Opération adaptative des systèmes d'eau potable par le
suivi de l'absorbance UV afin de minimiser l'exposition
aux sous-produits de la désinfection
Thèse
Nicolas Beauchamp
Doctorat en génie des eaux
Philosophiæ doctor (Ph. D.)
Opération adaptative des systèmes d’eau potable par le
suivi de l’absorbance UV afin de minimiser l’exposition
aux sous-produits de la désinfection
Thèse
Nicolas Beauchamp
Sous la direction de :
Manuel J. Rodriguez, directeur de recherche
Caetano Dorea, codirecteur de recherche
Christian Bouchard, codirecteur de recherche
Résumé
Le suivi règlementaire des sous-produits de la désinfection (SPD) dans l’eau potable fournit généralement aux opérateurs des usines de production d’eau potable un portrait partiel de la performance du traitement en termes de SPD, étant donné la basse fréquence d’échantillonnage exigée. Une rétroaction plus fréquente sur les concentrations de SPD permettrait une optimisation des paramètres d’opération susceptible d’influencer l’enlèvement des précurseurs de SPD et la désinfection. Il importe alors d’avoir une méthode de suivi simple, rapide, et à fréquence élevée, voire en continu, des concentrations de SPD dans l’eau potable. L’absorbance UV différentielle (ΔA) est une méthode d’estimation des concentrations de SPD à coût faible, pouvant être effectuée rapidement et fréquemment, qui consiste à utiliser la différence entre une mesure de l’absorbance UV avant la chloration et une mesure de l’absorbance UV après la chloration pour prédire les concentrations de SPD. L’objectif de cette thèse est de développer une stratégie de suivi en continu de la formation des SPD par l’absorbance UV différentielle en usine afin de permettre une opération préventive et adaptative lors du traitement de l’eau. Cet objectif est divisé en deux sous-objectifs : comprendre pourquoi les relations SPD-ΔA ne sont pas universelles et identifier les stratégies favorisant leur généralisation et leur application à l’échelle réelle, et développer une stratégie d’opération adaptative et préventive du procédé de coagulation-floculation, utilisant comme rétroaction l’absorbance UV-visible, afin de réduire les concentrations de SPD à l’usine et en réseau.
À cette fin, un premier essai a été fait afin de vérifier la possibilité d’établir des relations SPD-ΔA valide à l’échelle réelle. Ensuite, une stratégie de coagulation à l’échelle réelle utilisant l’absorbance UV à 254 nm des eaux brutes et décantées a été testée. En parallèle, une série de jar-tests et d’essais de chloration faits sur 8 eaux brutes différentes a permis de construire une base de données sur la coagulation de la matière organique et des précurseurs des SPD, permettant de comparer les résultats obtenus en laboratoire à ceux obtenus à l’échelle réelle. Cette même base de données a aussi servi à établir des relations SPD-ΔA plus largement applicables et à formuler des recommandations sur l’approche à adopter pour généraliser et utiliser ces relations.
Les résultats des essais à l’échelle réelle montrent qu’il est possible d’établir des relations SPD-ΔA autant pour des produits règlementés (trihalométhanes (THM) et acides haloacétiques (AHA)) que pour des sous-produits émergents (haloacétonitriles (HAN), halocétone(HK), et chloropicrine (CPK)) en utilisant l’absorbance UV différentielle à une seule longueur d’onde (272 nm), mais que ces relations varient dans le temps en fonction des paramètres physico-chimiques de l’eau brute et des paramètres d’opération des procédés. L’absorbance UV avant chloration demeure malgré tout un bon indicateur de la concentration de précurseurs de SPD. Ainsi, une stratégie de coagulation basée sur une dose stœchiométrique d’alun par rapport à l’absorbance UV à 254 nm de l’eau brute (dose d’alun/UV254 de l’eau brute) a été développée à l’échelle réelle. Les résultats de
l’essai de la stratégie à l’échelle réelle et des jar-tests concordent et confirment que l’utilisation d’une dose stœchiométrique d’alun définie permet de maximiser l’enlèvement de l’absorbance UV et des précurseurs dans une situation de qualité de l’eau variable quotidiennement et saisonnièrement.
L’utilisation de l’absorbance UV différentielle à plusieurs longueurs d’onde, en plus de l’utilisation de l’absorbance avant chloration, permet d’améliorer les prédictions des relations empiriques SPD-ΔA et de généraliser leur application. En effet, les résultats des jar-tests et des essais de chloration ont montré que ces relations sont applicables à des eaux chlorées ayant des caractéristiques physico-chimiques variées. Spécifiquement, les concentrations de THM semblent mieux prédites en utilisant l’absorbance avant chloration à 270 nm, ΔA à 270 nm et ΔA à 425 nm, l’acide dichloroacétique en utilisant l’absorbance avant chloration à 250 nm, ΔA à 250 nm et ΔA à 425 nm, et l’acide trichloroacétique en utilisant l’absorbance avant chloration à 255 nm, ΔA à 255 nm et ΔA à 425 nm. L’utilisation de l’absorbance différentielle à plusieurs longueurs d’onde devra être expérimentée à l’échelle réelle dans des recherches futures, entre autres en utilisant des sondes de mesure de l’absorbance en continu.
Abstract
Regulatory sampling of drinking water for the control of disinfection by-products (DBPs) gives a partial depiction of the performance of a drinking water system in terms of DBPs, given the usually low sampling frequency required. A more frequent feedback on DBP concentrations would allow optimisation of the operation of the treatment processes responsible for the removal of DBP precursors. It is therefore important to develop a simple, rapid and high frequency or even continuous monitoring method for DBPs. Differential UV absorbance (ΔA) is a method, consisting of the use of the difference between the absorbance of a sample before chlorination and after chlorination to predict DBP concentrations, that can provide such a feedback rapidly and frequently. The main goal of this thesis is to develop a continuous DBP monitoring strategy using differential UV absorbance in order to achieve a preventive and adaptive operation of water treatment processes. This goal is divided into two sub-objectives: to understand why DBP-ΔA relationships are not universal and to identify ways to generalize their application in full-scale water treatment facilities, and to develop a preventive and adaptive operation strategy of the coagulation-flocculation process, using UV absorbance as a feedback, in order to reduce DBP concentrations at the plant and in the distribution network.
To reach these goals, a trial was made to assess the possibility of establishing DBP-ΔA relationships at a full-scale treatment plant. Then, a coagulation strategy using UV absorbance at 254 nm of the raw and settled waters was tested to assess its capacity to reduce DBP concentrations. At the same time, jar-tests and chlorination experiments were conducted on 8 different water sources to build a database on the coagulation of DBP precursors. These results were compared with the full-scale coagulation strategy. The database was also used to establish DBP-ΔA relationships applicable to waters with a wide range of physicochemical characteristics and to formulate recommendations on the approach to take to generalize and use these relationships.
The results of the full-scale trials show that it is possible to establish DBP-ΔA relationships for both regulated (trihalomethanes (THM) and haloacetic acids (HAAs)) and unregulated (haloacetonitriles (HANs), haloketones (HKs) and chloropicrin (CPK)) DBPs using differential UV absorbance at one wavelength (272 nm), but that these relationships vary with the raw water physicochemical characteristics and with the operation parameters of the treatment process. Nonetheless, UV absorbance before chlorination remains a good surrogate of the concentration of DBP precursors. A coagulation strategy based on a stoichiometric alum dose related to UV absorbance at 254 nm (alum/UV254) was therefore developed at full-scale. Results from the full-scale trials and the jar-tests are coherent and confirm that using a stable stoichiometric dose maximises the removal of UV absorbance and DBP precursors despite daily and seasonal variations of raw water quality and natural organic matter content.
The use of differential UV absorbance at multiple wavelength made it possible to improve the predictive capacity of empirical DBP-ΔA relationships and to generalize their application. Indeed, results from the jar-tests and chlorination experiments showed that these relationships are applicable to chlorinated waters with very different physicochemical characteristics. Specifically, THM concentrations seem to be better predicted using pre-chlorination absorbance at 270 nm, ΔA at 270 nm and ΔA at 425 nm, dichloroacetic acid using pre-pre-chlorination absorbance at 250 nm, ΔA at 250 nm and ΔA at 425 nm, and trichloroacetic acid using pre-chlorination absorbance at 255 nm, ΔA at 255 nm and ΔA at 425 nm. The use of differential absorbance at multiple wavelengths, especially using online absorbance probes, should be tried in a full-scale water treatment facility in future research.
Table des matières
Résumé ... iii
Abstract ... v
Table des matières ... vii
Liste des tableaux ... xiii
Liste des figures ... xv
Liste des abréviations ... xix
Remerciements ... xxii
Avant-propos ... xxv
Introduction... 1
0.1 Mise en contexte ... 1
0.1.1 Histoire de la découverte des SPD ... 2
0.1.2 Effets des SPD sur la santé humaine ... 3
0.1.2.1 Études toxicologiques ... 3
0.1.2.2 Études épidémiologiques ... 5
0.1.2.3 Classification des SPD selon leur cancérogénicité ... 5
0.1.3 Évaluation du risque ... 6
0.1.4 Règlementation des SPD dans l’eau potable... 8
0.1.4.1 Approches règlementaires ... 8
0.1.4.2 Règlementation québécoise des SPD... 9
0.1.4.3 Règlementation américaine ... 10
0.2 État des connaissances sur les SPD dans les systèmes d’eau potable ... 12
0.2.1 MON dans les eaux brutes ... 13
0.2.1.1 Provenance de la MON des eaux naturelles ... 13
0.2.1.2 Méthodes de classification et de caractérisation de la MON ... 14
0.2.1.3 Quantification et variation temporelle de la MO dans les eaux de surfaces ... 17
0.2.2 Présence des ions bromure et iodure dans les eaux brutes ... 19
0.2.3 Enlèvement des précurseurs par la chaîne de traitement conventionnelle ... 20
0.2.3.1 Coagulation ... 20
0.2.4 Réactions du chlore avec les précurseurs ... 24
0.2.4.1 Chimie de la chloration ... 24
0.2.4.3 Études de chloration de molécules modèles des précurseurs ... 25
0.2.4.4 Études de chloration des eaux naturelles et traitées... 27
0.2.5 Variations spatio-temporelles des SPD ... 28
0.2.6 Méthodes de suivi des concentrations de SPD ... 29
0.3 Limites des connaissances actuelles ... 30
0.4 Objectifs de recherche ... 31
0.4.1 Contenu de la thèse ... 32
Chapitre 1. Use of differential absorbance to estimate concentrations of chlorinated disinfection by-product in drinking water: Critical review and research needs ... 33
1.1 Avant-propos du chapitre 1 ... 33
1.2 Résumé en français ... 33
1.3 Abstract ... 33
1.4 Introduction ... 34
1.5 The UV-visible absorbance phenomenon in drinking water ... 35
1.5.1 The absorbance phenomenon and the Beer-Lambert law ... 35
1.5.2 Conventional spectrophotometry in drinking water ... 36
1.5.3 Definition of differential spectrophotometry ... 37
1.6 Differential absorbance relationship with DBP concentrations ... 37
1.6.1 The effect of chlorine dose on DBP-ΔA relationships... 39
1.6.2 The effect of bromide concentration on DBP-ΔA relationships ... 39
1.6.3 The effect of temperature on DBP-ΔA relationships... 40
1.6.4 The effect of pH on DBP-ΔA relationships and its influence on UV spectra ... 40
1.6.5 Comparing DBP-ΔA relationships reported in the literature ... 42
TOX-ΔA relationships ... 43
1.6.5.1 THMs-ΔA relationships... 44
1.6.5.2 HAAs-ΔA relationships ... 46
1.6.5.3 Unregulated DBPs-ΔA relationships ... 47
1.6.5.4 Final remarks on DBP-ΔA relationships ... 47
1.7 Discussion and research needs: The search for a general DBP- ΔA relationship ... 55
1.7.1 Improving our understanding of the reaction between NOM and free chlorine ... 55
1.7.2 Applying differential absorbance at full scale conditions ... 56
1.8 Conclusions ... 59
1.10 References ... 60
Chapitre 2. Relationships between DBP concentrations and differential UV absorbance in full-scale conditions ... 65 2.1 Avant-propos du chapitre 2 ... 65 2.2 Résumé en français ... 65 2.3 Abstract ... 65 2.4 Introduction ... 66 2.5 Methodology ... 67 2.5.1 Case study ... 67 2.5.2 Sampling strategy ... 68
2.5.3 Analytical procedures for DBPs and physicochemical parameters ... 68
2.6 Results and discussion ... 70
2.6.1 Raw water characteristics ... 70
2.6.2 Operational parameters and physicochemical characteristics of the water ... 70
2.6.3 DBP occurence ... 73
2.6.4 Differential UV absorbance ... 76
2.6.4.1 THM-ΔA relationships ... 78
2.6.4.2 HAA-ΔA relationships ... 78
2.6.4.3 CPK-ΔA relationships ... 79
2.7 General discussion and research needs ... 79
2.8 Conclusions ... 82
2.9 Acknowledgements ... 83
2.10 References ... 84
2.11 Supplementary information ... 87
Chapitre 3. Ultraviolet absorbance monitoring for removal of DBP precursors in waters with variable quality: enhanced coagulation revisited ...100
3.1 Avant-propos du chapitre 3 ...100
3.2 Résumé en français ...100
3.3 Abstract ...101
3.4 Introduction ...101
3.5 Methodology ...103
3.5.1 Full-scale case study ...103
3.5.1.1 Coagulation strategy...103
3.5.2 Jar-test and chlorination experimental design ...105
3.5.3 Analytical procedures ...106
3.5.4 Defining optimal doses and removal efficiencies ...107
3.6 Results ...107
3.6.1 Full-scale case study ...107
3.6.2 Jar-tests ...110
3.6.2.1 Jar-tests: seasonal variations ...116
3.7 Discussion ...116
3.7.1 Year-round coagulation strategy ...116
3.7.2 Marginal removal efficiencies, PODR-C and PODR-DBP ...117
3.7.3 Limits and research needs ...118
3.8 Conclusions ...118
3.9 Acknowledgements ...119
3.10 References ...120
Chapitre 4. Understanding the behaviour of UV absorbance of natural waters upon chlorination using model compounds ...122 4.1 Avant-propos du chapitre 4 ...122 4.2 Résumé en français ...122 4.3 Abstract ...122 4.4 Introduction ...123 4.5 Methodology ...124
4.5.1 Choice of model compounds ...124
4.5.2 Experimental design ...125
4.5.2.1 Preparation of concentrated compound solutions ...125
4.5.2.2 Determination of molar absorptivity ...125
4.5.2.3 Chlorination experiments ...126
4.5.3 Analytical procedures ...128
4.6 Results ...129
4.6.1 Reactivity with chlorine ...129
4.6.2 DBP formation ...129
4.6.3 Changes in UV-visible absorbance spectra during chlorination ...132
4.6.3.1 Phenols: resorcinol and p-cresol ...132
4.6.3.3 Carboxylic acids: citric and malonic acids ...139
4.6.3.4 Amino acids: tyrosine and histidine ...139
4.6.3.5 Methylcellulose ...140
4.7 Discussion and research needs ...141
4.7.1 Findings ...141 4.7.2 Limits of applicability ...142 4.8 Conclusions ...143 4.9 Acknowledgements ...144 4.10 References ...145 4.11 Supplementary information ...148
4.11.1 Supplementary text 1: Targeted literature review of the chlorination of the chosen model compounds...148
4.11.1.1 Phenols: resorcinol and p-cresol ...148
4.11.1.2 Acetylacetone ...149
4.11.1.3 Carboxylic acids: citric and malonic acid ...149
4.11.1.4 Amino acids: tyrosine and histidine ...149
4.11.1.5 Methylcellulose ...150
Chapitre 5. Multi-wavelength models expand the validity of DBP-differential absorbance relationships in drinking water ...165 5.1 Avant-propos du chapitre 5 ...165 5.2 Résumé en français ...165 5.3 Abstract ...165 5.4 Introduction ...166 5.5 Methodology ...168
5.5.1 Jar-tests and chlorination experiment design...168
5.5.2 Analytical procedures ...169
5.5.3 Data analysis and regression methodology ...170
5.5.3.1 Wavelength selection ...170
5.5.3.2 Calibration and testing of the multilinear model ...171
5.6 Results ...172
5.6.1 Selection of the best predictors ...172
5.6.1.1 Linear regression with ΔA at one wavelength ...172
5.6.1.2 Multilinear regression with ΔA and A at one wavelength ...174
5.6.1.4 Selection using LASSO ...176
5.6.2 Model calibration and testing ...177
5.6.2.1 Multilinear regression using predictors of set #1 ...178
5.6.2.2 Multilinear regression using predictors of set #2 ...181
5.6.3 Improving performance using LASSO ...182
5.7 Discussion ...183 5.7.1 Findings ...183 5.7.2 Limits of applicability ...185 5.8 Conclusions ...186 5.9 Acknowledgements ...186 5.10 References ...188 5.11 Supplementary information ...190
5.11.1 Composition of the artificial waters ...190
Conclusions générales de la thèse ...199
6.1 Discussion générale ...199
6.1.1 Atteinte des objectifs de la thèse ...199
6.1.2 Retombées pratiques...202
6.1.3 Limites des résultats ...203
6.2 Recherches futures ...204
6.3 Réflexions finales ...206
Liste des tableaux
Tableau 0-1 : Les stades de la transition épidémiologique (compilés par l’auteur) ... 1
Tableau 0-2 : Cancérogénicité des principaux SPD (compilé par l’auteur) ... 7
Tableau 0-3 : Nombre d’échantillons de SPD requis par la règlementation québécoise ... 10
Tableau 0-4 : Pourcentage d’enlèvement du COT requis mensuellement en fonction de la qualité de l’eau brute... 11
Tableau 0-5 : Règlementations des SPD ... 12
Tableau 0-6 : Principaux groupes fonctionnels de la MON ... 15
Tableau 0-7 : SUVA, nature de la MON et enlèvement du COD par coagulation ... 17
Tableau 0-8 : Constante cinétique de réaction apparente de second ordre, kapp, du chlore libre (HOCl et OCl-) avec diverses molécules d’intérêt en traitement de l’eau, selon Deborde et von Gunten (2008)... 27
Table 1-1: Relationsips between TOX concentrations and differential UV absorbance at 272 nm ... 48
Table 1-2: Relationships between individual THM concentrations and differential UV absorbance at 272 nm, pH7 ... 49
Table 1-3: Relationships between total THM concentrations and differential UV absorbance at 272 nm, pH7 . 50 Table 1-4 : Relationships between individual HAA concentrations and differential UV absorbance at 272 nm, pH7 ... 51
Table 1-5: Relationships between Total HAA concentrations and differential UV absorbance at 272 nm, pH7 52 Table 1-6: Relationships between DBPs and differential absorbance at wavelengths other than 272 nm, pH7 53 Table 1-7: Relationships between unregulated DBPs and differential absorbance ... 54
Table 2-1 : Raw water characteristics for the four campaigns ... 70
Table 2-2 : Relevant operational parameters for the four campaigns ... 71
Table 2-3 : Evolution of relevant physicochemical characteristics of the water throughout the treatment facility ... 72
Table 2-4 : Differences between laboratory batch chlorination and full-scale disinfection that might influence DBP – ΔA relationships ... 81
Table 2-5: Linear regression coefficients and coefficients of determination (R2) for the DBP-ΔA relationships . 98 Table 2-6: Power function (DBP=B * ΔAC) regression coefficients and coefficients of determination (R2) for the DBP-ΔA relationships ... 99
Table 3-1: Physicochemical characteristics of the raw waters studied ...105
Table 3-2: Comparisons of the physicochemical characteristics of the du Nord River water, of operational parameters, and of DBP concentrations of the treated water between 2014 (without coagulation strategy) and 2017 (with coagulation strategy) ...108
Table 3-3: Optimal doses at the PODR-C and at the PODR-DBP, and their corresponding UV254, THM and HAA marginal removal efficiencies ...115 Table 4-1: Chlorination conditions and chlorine consumption of model compounds after 24h ...127 Table 4-2: DBP formation of model compounds after 24h ...131 Table 4-3 Classification, reactivity and chlorination by-products of the selected model compounds identified in the literature ...151 Table 4-4: DBP formation for all model compounds and for the pretreated water at all reaction times ...160 Table 4-5: DBP molar yield (mmol/mol of compounds) for all model compounds and for the pretreated water (mmol/mol of C) at all reaction times ...162 Table 4-6: Comparison of DBP yields at 24 h on a ΔA basis for model compounds and pretreated water ...164 Table 5-1: Physicochemical characteristics of the raw waters used ...168 Table 5-2: R2 of the multilinear regression at two wavelengths with predictors A and ΔA, and p-values of the
predictors ...176 Table 5-3: R2 of the multilinear regression with LASSO-identified predictors and p-values of the selected
predictors ...179 Table 5-4: Model performance (R2 and RMSE) obtained by conventional multilinear regression for the
calibration and test datasets ...180 Table 5-5: Model performance (R2 and RMSE) obtained by LASSO regression for the calibration and test
datasets with the predictors of set #1 ...183 Table 5-6: Composition of the artificial waters ...190 Table 5-7: Physicochemical characteristics of the coagulated waters and chlorination conditions ...191 Table 5-8: Raw waters comprised in each datasets used for the calibration, validation and testing of the multilinear models with LASSO regression ...195 Table 5-9: Model parameters and performance (R2 and RMSE) obtained by conventional multilinear regression
for the calibration and test datasets, using the predictors of set #1 ...196 Table 5-10: Model parameters and performance (R2 and RMSE) obtained by conventional multilinear
regression for the calibration and test datasets, using the predictors of set #2 ...197 Table 5-11: Model parameters and performance (R2 and RMSE) obtained by LASSO regression for the
Liste des figures
Figure 0-1 : Classification de la matière organique dissoute (adapté de Leenheer et Croué, 2003) ... 14 Figure 0-2 : Exemple de répartition du carbone organique dissous d'une eau surface moyenne contenant 5 mg/L de COD (données de Thurman, 1985) ... 18 Figure 0-3 : Distribution relative des espèces chimiques en fonction du pH lors de la chloration à 25 ˚C. ... 24 Figure 1-1: Differential UV spectra of a chlorinated water in a full-scale facility evolving with increasing contact time (DOC=2.31 mg/L, UV254=0.038 cm-1, Cl2 dose=3.3 mg /L, T=20oC, contact time from 25 min to 17.5
hours, our data – not published) ... 38 Figure 1-2: Chloroform – ΔA relationships previously published from experiments conducted at pH 7. (Data from Korshin et al. 1997b not included because the range of TCM concentration was much higher and of less practical relevance)... 42 Figure 1-3: THM4 – ΔA relationships previously published from experiments conducted at pH 7. (Data from Li et al. 1998 not included because it was reported as mmol/L and could not be translated into ug/L) ... 43 Figure 2-1: Flow chart of the treatment plant under study, with location of sampling points and estimated average travel time after first chlorination point ... 67 Figure 2-2: Time profile of a) THM4, and b) HAA6 concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the four campaigns ... 73 Figure 2-3: Time profile of a) chloropicrin, b) total haloacetonitrile, and c) total haloketone concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the early spring and summer campaigns ... 74 Figure 2-4: Time profile of differential UV absorbance at 272 nm after the first addition of sodium hypochlorite for the four campaigns ... 77 Figure 2-5: THM4-ΔA relationships, and b) HAA6-ΔA relationships for the four campaigns ... 77 Figure 2-6: CPK-ΔA relationships for the early spring and summer campaigns ... 78 Figure 2-7: Time profile of chloroform concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the four campaigns ... 88 Figure 2-8: Time profile of BDCM concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the four campaigns ... 88 Figure 2-9: Time profile of MCAA concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the four campaigns ... 89 Figure 2-10: Time profile of DCAA concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the four campaigns ... 89 Figure 2-11: Time profile of TCAA concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the four campaigns ... 90 Figure 2-12: Time profile of BCAA concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the four campaigns ... 90
Figure 2-13: Time profile of TCAN concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the early
spring and summer campaigns ... 91
Figure 2-14: Time profile of DCAN concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the early spring and summer campaigns ... 91
Figure 2-15: Time profile of BCAN concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the early spring and summer campaigns ... 92
Figure 2-16: Time profile of DBAN concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the early spring and summer campaigns ... 92
Figure 2-17: Time profile of 1,1-DCP concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the early spring and summer campaigns ... 93
Figure 2-18: Time profile of 1,1,1-TCP concentrations after the first addition of sodium hypochlorite for the early spring and summer campaigns... 93
Figure 2-19: TCM-ΔA relationships for the four campaigns ... 94
Figure 2-20: BDCM-ΔA relationships for the four campaigns ... 94
Figure 2-21: DCAA-ΔA relationships for the four campaigns... 95
Figure 2-22: TCAA-ΔA relationships for the four campaigns ... 95
Figure 2-23: BCAA-ΔA relationships for the four campaigns ... 96
Figure 2-24: THM4-ΔA relationships for all campaigns combined ... 96
Figure 2-25: HAA6-ΔA relationships for all campaigns combined ... 97
Figure 3-1: a) Time series, and b) box plot of the UV254 data collected daily by plant operators during 2014 (without coagulation strategy) and 2017 (with coagulation strategy) ...109
Figure 3-2: a) Time series, and b) box plot of the THM4 concentration measured weekly during 2014 (without coagulation strategy) and 2017 (with coagulation strategy). Missing data points were removed due to offline chlorine dioxide dosing equipment. ...110
Figure 3-3: a) Remaining DOC after coagulation at various alum doses at pH ≈ 6.0 for the 8 different waters, and b) DOC removal ratio as a function of alum/UV254 stoichiometric doses for the same waters and pH ....111
Figure 3-4: a) Remaining UV254 after coagulation at various alum doses at pH ≈ 6.0 for the 8 different waters, and b) UV254 removal ratio as a function of alum/UV254 stoichiometric doses for the same waters and pH .111 Figure 3-5: a) THM4 formed after 48h-chlorination at pH ≈ 7.0 for various alum doses, b) THM4 removals, and c) THM4 removal ratios based on the 48h-chlorination THM4 concentrations ...112
Figure 3-6: a) HAA6 formed after 48h-chlorination at pH ≈ 7.0 for various alum doses, b) HAA6 removals, and c) HAA6 removal ratios based on the 48h-chlorination HAA6 concentrations ...112
Figure 3-7: Marginal removal efficiencies for a) DOC, b) UV254, c) THM4 formed after 48h-chlorination at pH ≈ 7.0, and d) HAA6 formed after 48h-chlorination at pH ≈ 7.0 ...113
Figure 3-8: Optimal coagulant doses with 95% confidence intervals, as defined by the DBP and PODR-C, as a function of UV254 of the raw water...114
Figure 4-1 : a) Absorbance, b) ΔA and c) incremental ΔA spectra at increasing times during the chlorination of a resorcinol aqueous solution. ...133 Figure 4-2 : a) Absorbance, b) ΔA and c) incremental ΔA spectra at increasing times during the chlorination of a p-cresol aqueous solution. ...133 Figure 4-3 : a) Absorbance, b) ΔA and c) incremental ΔA spectra at increasing times during the chlorination of an acetylacetone aqueous solution. ...134 Figure 4-4 : a) Absorbance, b) ΔA and c) incremental ΔA spectra at increasing times during the chlorination of a citric acid aqueous solution. ...134 Figure 4-5 : a) Absorbance, b) ΔA and c) incremental ΔA spectra at increasing times during the chlorination of a malonic acid aqueous solution. ...135 Figure 4-6 : a) Absorbance, b) ΔA and c) incremental ΔA spectra at increasing times during the chlorination of a tyrosine aqueous solution. ...135 Figure 4-7 : a) Absorbance, b) ΔA and c) incremental ΔA spectra at increasing times during the chlorination of a histidine aqueous solution (Histidine 1). ...136 Figure 4-8 : a) Absorbance, b) ΔA and c) incremental ΔA spectra at increasing times during the chlorination of a methylcellulose aqueous solution. ...136 Figure 4-9 : a) Absorbance, b) ΔA, c) Peak normalized ΔA, and d) incremental ΔA spectra at increasing times during the chlorination of pretreated water (DOC = 1.96 mg C/L, UV254 = 0.0305 cm-1, pH = 6.95, T = 4°C, Cl2
dose = 3 mg/L). ...137 Figure 4-10: Molar absorptivity spectra of resorcinol deprotonated species (R) and protonated species (RH1, RH2) in nanopure water (Dominant species at near neutral pH : RH2). ...155 Figure 4-11: Molar absorptivity spectra of p-cresol deprotonated species (R) and protonated species (RH1) in nanopure water (Dominant species at near neutral pH : RH1). ...155 Figure 4-12: Molar absorptivity spectra of acetylacetone deprotonated species (R) and protonated
species(RH1) in nanopure water (Dominant specie sat near neutral pH : RH1). ...156 Figure 4-13: Molar absorptivity spectra of citric acid deprotonated species (R) and protonated species (RH1, RH2, RH3) in nanopure water (Dominant species at near neutral pH : R). ...156 Figure 4-14: Molar absorptivity spectra of malonic acid deprotonated species (R) and protonated species (RH1, RH2) in nanopure water (Dominant species at near neutral pH : R). ...157 Figure 4-15: Molar absorptivity spectra of tyrosine deprotonated species (R) and protonated species (RH1, RH2) in nanopure water (Dominant species at near neutral pH : RH2). ...157 Figure 4-16: Molar absorptivity spectra of histidine deprotonated species (R) and protonated species (RH1, RH2, RH3) in nanopure water (Dominant species at near neutral pH : RH1). ...158 Figure 4-17: Molar absorptivity spectrum of methylcellulose in nanopure water ...158 Figure 4-18: Molar absorptivity spectrum of sodium sulphite in nanopure water ...159 Figure 5-1: Determination coefficients of the linear regression [DBP] = fct (ΔA) using ΔA (differential
Figure 5-2: Determination coefficients of the linear regression [DBP] = fct (A,ΔA) using A (pre-chlorination absorbance) and ΔA (differential absorbance) at a single wavelength ...174 Figure 5-3: Determination coefficients of the linear regression [THM4] = fct (A,ΔA) using A (pre-chlorination absorbance) and ΔA (differential absorbance) at two wavelengths, X and Y ...175 Figure 5-4: Example of a) shrinkage of the regression coefficients and selection of predictors for [TCAA] with all possible predictors fed through the LASSO algorithm, and b) corresponding RMSE of the calibration dataset. ...177 Figure 5-5: Correlation coefficients between ΔA at two wavelengths, X and Y ...192 Figure 5-6: Determination coefficients of the linear regression [DBP] = fct (lnA,ΔlnA) using A (pre-chlorination log-transformed absorbance) and ΔlnA (differential log-transformed absorbance) at a single wavelength ...192 Figure 5-7: Determination coefficients of the linear regression [DCAA] = fct (A,ΔA) using A (pre-chlorination absorbance) and ΔA (differential absorbance) at two wavelengths, X and Y ...193 Figure 5-8: Determination coefficients of the linear regression [TCAA] = fct (A,ΔA) using A (pre-chlorination absorbance) and ΔA (differential absorbance) at two wavelengths, X and Y ...193 Figure 5-9: Determination coefficients of the linear regression [HAA6] = fct (A,ΔA) using A (pre-chlorination absorbance) and ΔA (differential absorbance) at two wavelengths, X and Y ...194 Figure 5-10: “Goodness-of-fit” plot for the TCAA model using conventional multilinear regression with data from Artificial water A taken as the test dataset. ...194
Liste des abréviations
ΔA Absorbance UV différentielleA Absorbance UV avant chloration AHA Acides haloacétiques
AHA5 Somme des 5 acides haloacétiques règlementés BCAN Bromochloroacétonitrile
BDCM Bromodichlorométhane
CHO Chinese hamster ovary
CIRC Centre international de recherche sur le cancer CMA Concentration maximale admissible
COD Carbone organique dissout COP Carbone organique particulaire COT Carbone organique totale
CPK Chloropicrine
DBAA Acide dibromoacétique DBAN Dibromoacétonitrile DBCM Dibromochlorométhane
DBP Disinfection byproduct (équivalent anglais de SPD)
DCAA Acide dichloroacétique DCAN Dichloroacétone
D/DBPR Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule
HA Haloacétaldéhydes
HAA Haloacetic acids (équivalent anglais de AHA)
HAA5 Somme des 5 acides haloacétiques règlementés (équivalent anglais de AHA5) HAA6 Somme des 5 acides haloacétiques règlementés, plus l’acide bromochloroacétique HAN Haloacétonitriles
HK Halocétones
HNM Halonitrométhanes
MBAA Acide monobromoacétique MCAA Acide monochloroacétique
MCL Maximum contaminant level (équivalent anglais de CMA)
MCLG Maximum contaminant level goal
MO Matière organique
MON Matière organique naturelle MOR Matière organique résiduelle
NOM Natural organic matter (equivalent anglais de MON)
PODR Point of diminishing return
PODR-C Point of diminishin return in terms of DOC
PODR-DBP Point of diminishing return in terms of DBP
RQEP Règlement sur la qualité de l’eau potable SPD Sous-produits de la désinfection
SUVA Absorbance UV spécifique à une longueur d’onde de 254 nm TBM Tribromométhane, ou bromoforme
TCAA Acide trichloroacétique TCAN Tricholoroacétonitrile
TCM Trichlorométhane, ou chloroforme
THM Trihalométhanes
THM4 Somme des 4 trihalométhanes chlorés et bromés USEPA Agence de protection de l’environnement des États-Unis
UV Ultraviolet
Remerciements
Lorsque le Cégep de Trois-Rivières mettait fin à mon contrat d’enseignement en 2015 pour cause de baisse de la population étudiante dans le programme de technologie du génie civil, il me fallait transformer en occasion ce qui paraissait à première vue comme un revers. Comme nouveau départ, j’ai alors choisi le retour aux études, avec toutes les incertitudes et remises en question que cela implique. Faire de ce nouveau départ une réussite nécessitait le concours d’une foule de personnes extraordinaires. C’est pourquoi je souhaite leur dire merci du fond du cœur. Les remerciements qui suivent constituent un hommage bien humble en comparaison de leur participation à ce projet.
Je souhaite d’abord remercier mes proches. Chantal, mon amour, cette thèse est tout autant la tienne que la mienne. La conciliation travail-famille n’est déjà pas quelque chose de simple, alors imagine la conciliation travail-famille reconstituée-nouveau bébé-tes études-mes études-campagne d’échantillonnage-cours à 150 km de route-conférences à l’autre bout du monde… Tous les sacrifices que tu as faits au cours des dernières années n’auront pas été vains. J’espère que je pourrai un jour te rendre au centuple tout ce que tu m’as donné. Je t’aime et je te remercie de m’avoir accompagné sur le chemin du doctorat.
Clara, merci d’avoir toléré les fréquents voyages à Québec (à Béquec, comme tu le dis si drôlement du haut de tes 2 ans) de ton papa. Tu ne sais pas encore que ton papa est en voie d’obtenir son doctorat ; tu sais encore moins ce qu’est un doctorat, mais j’espère qu’un jour, toi aussi tu seras fière de ce que nous avons accompli pendant ces premières années de ta vie.
Anne-Fréderique, merci d’avoir été compréhensive et d’avoir fait preuve de maturité face à tous les changements qu’ont entraînés les retours aux études de ta mère et de ton beau-père. Tu es déjà une experte de la conciliation travail-famille, même si tu n’es pas encore en âge de travailler !
Je remercie aussi grandement mes parents Gilberte et Marcel, et mes beaux-parents Ghislaine et Paul, pour tout le support dont vous avez fait preuve, et pour avoir été là pour vos petits-enfants quand les obligations nous forçaient, Chantal et moi, à quitter la maison. Je tiens aussi à remercier mes parents de m’avoir laissé entamer ce projet malgré la demande que je leur avais faite en 2008 à la fin de la maîtrise : « Si je mentionne mon intention de poursuivre mes études graduées un jour, je vous donne la permission de m’en empêcher. » Il faut croire que mes expériences professionnelles et personnelles des dix dernières années ont changé ma vision des choses et m’ont fait apprécier le domaine de la recherche et de l’enseignement plus que je ne le soupçonnais à ce moment-là !
Je veux aussi remercier tous les partenaires de la Chaire de recherche en eau potable. D’abord, je remercie chaleureusement toute l’équipe de l’usine de production d’eau potable de la Ville de Saint-Jérôme, sans ordre particulier : Simon, Alain, Benoît, Michel, Gabriel, Annie, Martin, Samuel, Luis, Pierre-Luc (désolé si j’en oublie). J’ai trouvé à Saint-Jérôme une équipe allumée, ouverte aux discussions et au partage d’information. J’espère sincèrement que vous avez tiré profit du partenariat avec l’Université Laval autant que nous avons pu bénéficier de la participation d’une véritable usine à nos programmes de recherche. Mille fois merci. Ensuite, je souhaite aussi remercier tous ceux ayant, de près ou de loin, fait des activités de la Chaire une réussite, tout particulièrement Christelle Legay, professionnelle de recherche et Francine Baril, du Centre de recherche en aménagement et développement. Un merci particulier à Christine Beaulieu et à François Proulx, de la Ville de Québec, pour accueillir la Chaire dans ses laboratoires, et pour les discussions, les échanges d’idées, et le support dans nos projets.
Évidemment, je tiens aussi à remercier tous ceux dont c’est le travail de nous enseigner et d’organiser la vie académique. Merci d’abord à Manuel Rodriguez, mon directeur de recherche. Manuel, tu es à ta place là où tu es ; je ne crois pas que j’aurais été mieux guidé par qui que ce soit, et j’avance que cette opinion est partagée par tous tes étudiants. Je te remercie particulièrement pour ton ouverture aux nouvelles idées, tes conseils, la grande latitude que tu m’as laissée dans la définition de mon projet de doctorat, et tes réponses toujours justes à mes questionnements.
Merci aussi à Caetano Dorea, qui a rapidement et habilement intégré l’équipe de codirection de mon projet. Ton style est différent et complémentaire à celui de Manuel. C’est ce qui a fait, à mon avis, la force de notre équipe. Je te remercie pour la pertinence et la perspicacité de tes relectures, pour les vidéoconférences au petit matin (heure du Pacifique) et globalement pour avoir fait de mon expérience doctorale une réussite.
Enfin, Christian, tu mérites un merci bien particulier, puisque non seulement j’ai eu la chance de travailler sous ta supervision à tous les cycles universitaires, mais en plus tu tires ta révérence professionnelle en cette année où je termine mon doctorat. Ta curiosité intellectuelle, la justesse de tes propos et de tes interprétations, et ton habileté à communiquer et à enseigner auront été pour moi des exemples à suivre pendant toutes ces années. J’espère un jour t’arriver au moins à la cheville dans ces domaines ! Merci pour tout.
Je tiens à remercier aussi Barbara Lence, directrice de mes travaux de recherche de maîtrise, avec qui j’ai écrit mes premiers articles scientifiques en tant que premier auteur, et de qui je tiens encore la majorité de mon savoir-faire en ce domaine, si je peux prétendre à un quelconque savoir-faire. Je sais que les dernières années ont été difficiles pour toi, mais tu peux être satisfaite du travail que tu as accompli. Merci pour les lettres de références et les encouragements, et merci encore pour les deux années sous ta supervision.
Un merci spécial à Geneviève Pelletier, qui devait initialement être codirectrice dans ce projet. On jurerait que nos collaborations sont une suite de rendez-vous manqués, d’abord à la maîtrise où j’ai choisi une autre université après avoir obtenu une bourse sur la base d’un projet élaboré avec toi, puis cette fois au doctorat, où mes lectures et questionnements m’auront entraîné vers un projet sans composante « hydraulique ». Malgré cela, tu n’as pas hésité à me conseiller et m’épauler sur tout ce qui gravite autour des études doctorales et de l’enseignement. Ta présence est toujours rassurante. Ton enthousiasme est toujours contagieux. J’espère que nos chemins se croiseront encore, et très bientôt, pour que de nos idées surgisse enfin une collaboration fructueuse !
Sabrina Simard, comment te remercier ? Grâce à ta supervision au laboratoire, tu as (presque) fait de moi un chimiste ! La majeure partie des apprentissages que j’ai faits à propos de la chimie analytique est due à tes explications, conseils, etc. Mais je crois surtout que c’est ton amour du travail bien fait, que nous partageons, qui a su faire de notre collaboration quelque chose de fructueux.
Je souhaite aussi remercier tous les étudiants de la Chaire qui ont participé de près ou de loin à mon projet. Un merci tout particulier à Olivier Laflamme, qui a été présent tout au long de mon projet, d’abord en tant qu’assistant de recherche, puis comme étudiant à la maîtrise, et maintenant comme professionnel de recherche. Sous l’un ou l’autre de ces chapeaux, j’ai toujours pu compter sur toi pour soutenir Sabrina au laboratoire, m’assister dans mes campagnes d’échantillonnage et dans les analyses avec lesquelles j’étais moins familier. Quand une tâche t’était confiée, je me sentais plus léger, car je savais que tout irait bien. Il faudrait un Olivier Laflamme dans tous les laboratoires du Québec ! Un autre merci spécial à Gabriel Caron, qui m’a assisté pendant un été complet sur la majorité des expériences en laboratoire réalisées pendant mon doctorat. Sans cet été bien rempli où tu m’as assisté et où j’ai pu profiter de tes connaissances en chimie, je n’en serais pas venu à bout. Plusieurs autres étudiants de passage à la Chaire ont participé à la planification et à la réalisation des campagnes d’échantillonnage, à l’analyse des échantillons, et au bon fonctionnement général du laboratoire et des appareils, et je tiens à les remercier tous : Marie-Pier Côté, Gabrielle Santerre, Pamela Ouellet, Cynthia Gonthier, Jessica Beaupré, Vincent Boutet, Antoine Grondin, Émilie Leclerc, Alexandra Bédard et Justine Basque. Enfin, je voudrais aussi remercier tous les étudiants gradués et stagiaires postdoctoraux de la Chaire que j’ai côtoyés : Ianis Delpla, Sonja Behmel, Julia Cyr-Gagnon, Jianan Gao et Gyan Shrestha. Même si j’étais souvent loin, ce fut toujours très agréable de partager le laboratoire, les dîners et les conférences.
Je souhaite également remercier Michel Bisping, sans qui le laboratoire d’environnement du département de génie civil et de génie des eaux ne serait pas ce qu’il est. Je te remercie spécifiquement pour les conseils sur l’utilisation et l’entretien des appareils, sur les manipulations de certains produits, et sur ta vigilance générale et ton travail irréprochable.
Avant-propos
La présente thèse est une thèse par articles, où chaque chapitre comporte une introduction, des objectifs, une méthodologie, des résultats et une conclusion constituant un apport scientifique en soi. La thèse contient en plus un chapitre d’introduction précisant les objectifs généraux qui relient entre eux les travaux de recherche présentés dans chaque chapitre. Une conclusion générale fait état des principaux résultats présentés dans chaque article, de leurs limites, de leurs retombées dans la pratique et pour les recherches futures.
Le lecteur trouvera ici des informations sur les articles publiés ou soumis qui ont été insérés comme chapitre dans cette thèse par insertion d’articles. Le candidat est l’auteur principal de tous ces articles.
Chapitre 1 - Use of differential absorbance to estimate
concentrations of chlorinated disinfection by-product in drinking
water: Critical review and research needs
État de publication :
L’article a été publié en ligne le 21 mars 2018 par la revue Critical Reviews in Environmental Science and
Technology.
Beauchamp, N., Dorea, C., Bouchard, C., Rodriguez, M., 2018. Use of differential absorbance to estimate concentrations of chlorinated disinfection by-product in drinking water: Critical review and research needs.
Critical Reviews in Environmental Science and Technology 48, 2, 210–241.
https://doi.org/10.1080/10643389.2018.1443668
Modification entre la version intégrée et la version publiée :
Cet article, constituant le chapitre 1 du présent ouvrage, ne présente aucune modification par rapport à l’article originalement publié, à l’exception des numérotations des sections, figures, tableaux et équations qui ont été ajustées pour les besoins de mise en forme de la thèse.
Statut d’auteur du candidat et rôle exact dans la préparation de l’article :
Le candidat est l’auteur principal de l’article. Il a réalisé la recherche bibliographique, a préparé les figures et les tableaux, a rédigé le premier jet complet de l’article, a effectué les modifications nécessaires suite aux révisions des coauteurs et des réviseurs linguistiques, et a apporté les modifications nécessaires suggérées par les réviseurs de la revue lors du processus de publication.Coauteurs de l’article et rôles dans la préparation de l’article :
Tous les coauteurs ont guidé le candidat dans ses travaux de recherche. Spécifiquement, ils ont fourni des commentaires et suggéré des modifications au premier jet, et ont révisé les modifications apportées lors du processus de publication.
Chapitre 2 - Relationships between DBP concentrations and
differential UV absorbance in full-scale conditions
État de publication :
L’article a été publié en ligne le 18 décembre 2017 et publié le 15 mars 2018 par la revue Water Research.
Beauchamp, N., Laflamme, O., Simard, S., Dorea, C., Pelletier, G., Bouchard, C., Rodriguez, M., 2018. Relationships between DBP concentrations and differential UV absorbance in full-scale conditions. Water
Research 131, 110–121. https://doi.org/10.1016/j.watres.2017.12.031
Modification entre la version intégrée et la version publiée :
Cet article, constituant le chapitre 2 du présent ouvrage, ne présente aucune modification par rapport à l’article originalement publié, à l’exception des numérotations des sections, figures, tableaux et équations qui ont été ajustées pour les besoins de mise en forme de la thèse.
Statut d’auteur du candidat et rôle exact dans la préparation de l’article :
Le candidat est l’auteur principal de l’article. Il a planifié et participé aux campagnes d’échantillonnage, a analysé les échantillons en laboratoire, aidé par les assistants de laboratoire de la Chaire de recherche en eau potable de l’Université Laval (CREPUL), a analysé les résultats, a préparé les figures et les tableaux, a rédigé le premier jet complet de l’article, a effectué les modifications nécessaires suite aux révisions des coauteurs et des réviseurs linguistiques, et a apporté les modifications suggérées par les réviseurs lors du processus de publication.Coauteurs de l’article et rôles dans la préparation de l’article :
Olivier Laflamme a participé à la planification du matériel nécessaire et aux campagnes d’échantillonnage, a participé à l’analyse des échantillons en laboratoire et a rédigé une version détaillée de la procédure d’analyse des bromures, qui a été résumée par le candidat pour être incluse dans l’article.
Sabrina Simard, professionnelle de recherche, a participé à la planification et aux campagnes d’échantillonnage, a supervisé l’analyse des échantillons en laboratoire et a révisé les résultats.
Geneviève Pelletier, professeure, a guidé le candidat dans la planification des campagnes d’échantillonnage, particulièrement concernant le choix des points d’échantillonnage.
Caetano Dorea, Christian Bouchard et Manuel Rodriguez ont guidé le candidat lors de la planification des campagnes d’échantillonnage. De plus, ils ont fourni des commentaires et suggéré des modifications au premier jet de l’article, et ont révisé les modifications apportées lors du processus de publication.
Chapitre 3 - Ultraviolet absorbance monitoring for removal of DBP
precursors in waters with variable quality: enhanced coagulation
revisited
État de publication :
L’article sera prochainement soumis à la revue Environmental Science: Water Research and Technology.
Modification entre la version intégrée et la version à soumettre :
Cet article, constituant le chapitre 3 du présent ouvrage, ne présente aucune modification par rapport à l’article à soumettre, à l’exception des numérotations des sections, figures, et tableaux qui ont été ajustées pour les besoins de mise en forme de la thèse.
Statut d’auteur du candidat et rôle exact dans la préparation de l’article :
Le candidat est l’auteur principal de l’article. Il a planifié la campagne d’échantillonnage à l’usine de production d’eau potable et a réalisé l’analyse des échantillons aidé par les assistants de laboratoire de la CREPUL. Il a aussi planifié la collecte des eaux brutes nécessaires à la réalisation des jar-tests en laboratoire, a réalisé les expériences et a analysé les échantillons obtenus. Enfin, il a compilé les résultats et a effectué les analyses statistiques et les analyses de régression nécessaires, a préparé les figures et les tableaux, a rédigé le premier jet complet de l’article, a effectué les modifications nécessaires suite aux révisions des coauteurs et des réviseurs linguistiques.Coauteurs de l’article et rôles dans la préparation de l’article :
Tous les coauteurs ont guidé le candidat dans ses travaux de recherche. Spécifiquement, ils ont fourni des commentaires et ont aidé à la planification de la campagne d’échantillonnage. Ils ont aussi fourni des commentaires et suggéré des modifications au premier jet.
Chapitre 4 - Understanding the behaviour of UV absorbance of
natural waters upon chlorination using model compounds
État de publication :
L’article a été publié en ligne le 4 décembre 2018 et publié le 1er janvier 2019 par la revue Environmental
Science: Water Research and Technology.
Beauchamp, N., Dorea, C., Beaulieu, C., Bouchard, C., Rodriguez, M., 2019. Understanding the behaviour of UV absorbance of natural waters upon chlorination using model compounds. Environmental Science: Water
Research and Technology 5, 172-184 (DOI: 10.1039/C8EW00662H)
Modification entre la version intégrée et la version publiée :
Cet article, constituant le chapitre 4 du présent ouvrage, ne présente aucune modification par rapport à l’article originalement publié, à l’exception des numérotations des sections, figures, et tableaux qui ont été ajustées pour les besoins de mise en forme de la thèse.
Statut d’auteur du candidat et rôle exact dans la préparation de l’article :
Le candidat est l’auteur principal de l’article. Il a planifié les travaux de laboratoire et a réalisé les expériences, aidé par les assistants de laboratoire de la CREPUL. Il a analysé les échantillons obtenus, a compilé les résultats, a préparé les figures et les tableaux, a rédigé le premier jet complet de l’article, a effectué les modifications nécessaires suite aux révisions des coauteurs et des réviseurs linguistiques, et a apporté les modifications nécessaires suggérées par les réviseurs lors du processus de publication.Coauteurs de l’article et rôles dans la préparation de l’article :
Christine Beaulieu a commenté le choix des molécules modèles lors de la planification des travaux de laboratoire et a fourni des commentaires et des suggestions suite au premier jet.
Caetano Dorea, Christian Bouchard et Manuel Rodriguez ont guidé le candidat dans ses travaux de recherche. Spécifiquement, ils ont fourni des commentaires et ont aidé à la planification des travaux de laboratoire, notamment dans le choix des eaux à tester et dans les conditions de jar-tests à utiliser. Ils ont aussi fourni des commentaires et suggéré des modifications au premier jet, et ont révisé les modifications apportées lors du processus de publication. Christian Bouchard a aussi effectué les démarches pour la collecte de l’eau du lac Jaune.
Chapitre 5 - Multi-wavelength models expand the validity of
DBP-differential absorbance relationships in drinking water
État de publication :
L’article a été publié en ligne le 16 avril 2019 et sera publié le 1er juillet 2019 par la revue Water Research.
Beauchamp, N., Dorea, C., Bouchard, C., Rodriguez, M., 2019. Multi-wavelength models expand the validity of DBP-differential absorbance relationships in drinking water. Water Research, 158, 61-71.
https://doi.org/10.1016/j.watres.2019.04.025
Modification entre la version intégrée et la version à soumettre :
Cet article, constituant le chapitre 5 du présent ouvrage, ne présente aucune modification par rapport à l’article originalement publié, à l’exception des numérotations des sections, figures, et tableaux qui ont été ajustées pour les besoins de mise en forme de la thèse.
Statut d’auteur du candidat et rôle exact dans la préparation de l’article :
Le candidat est l’auteur principal de l’article. Il a planifié les travaux de laboratoire et a réalisé les expériences. Il a analysé les échantillons obtenus aidé par les assistants de laboratoire de la CREPUL, a compilé les résultats et a procédé aux analyses statistiques et aux régressions requises. Il a préparé les figures et les tableaux, a rédigé le premier jet complet de l’article, a effectué les modifications nécessaires suite aux révisions des coauteurs et des réviseurs linguistiques.Coauteurs de l’article et rôles dans la préparation de l’article :
Tous les coauteurs ont guidé le candidat dans ses travaux de recherche. Spécifiquement, ils ont fourni des commentaires et ont aidé à la planification des travaux de laboratoire, notamment dans le choix des eaux à tester et dans les conditions de jar-tests à utiliser. Ils ont aussi fourni des commentaires et suggéré des modifications au premier jet. Christian Bouchard a aussi effectué les démarches pour la collecte de l’eau du lac Jaune.
Introduction
0.1 Mise en contexte
La désinfection de l’eau, c’est-à-dire l’ajout en continu d’un désinfectant ayant pour rôle d’inactiver ou de détruire les agents pathogènes présents dans l’eau, est considérée comme l’avancée en santé publique ayant sauvé le plus de vies depuis le début de son utilisation. Combinée à d’autres mesures d’hygiène, elle a permis aux pays développés, au début du XXe siècle, de passer du premier stade de la transition épidémiologique, où la mortalité
est principalement causée par des maladies infectieuses, au deuxième stade, où il y a recul des pandémies et augmentation de l’espérance de vie, et au troisième stade, où la mortalité est majoritairement le résultat de maladies dégénératives et d’origine humaine (Olshansky and Ault 2002), tel que décrit au tableau 0-1. Tableau 0-1 : Les stades de la transition épidémiologique (compilés par l’auteur)
Stade Description Cause prédominante des décès mortalité Taux de Espérance de vie typique 1 Pestilence et
famine Prédominance des maladies
infectieuses et de la malnutrition.
Élevé,
stable 35
2 Recul des
pandémies Amélioration de la nutrition et des mesures de santé publique. Stade de transition.
Maladies infectieuses, augmentation des maladies chroniques Moyen, déclinant 50 3 Maladies dégénératives et d’origine humaine Augmentation de l’apport en calorie. Augmentation du tabagisme, de l’alcoolisme et des maladies liées au mode de vie.
Maladies
chroniques,
cardio-vasculaires, cancers. Faible, stable 60
4 Affections dégénératives différées
Augmentation de l’âge du début des maladies dégénératives grâce à la prévention. Augmentation du taux de survie grâce au développement des traitements médicaux. Maladies chroniques, cardio-vasculaires, cancers. Très faible, déclinant > 70
Le rôle principal des désinfectants dans les usines de traitement de l’eau est encore aujourd’hui de garantir la sécurité microbiologique de l’eau potable. En plus d’assurer l’inactivation des agents pathogènes aux usines de production d’eau potable, un résiduel de désinfectant est généralement ajouté à l’eau distribuée dans les réseaux de distribution d’eau potable afin de maintenir une protection contre les potentielles recontaminations. L’inactivation des pathogènes se fait souvent par chloration au chlore gazeux (Cl2) ou à l’hypochlorite de sodium
(ClO2) et plus rarement par ajout de peroxyde d’hydrogène (H2O2). La désinfection par rayonnement ultraviolet
est aussi fréquemment utilisée. Les désinfectants servent aussi à oxyder diverses molécules inorganiques indésirables pour des raisons pratiques, esthétiques ou sanitaires, par exemple le fer dissous et le manganèse dissous, ou encore à oxyder des molécules organiques indésirables comme les cyanotoxines ou celles responsables de goûts et odeurs. Cependant, ils réagissent aussi avec d’autres composés présents dans l’eau brute, dont la matière organique (MO) naturelle (MON) et des substances inorganiques (p. ex. bromures, iodures) formant une large catégorie de produits appelés sous-produits de la désinfection (SPD).
0.1.1 Histoire de la découverte des SPD
Dans les années 1960 et 1970, se développent les connaissances sur les maladies dégénératives comme le cancer, et sur les facteurs environnementaux impliqués dans ces maladies (Hrudey 2009). Simultanément, le développement des méthodes d’analyses de composés chimiques, dont la chromatographie gazeuse (Bellar and Lichtenberg 1974), rend possible la détection dans l’eau de concentrations de produits organiques et anthropogéniques de l’ordre de moins de 1 µg/L. Les contaminants environnementaux de toutes sortes (pesticides, engrais, rejets industriels, etc.) font alors l’objet d’une surveillance qui était jusque-là impossible, faute de moyens techniques.
L’eau n’échappe pas à cette tendance, particulièrement l’eau potable. Encouragée par une étude observant un taux de mortalité par cancer plus élevé chez les consommateurs d’eau traitée du fleuve Mississippi par rapport aux consommateurs d’eau souterraine (Hrudey 2009; Page et al. 1976), l’Agence de protection de l’environnement des États-Unis (USEPA) entreprend un programme d’échantillonnage afin de quantifier la présence de matières organiques halogénées et afin d’identifier la source de ces produits dans les eaux de surface, dans une usine de production d’eau potable, dans l’eau au robinet de plusieurs réseaux de distribution, et dans l’eau d’une usine de traitement des eaux usées (Bellar et al. 1974). Au même moment, des travaux similaires ont lieu en Europe, aux Pays-Bas (Rook 1974). Ces deux travaux pionniers pointent vers deux conclusions communes : 1) les eaux traitées par chloration contiennent des SPD halogénés de la famille des trihalométhanes (THM), majoritairement du chloroforme (CHCl3), et 2) les THM résultent de la réaction entre le
chlore et la MON.
Rapidement, suite à la diffusion de ces travaux, les agences de santé publique nord-américaines adoptent des recommandations (en 1978 au Canada) et des normes règlementaires (en 1979 aux États-Unis) sur la concentration maximale de THM dans l’eau potable. Simultanément, les SPD deviennent un domaine de recherche majeur en santé, en sciences et en génie. Outre les THM décrits initialement, plusieurs SPD ont été découverts depuis, dont entre autres les acides haloacétiques (AHA), les haloacétonitriles (HAN), les halocétones (HK), les halonitrométhanes (HNM), les haloacétaldéhydes (HA), les chlorites, les chlorates, les
bromates, les acides carboxyliques, et les furannes halogénés. En tout, plus de 700 molécules différentes ont été décrites comme SPD (Villanueva et al. 2014). Les effets sur la santé de certains SPD ont été étudiés au cours des 40 dernières années. La sous-section 0.1.2 constitue une brève revue de ces travaux et de leurs conclusions.
0.1.2 Effets des SPD sur la santé humaine
L’impact sur la santé d’une substance peut être déterminé par deux catégories d’études. Les études de la première catégorie, les études toxicologiques, consistent à administrer la substance à des animaux de laboratoire et à en observer les effets sur leur santé, entre autres l’apparition de cancers et les effets sur la reproduction (tératogénicité). Les potentiels mutagène (capacité à induire des mutations) et génotoxique (capacité à induire des dommages à l’ADN) d’une substance peuvent aussi être évalués à partir d’essais sur des cultures de microorganismes ou de cellules de mammifères (cellules « Chinese Hamster Ovary », CHO) (Richardson et al. 2007; Wagner and Plewa 2017).
La seconde catégorie, les études épidémiologiques, cherchent plutôt à déterminer la relation entre l’exposition à une substance dans la population et la prévalence d’effet indésirable sur la santé, généralement en comparant deux groupes de participants, dont la principale différence, suite au contrôle statistique des autres variables, serait l’exposition à la substance à l’étude. Pour des raisons éthiques évidentes, la substance n’est pas administrée volontairement aux participants du premier groupe ; on choisit plutôt des participants en fonction d’une évaluation de l’exposition réelle ou probable à cette substance. Par exemple, pour les SPD, le groupe cible pourrait être composé d’habitants d’une municipalité procédant à la désinfection de son eau potable, alors que le groupe de contrôle se compose d’habitants d’une zone rurale desservie par des puits individuels ou communautaires non désinfectés. Pour les études étudiant les effets chroniques des SPD, ces études requièrent l’estimation de l’exposition aux SPD ou à l’eau chlorée du groupe étudié et du groupe contrôle pendant une période de plusieurs années.
Les deux types d’études ont été utilisés au cours des 40 dernières années afin de déterminer l’impact des SPD dans l’eau potable sur la santé humaine. Les résultats de ces deux types d’étude constituent autant de preuves qui, mises en commun, permettent de déterminer le degré de certitude (USEPA 2005) du caractère toxique, cancérigène, tératogène, mutagène ou autre d’une substance.
0.1.2.1 Études toxicologiques
Les études toxicologiques réalisées sur les SPD concernent principalement les THM et les AHA, mais aussi, dans une moindre envergure, plusieurs autres familles de SPD. Ces études ont fait l’objet d’une revue de littérature exhaustive (Richardson et al. 2007) dont les principaux résultats sont rapportés ici.
Chez les rats et les souris de laboratoire, les THM chloroforme, bromodichlorométhane, dibromochlorométhane et bromoforme se sont tous avérés cancérigènes. Cependant, chez les souris de laboratoire, les études où la dose de THM était administrée à travers l’eau potable n’ont pas permis de conclure au caractère cancérigène des THM. L’administration par gavage et l’administration combinée par inhalation et eau potable se sont toutes deux avérées cancérigènes.
Les THM iodés, actuellement non règlementés (voir sous-section 0.1.4) et présents dans l’eau potable à des concentrations sous 1 µg/L, ont été peu étudiés jusqu’à maintenant. Bien qu’ils soient des cancérigènes suspectés, le peu d’études actuellement disponibles ne permet pas de conclure sur le danger posé par ce groupe de SPD. Par exemple, l’iodoforme (tri-iodo-méthane) s’avère toxique, mais non mutagène pour des cellules de mammifère.
La plupart des recherches toxicologiques conduites sur les AHA ont révélé un potentiel mutagène et génotoxique des AHA pour différentes cultures bactériennes. Les études sur rats et souris de laboratoire n’ont pu conclure au caractère cancérigène de l’acide chloroacétique, alors que l’acide bromoacétique n’a pas été testé sur des animaux de laboratoire. Les acides dibromoacétique, dichloroacétique et trichloroacétique ont causé des cancers après administration par l’eau potable, en plus de troubles métaboliques.
Peu d’information est disponible sur le potentiel cancérigène des acides iodoacétiques et des acides bromo-chloro-acétique. Bien que faisant partie des AHA, ces SPD ont fait l’objet de moins d’études puisqu’ils ne sont pas règlementés actuellement (voir sous-section 0.1.4). Cependant, les résultats d’études existantes démontrent que leur toxicité est plus élevée que celle des AHA règlementés. L’acide iodoacétique s’est avéré plus génotoxique et mutagène que l’acide bromoacétique, lui-même plus génotoxique et mutagène que l’acide chloroacétique.
Les halonitrométhanes, dont le plus fréquemment étudié est la chloropicrine (trichloronitrométhane), se sont avérés génotoxiques et mutagènes dans les études sur des cellules CHO. Aucune étude n’a permis de conclure sur leur caractère cancérigène jusqu’à présent. La chloropicrine, en plus d’être un SPD, est utilisée commercialement comme fongicide, et est reconnue pour ses effets toxiques aigus : brûlure de la peau et des voies respiratoires, intoxication, etc.
Peu de données sont disponibles pour les SPD chlorite, chlorate, HK, ni pour la majorité des autres SPD émergents, non règlementés.
