBM 1,9 1,9 < 0,6 2,9 0,54 AHA6 16,10 18,70 6,13 42,65 6,876 MCAA 1,38 0,87 < 0,08 19,26 3,02 MBAA 0,27 0,32 < 0,14 0,65 0,17 DCAA 4,89 6,04 < 0,13 8,59 2,22 TCAA 4,73 5,12 0,28 6,74 1,44 BCAA 3,03 3,85 0,70 5,37 1,54 DBAA 1,78 2,26 < 0,08 2,99 0,901 4.3.2 Sous-produits iodés
Les concentrations moyennes en THM iodés (somme des 6 THM iodés) obtenue dans cette étude pour les réseaux R1 et R2 sont de 2,99 et 2,98 µg/L, respectivement. Tout comme les THM4 les concentrations moyennes pour les deux réseaux sont très semblables, ce qui
pourrait être expliqué par la similarité des caractéristiques physico-chimiques de l’eau brute et de l’eau après pré chloration des deux réseaux. Des concentrations maximales de THM iodés de 4,02 et 4,05 µg/L est obtenues pour les réseaux R1 et R2, respectivement. Tous les résultats pour les SPD iodés sont présentés dans le tableau 7. Ces résultats sont légèrement supérieurs à ceux obtenus dans d’autres études qui ont étudié la présence des THM iodés dans des réseaux chlorés. En effet, une étude effectuée en 2016 à Chypre a rapporté une
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moyenne de 0,579 µg/L dans le premier réseau et de 0,586 µg/L dans le deuxième réseau (somme de deux THM iodés, le DCIM et le BCIM) (Ioannou et al. 2016). Une étude plus récente est réalisée en 2017 par Santé Canada basée sur l’échantillonnage de l’eau dans 65 réseaux au Canada utilisant la chloration ou la chloramination comme méthode de désinfection primaire ou secondaire (Tugulea et al. 2017). Les auteurs ont présenté les résultats en fonction du type de désinfectant utilisé et en fonction de la présence ou non d’ammoniac naturel dans l’eau. Ils ont établi qu’un réseau a de l’ammoniac naturel si la concentration en azote ammoniacal est plus grande que 0,1 mg N/L. Pour les réseaux chlorés avec de l’ammoniac naturel (comme pour notre étude), la concentration moyenne obtenue de THM iodés en été est de 1,24 µg/L et le maximum obtenu est de 3,43 µg/L. Une autre étude réalisée en Chine a analysé des THM iodés dans deux réseaux d’eau potable (Luo et al. 2014). Une seule campagne est effectuée puisque l’étude portait principalement sur le développement de méthodes analytiques pour les SPD iodés. Dans le premier réseau, la concentration de la somme des 6 THM iodés est de 4,07 µg/L, ce qui correspond à la valeur maximale obtenue dans notre étude. Dans le deuxième réseau, une concentration plus faible est obtenue, soit de 1,71 µg/L. Les concentrations de THM iodés rapportées dans les trois études mentionnées précédemment sont légèrement plus faibles que celles observées dans notre étude. Cela peut être expliqué par les faibles concentrations en iodure et en bromure dans l’eau brute. En effet, plusieurs études ont démontré en laboratoire et sur le terrain que la concentration en iodure influence positivement la formation des THM iodés (Hua et al. 2006, Jones et al. 2012a, Richardson et al. 2008, Wei et al. 2013).
La concentration en bromure est également importante puisqu’elle favorise la formation des THM iodés bromés (Hua et al. 2006, Jones et al. 2012a). La concentration moyenne en bromure et en iodure dans l’étude d’Ioannou et al. (2016) est de 51,5 et 15,1 µg/L respectivement dans le premier réseau et 66,2 et 8,31 µg/L dans le second réseau. Ces niveaux de bromures sont semblables à ceux obtenus dans notre étude, mais la concentration en iodure est légèrement inférieure, ce qui peut expliquer la concentration plus faible en THM iodés. Effectivement, des études ont également démontré que l’augmentation de la concentration en bromure présent dans l’eau favorise l’oxydation de l’iodure en iodate et ainsi diminue la
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formation des THM iodés (Criquet et al. 2012, Hua et al. 2006). De plus, dans leur étude, seulement le DCIM et le BCIM sont analysés, donc les concentrations pour les quatre autres THM iodés ne sont pas incluses dans la somme totale de la concentration. Pour l’étude de Santé Canada, les concentrations moyennes en bromure et en iodure pour tous les réseaux est de 51,8 et 5,68 µg/L, respectivement durant l’été, ce qui est plus faible que les niveaux observés dans notre étude. L’étude de Luo et al. (2014) a rapporté des concentrations en bromure beaucoup plus élevées, c’est-à-dire 570 µg/L à l’eau brute des deux réseaux analysés. Quant à elles, les concentrations en iodures étaient plus faibles que 50 µg/L (limite de quantification de la méthode). Des concentrations en THM iodés plus élevées sont obtenues dans des études réalisées dans des réseaux chloraminés. En effet, la chloramination a tendance à former plus de THM iodés en raison de son pouvoir oxydant moins fort que le chlore. Les oxydants plus forts oxydent l’iodure complètement jusqu’à l’iodate, qui est inerte, alors qu’un oxydant moins puissant va oxyder l’iodure en acide hypoiodeux, qui va pouvoir ensuite réagir avec la MON pour former les THM iodés (Bichsel and von Gunten 1999, 2000, Jones et al. 2011, Krasner et al. 2006, Postigo et al. 2017, Richardson et al. 2008). Dans l’étude de Richardson et al. (2008), les auteurs ont analysé le DCIM et le BCIM dans 21 réseaux chloraminés et dans deux réseaux chlorés. Ils ont obtenu des maximums pour ces deux THM iodés de 10,2 µg/L et 7,9 µg/L respectivement. Ces résultats plus élevés sont probablement dus à l’utilisation de la chloramination et la concentration parfois plus élevée en iodure et bromure dans leurs réseaux (bromure : 24 à 1120 µg/L; iodure : 0,4 à 104,2 µg/L). Krasner et al. (2006) ont également obtenu une concentration élevée en THM iodés dans un réseau chloraminé. En effet, ils ont obtenu un maximum de 19 µg/L de THM iodés dans un réseau où ils ajoutaient du chlore et de l’ammoniaque en même temps pour former les chloramines. L’ammoniaque naturelle est un autre paramètre de l’eau qui pourrait avoir influencé les concentrations de THM iodés obtenues dans notre étude. En effet, l’ajout de chlore dans une eau avec de l’ammoniaque naturel peut former aussitôt des chloramines et ainsi favoriser la formation des THM iodés. Dans les deux réseaux que nous avons étudiés, une concentration moyenne d’azote ammoniacale de 398 et 396 µg/L est obtenue pour les réseaux R1 et R2, respectivement. Des chloramines peuvent donc avoir été formées dans les deux réseaux lors des chlorations. Il est aussi possible d’observer cela dans l’étude de Richardson et al. (2008) où les auteurs ont analysé un réseau chloré sans ammoniaque
