Eaux usées chlorées - LSIP1

2.0 Sommaire des informations essentielles pour l'évaluation de la toxicité

2.1 Identité, propriétés et utilisations

Le chlore, membre de la famille des halogènes, est la substance non métallique la plus réactive après le fluor. Il est habituellement électronégatif (-I), mais il peut aussi se révéler électropositif (p. ex., dans le monoxyde de chlore (+I) et le dioxyde de chlore (+IV)). L'état d'oxydation 4 (p. ex., dans l'acide chlorhydrique, HCl) est la forme la plus stable du chlore, de sorte que toutes les substances qui renferment cet élément à un état d'oxydation supérieur à -I sont des oxydants (Neumüller, 1979; Chang, 1988). En raison de ces propriétés oxydantes, le chlore gazeux, les oxoacides de chlore et les oxydes de chlore sont largement utilisés comme agents de blanchiment, comme désinfectants dans la purification et le traitement de l'eau et comme inhibiteurs de la salissure biologique dans les circuits de refroidissement.

Au Canada, le chlore gazeux (Cl₂(g)), les hypochlorites (NaOCl ou Ca(OCl)₂) ainsi que le dioxyde de chlore (ClO₂) sont les agents chimiques les plus employés pour la désinfection des eaux usées et pour la lutte contre la salissure biologique dans les circuits de refroidissement (ASC, 1987; Bunce, 1990; Jafvert et Valentine, 1992). Dans le passé, la monochloramine inorganique (NH₂Cl) a été largement utilisée, mais elle ne l'est plus que rarement aujourd'hui à cause de la lenteur de sa réaction d'oxydation, par rapport aux substances mentionnées ci-dessus, et à cause de l'incertitude quant au risque qu'elle pose pour la santé humaine (Bunce, 1990).

Ajouté à de l'eau, le chlore gazeux est rapidement hydrolysé pour former une solution aqueuse de 0,4 à 0,5% d'acide hypochloreux, comme le montrent les équations suivantes (Neumüller, 1979; Petrucci, 1989; Jafvert et Valentine, 1992):

C1₂(g) + H ₂O(l) → HOCl(aq) + H+(aq) + Cl ^-(aq)

HOC1(aq) → H+(aq) + OCl -(aq) lorsque le pH >7.5

HOC1(aq) ← H+(aq) + OCl -(aq) lorsque le pH <7.5

Les espèces HOCl et OCl^- sont désignées par l'appellation « chlore résiduel libre ». Ce sont des oxydants puissants, qui peuvent réagir avec les substances organiques par substitution électrophile, addition ou oxydation (Petrucci, 1989). Sous forme de molécule neutre, HOCl est environ 100 fois plus efficace comme désinfectant que OCl-, parce qu'il peut traverser plus facilement la membrane cellulaire des micro-organismes et détruire les substances intracellulaires nécessaires au maintien de la vie (Bunce, 1990). L'addition d'hypochlorites à de l'eau donne également une solution aqueuse d'acide hypochloreux.

Diverses substances présentes dans l'eau à traiter peuvent réagir avec l'acide hypochloreux ou, dans une moindre mesure, avec le dioxyde de chlore pour former des sous-produits chlorés (Johnson et Jensen, 1986). Par exemple, les phénols peuvent être chlorés selon l'une des quatre voies réactives suivantes:

1. substitution électrophile sur le noyau aromatique, pour donner des chlorophénols;
2. oxychloration, pour donner des chlorobenzoquinones et des dérivés chlorés de l'acide muconique;
3. addition, pour donner divers dérivés chlorés du cyclohexène;
4. réarrangement intramoléculaire des substances produites par l'une des réactions ci-dessus, pour donner des chlorohydroxyacétones et des chlorohydroxycyclopentènes (CNRC, 1979; Johnson et Jensen, 1986).

L'oxychloration de l'ammoniac et la substitution électrophile de chlore sur des amines aromatiques et d'autres substances azotées organiques mènent à la formation de chloramines inorganiques et organiques, respectivement (CNRC, 1979). Ces composés sont désignés par l'appellation « chlore résiduel combiné ». La somme du chlore résiduel libre et du chlore résiduel combiné est appelée « chlore résiduel total ».

Des trihalométhanes sont produits à la suite de la réaction haloforme, dans laquelle les groupes méthylcétone des acides humiques sont d'abord convertis en cétones trihalogénées, qui sont ensuite hydrolysées pour produire les trihalométhanes et des acides carboxyliques (Manahan, 1984; Bunce, 1990). De nombreux autres sous-produits chlorés peuvent être formés par diverses réactions entre l'acide hypochloreux ou le dioxyde de chlore et des substances qui se trouvent dans l'eau à traiter.

La réaction prédominante entre l'acide hypochloreux ou le dioxyde de chlore et les substances organiques est l'oxydation, qui produit relativement peu de substances chlorées. Les substances qui renferment des substituants alcooliques, aldéhydiques et glucidiques, ou encore des liaisons sulfhydryle ou d'autres liaisons de soufre réduit, sont sujettes à l'oxydation mais rarement à la substitution ou à l'addition (CNRC, 1979).

2.2 Pénétration dans l'environnement

Au Canada, on compte deux grandes sources d'eaux usées chlorées: (i) les usines municipales d'épuration et les établissements industriels dont les effluents sont traités avec des produits chlorés à des fins de désinfection; (ii) les centrales électriques et les établissements industriels dont les eaux de refroidissement sont traitées avec des produits chlorés pour lutter contre la salissure biologique.

2.2.1 Usines municipales d'épuration

Au Canada, on comptait en 1992 environ 2 800 usines municipales d'épuration, qui rejetaient 107 m³ d'effluents dans l'environnement chaque jour (ASC, 1987; Tate et Lacelle, 1992; données supplémentaires fournies par les provinces). Sur ce nombre, environ 400 (14%) rejetaient chaque jour un total de 6,11 x 10⁶ m³ (61%) d'effluents préalablement chlorés (ASC, 1987; données supplémentaires fournies par les provinces et certaines usines d'épuration). Parmi les usines qui rejetaient des eaux usées chlorées, 302 (75%) étaient situées dans trois provinces : l'Ontario (175 usines), le Manitoba (80 usines) et la Colombie-Britannique (47 usines, dont 22 déchloraient leurs effluents avant de les rejeter). Quatre-vingt-neuf pour cent (89%) du volume des eaux usées chlorées rejetées par les usines canadiennes provenaient de l'Ontario (73%) et de la Colombie-Britannique (16%) (ASC, 1987; données supplémentaires fournies par les provinces et certaines usines d'épuration).

La quantité d'agent de chloration ayant servi à traiter les eaux usées et le temps de contact entre l'application et le rejet influent considérablement sur la quantité de chlore résiduel total (CRT) et de sous-produits chlorés qui est rejetée dans l'environnement. Les concentrations de CRT observées dans les effluents rejetés varient de 0,2 à 0,8 mg/L (moyenne : 0,64 mg/L) à Terre-Neuve; de 0,15 à 0,5 mg/L (moyenne: 0,25 mg/L) à l'Île-du-Prince-Édouard; de 0,1 à 2,1 mg/L (moyenne : 0,58 mg/L) en Nouvelle-Écosse; de 0,05 à 1,0 mg/L (moyenne : 0,4 mg/L) au Nouveau-Brunswick; de 0,7 à 1,2 mg/L en Saskatchewan; et de 0,6 à 3,2 mg/L en Alberta (Garron, 1992; données supplémentaires fournies par les provinces et certaines usines d'épuration). On n'a pas obtenu de données sur les concentrations de CRT dans les effluents des usines d'épuration des autres provinces. Les temps de contact varient également selon les provinces, allant de 15 à 90 minutes dans les provinces de l'Atlantique et en Alberta (Alberta Environment, 1988; Garron, 1992). Dans les provinces sur lesquelles on a obtenu des renseignements, la concentration moyenne de CRT dans les effluents était d'environ 0,95 mg/L. Si l'on multiplie cette concentration par le débit estimatif total des eaux usées chlorées au Canada (6,11 x 10⁶ m³/j), on constate que les rejets de CRT des usines d'épuration dans l'environnement canadien s'élèvent à environ 5 800 kg par jour (2,1 x 10⁶ kg par année).

2.2.2 Eaux de refroidissement de centrales électriques

Selon une enquête effectuée en 1992 par Environnement Canada auprès des onze grands producteurs d'électricité du Canada (Environnement Canada, 1992a), les eaux de refroidissement ne sont pas chlorées dans les centrales de quatre de ces propriétaires exploitants (Énergie Nouveau-Brunswick, Manitoba Hydro, SaskPower et TransAlta Utilities Corp.).

En 1990 et 1991, les eaux de refroidissement de la centrale thermique de Newfoundland and Labrador Hydro ont été chlorées chaque jour, pendant une heure, de la mi-juillet à la fin d'août. Leur débit était d'environ 280 000 m³/j, et leur teneur en chlore résiduel total (CRT) de 0,4 mg/L. Les eaux étaient rejetées dans l'Atlantique (baie Conception).

Nova Scotia Power pratique de façon intermittente, durant toute l'année, la chloration des eaux de refroidissement de certaines de ses centrales thermiques. On possède des renseignements sur une centrale : elle produit chaque jour de 60 000 à 420 000 m³ d'eaux de refroidissement, dont la teneur en CRT varie de 0,2 à 0,4 mg/L.

Hydro-Québec recourt également à la chloration intermittente (30 minutes, deux fois par jour) des eaux de refroidissement et de service d'une centrale thermique. Le débit des eaux varie de 300 000 à 600 000 m³/j et les concentrations de CRT sont négligeables à l'exutoire, dans le Saint-Laurent.

Ontario Hydro exploite huit centrales thermiques et pratique la chloration intermittente des eaux de refroidissement à plusieurs d'entre elles (CRT : 0,002 mg/L). Le débit des eaux varie de 540 000 à 7,8 x 10⁶ m³/j, et les exutoires sont situés sur la rive nord des lacs Supérieur, Érié et Ontario ainsi que dans la rivière Sainte-Claire.

On a recours à la chloration intermittente des eaux de refroidissement à deux centrales thermiques albertaines. À la centrale d'Alberta Power Limited, on procède à une chloration hebdomadaire et on rejette chaque jour 1,6 x 10⁶ m³ d'eaux de refroidissement dans la rivière Battle (CRT: négligeable). À la centrale d'Edmonton Power, on chlore les eaux de refroidissement neuf fois par année (CRT: non précisé), et on en rejette chaque jour de 250 000 à 590 000 m³ dans la rivière Saskatchewan Nord.

À la seule centrale thermique de BC Hydro, on pratique la chloration continue des eaux de refroidissement et de service, dont le débit moyen est de 10 000 m³/j (de 860 à 59 000 m³/j); leur teneur en CRT est inférieure à 0,01 mg/L à l'exutoire, situé dans le Burrard Inlet.

Tous ces chiffres montrent que l'usage de la chloration des eaux de refroidissement varie considérablement d'un producteur d'électricité à un autre. Les différences observées rendent difficiles les comparaisons entre les centrales électriques et les usines municipales d'épuration, en ce qui concerne les concentrations de CRT des eaux usées qu'elles rejettent.

Dans la plupart des centrales nucléaires du Canada, on ne chlore pas les eaux de refroidissement. Toutefois, dans le seul réacteur nucléaire qu'elle exploite, Hydro-Québec recourt à la chloration deux fois par jour (pour une durée totale d'au plus deux heures); elle rejette chaque jour dans le fleuve Saint-Laurent 2,6 x 10⁶ m³ d'eaux de refroidissement, dont la teneur maximale en CRT est de 0,1 mg/L.

2.2.3 Sources industrielles d'eaux usées chlorées

Peu de données sont disponibles sur les effluents industriels qui sont chlorés à des fins de désinfection ou de lutte contre la salissure biologique. On a décelé du chlore résiduel dans les eaux usées provenant d'usines de transformation de la viande et d'usines de traitement du gaz naturel en Alberta (Alberta Environment, 1991). On a recours à la chloration, à des fins de désinfection, dans des usines de transformation du poisson et de la volaille en Colombie-Britannique, dont les effluents sont ensuite rejetés dans l'environnement (David, 1992). Des raffineries de pétrole, des usines de pâtes et papiers et des industries pétrochimiques rejettent des eaux de refroidissement (MEO, 1990a, 1991a, 1992a) qui peuvent avoir été chlorées afin de combattre la salissure biologique (Madé, 1992).

La plupart des eaux usées et des eaux de refroidissement d'origine industrielle ne sont pas traitées dans les usines municipales d'épuration et sont rejetées directement dans l'environnement canadien. En 1981, 11% seulement des eaux à traiter reçues par les usines municipales d'épuration du Canada provenaient de rejets industriels dans les réseaux d'égouts municipaux, et 8% de ces eaux étaient d'origine commerciale (ASC, 1987). Depuis 1981, les industries qui rejetaient leurs effluents directement dans l'environnement ont été forcées d'améliorer leurs méthodes d'élimination, pour des motifs économiques et réglementaires. Leur réaction a été de recycler les eaux de traitement, d'utiliser moins d'eau et de se brancher sur les réseaux d'égouts municipaux (Hawley, 1984). C'est pourquoi, en 1989, environ 30% des eaux à traiter que recevaient les usines municipales d'épuration de 1'Ontario provenaient de sources industrielles, soit 18% de plus qu'en 1981 (MEO, 1989). Il n'y a pas de données permettant d'établir si la même évolution s'est produite dans les autres provinces.

On ne connaît pas le volume des eaux usées chlorées produites par l'emploi de produits chlorés dans les tuyaux pour lutter contre la moule zébrée. Toutefois, les facteurs suivants portent à croire que ces rejets sont relativement mineurs dans l'environnement canadien:

• La modification des réseaux requise pour combattre la moule zébrée dans les prises d'eau (c.-à-d. le changement du point d'injection) est conforme aux exigences actuelles concernant le traitement au chlore de l'eau potable.
• Les niveaux de chloration requis pour le traitement de l'eau potable et pour la lutte contre la moule zébrée sont semblables.
• La déchloration des eaux traitées est obligatoire.
• L'usage du chlore pour lutter contre la moule zébrée, tant dans les installations de traitement de l'eau potable que dans les industries, doit être conforme aux objectifs ontariens et fédéraux de protection de l'environnement et de la santé humaine.

L'Ontario et le Québec sont les deux seules provinces où l'on combat la moule zébrée au moyen du chlore, mais d'autres provinces pourraient bientôt être obligées d'emboîter le pas. En Ontario, on utilise le chlore dans les tuyaux de prise d'eau seulement lorsque la moule zébrée pose un problème (de juin à octobre), et uniquement lorsque les prises d'eau fonctionnent. Il s'ensuit que les rejets d'eaux usées chlorées dans les milieux récepteurs du fait de cet emploi sont relativement minimes.

2.3 Informations sur l'exposition

2.3.1 Devenir

Diverses substances halogénées sont rejetées dans les systèmes aquatiques par suite de la chloration des eaux usées et des eaux de refroidissement. Les produits de la chloration comprennent des formes de chlore résiduel qui sont oxydantes, ainsi que des composés chlorés (organiques et inorganiques) formés par réaction entre ces formes de chlore résiduel et des substances organiques d'origine naturelle ou anthropique. À cause de la complexité des réactions et de la diversité des substances en cause, on étudie le devenir de certaines de ces substances pour avoir une idée du comportement probable, dans l'environnement, de groupes de substances apparentés.

Chlore résiduel total (CRT). Il s'agit de la somme du chlore résiduel libre et du chlore résiduel combiné. Le chlore résiduel libre regroupe les formes oxydantes de chlore qui sont libres en solution, soit l'acide hypochloreux (HOCl), l'ion hypochlorite (OCl^-) et le chlore gazeux (C1₂(g)). Le chlore résiduel combiné regroupe les chloramines organiques et inorganiques formées par la réaction du chlore résiduel libre avec l'ammoniac ou d'autres substances azotées (Morris, 1978; CNRC, 1979; Helz, 1981; Jolley et Carpenter, 1983). La chloration de l'eau salée mène à la formation de brome résiduel libre et combiné; on désigne par l'expression « oxydants résiduels totaux » la somme de ces agents d'oxydation dans l'eau salée (Scott et Vernberg, 1979; Grove, 1983).

Dans les milieux récepteurs, le devenir du CRT est déterminé par les processus physiques de mélange, de dilution et de volatilisation ainsi que par plusieurs processus chimiques, dont l'oxydation, la combinaison à des substances organiques et la photodégradation. Des études effectuées en laboratoire et sur le terrain donnent à croire que la demi-vie du CRT dans les milieux récepteurs est relativement courte, variant de moins d'une heure à plusieurs jours (Brooks et Seegert, 1977; Wisz et al., 1978; Heinemann et al., 1983; Helz et al., 1984). Des facteurs tels que la formation de glace, qui empêche la volatilisation, et l'obscurité, qui empêche la photodégradation, tendent à accroître la persistance du CRT (Brooks et Seegert, 1977; Hostgaard-Jensen et al., 1977). D'autres facteurs, tels que la dilution accrue au cours du ruissellement printanier et l'augmentation des concentrations des substances qui s'oxydent facilement (p. ex., Fe(II), sulfures et certaines substances organiques), tendent à réduire la persistance du CRT dans les milieux récepteurs aquatiques (Johnson, 1978; Wisz et al., 1978; Helz et al., 1983).

Chloramines inorganiques. La monochloramine (NH₂Cl) est la principale chloramine inorganique observée dans les milieux récepteurs, en raison de sa formation rapide et de sa stabilité dans les effluents et les eaux naturelles (Kovacic et al., 1970; Murphy et al., 1975; Johnson, 1978; Margerum et al., 1978). Elle est un oxydant plus faible que le chlore résiduel libre et elle résiste mieux que ce dernier à la dégradation (Snoeyink et Markus, 1974; Johnson, 1978). Dans l'eau, elle est hydrolysée en ammoniac (NH3) et en acide hypochloreux (HOCl). Sa demi-vie d'hydrolyse s'est révélée être de 10 heures (Margerum et al., 1978).

Un pH bas et de faibles concentrations d'ammoniac favorisent la formation de dichloramine (NHCl₂) (Wisz et al., 1978; Helz, 1981; Jafvert et Valentine, 1992). Au-dessus du pH de 7,5, il ne se forme pas de dichloramine, puisqu'elle est oxydée en azote gazeux (N₂) ainsi qu'en ions nitrate (NO_3-) et chlorure (Cl^-) aussi rapidement qu'elle est produite (Johnson, 1978). Aux pH inférieurs, la dichloramine est hydrolysée en monochloramine (NH₂Cl) et en acide hypochloreux (HOCl). Sa demi-vie d'hydrolyse est d'environ neuf jours, soit beaucoup plus longue que celle de la monochloramine (10 heures) (Margerum et al, 1978).

La trichloramine (NCl₃) est rarement décelée dans les milieux récepteurs, en raison de son hydrolyse rapide en dichloramine (NHCl₂) (Helz, 1981).

Chloramines organiques. Plusieurs chloramines organiques ont été décelées dans les eaux usées chlorées d'usines municipales d'épuration et dans les eaux de refroidissement chlorées de centrales électriques, dont des pyrimidines, des purines et des nucléosides chlorés ainsi que plusieurs autres substances apparentées (Glaze et Henderson, 1975). Peu de données sont disponibles sur leur devenir dans les systèmes aquatiques. Stanbro et Smith (1979) signalent que la N-chloroaniline se décompose, par une décarboxylation oxydante, en acétaldéhyde, en ammoniac, en dioxyde de carbone et en ion chlorure, entre les pH de 5 à 9 (demi-vie de 46 minutes). On a aussi observé que le 5-chloro-uracile monoanionique subit une photolyse rapide (demi-vie de moins de deux jours) à un pH de 7,3 à 8,3, bien qu'il résiste mieux à la photolyse à des pH plus élevés (Southworth et Gehrs, 1976). On n'a pas trouvé d'autres renseignements sur le devenir des chloramines organiques dans l'environnement.

Chloroalcanes et chloroalcènes*. On a souvent décelé de ces substances, telles que le chloroforme, le tri- et le tétrachloroéthylène ainsi que le 1,1,1-trichloroéthane, dans des eaux de refroidissement et des eaux usées chlorées (Glaze et Henderson, 1975; Grove et al., 1985; MEO, 1991c). En général, les chloroalcanes et les chloroalcènes décelés dans les eaux usées contiennent de un à trois atomes de carbone et de un à quatre atomes de chlore, bien que, en présence d'eau salée, les atomes de chlore puissent être remplacés par des atomes de brome (p. ex., bromodichlorométhane, dibromochlorométhane, bromoforme). Les chloroalcanes et les chloroalcènes sont des substances volatiles qui ne se fixent pas par sorption en quantité significative sur les sédiments ou les tissus (Helz et Hsu, 1978; CCMRE, 1987). Par exemple, on a estimé que la demi-vie de volatilisation du chloroforme était de 1,2 jour dans le cours inférieur du Rhin, de 2 à 9,8 jours en milieu estuarien bien agité et de 31 jours dans un lac du bassin du Rhin (Helz et Hsu, 1978; Zoeteman et al., 1980). La biodégradation qui survient dans l'eau ou dans le film biologique du lit des cours d'eau peut également être un processus important de dégradation, notamment pour les substances moins volatiles telles que le bromoforme (Tabak et al., 1981). Les demi-vies mesurées de ces substances soumises à la biodégradation varient de 7 à 28 jours dans le cas du chloroforme en conditions anaérobies (cultures non acclimatées) et atteignent de 98 jours à 4,5 années dans le cas des chloroéthanes et des chloroéthylènes, en conditions aérobies ou anaérobies (cultures non acclimatées) (Howard et al., 1991). Les autres processus de dégradation chimique, tels que l'hydrolyse, l'oxydation et la photolyse, ne sont pas considérés comme des mécanismes importants d'élimination des chloroalcanes et des chloroalcènes présents dans l'eau et provenant des eaux usées chlorées (CCMRE, 1987; Howard et al., 1991).

Le principal mécanisme de dégradation de ces substances, après qu'elles se sont volatilisées dans l'atmosphère, est leur réaction avec les radicaux hydroxyle (U.S. EPA, 1979; Atkinson, 1985). On a estimé que la demi-vie du chloroforme dégradé par photo-oxydation dans l'atmosphère variait de 26 jours, dans les régions polluées, à 260 jours, dans les régions intactes (Howard et al., 1991). Le principal produit de cette réaction est le phosgène (Spence et al., 1976). Le 1,1,1-trichloroéthane a une demi-vie beaucoup plus longue dans l'atmosphère (de 0,6 à 6,2 années) et peut causer l'appauvrissement de la couche d'ozone après avoir été transporté dans la stratosphère (McConnell et Schiff, 1978; Howard et al., 1991).

Chloroaryles - Le devenir dans l'environnement des chloroaryles tels que les chlorophénols et les chlorobenzènes dépend de leur degré de chloration et de leur masse moléculaire. Ainsi, la sorption de ces composés sur la matière et les tissus organiques s'accroît avec leur masse moléculaire et leur degré de chloration (Convery et al., 1980; Wegman et van den Broek, 1983; CCMRE, 1987). La biodégradation est un mécanisme d'élimination rapide des mono-et des dichloroaryles (p. ex., demi-vie de 1 à 26 jours dans le cas du monochlorophénol, en conditions aérobies), mais elle est plus lente dans le cas des penta- et des hexachloroaryles (p. ex., demi-vie de 23 à 178 jours pour le pentachlorophénol, en conditions aérobies) (Tabak et al., 1981; Howard et al., 1991). La photolyse est le principal mécanisme d'élimination du pentachlorophénol, en raison de la résistance de ce dernier à la biodégradation (demi-vie de 0,04 à 4,6 jours) (Howard et al., 1991). La volatilisation et la sorption sur les sédiments ou les tissus tendent à être des processus d'élimination plus importants pour les chlorobenzènes, notamment l'hexachlorobenzène, que pour les chlorophénols, parce que les premiers sont moins réactifs (Carlson et al., 1975; Bean, 1983). Oliver et Niimi (1983) ont observé que le facteur de bioconcentration chez la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) passait de 269 dans le cas du 1,2-dichlorobenzène à 1 300 dans le cas du 1,2,4-trichlorobenzène et à 12 000 dans celui de l'hexachlorobenzène.

Dans l'atmosphère, les chloroaryles réagissent avec les radicaux hydroxyle; leur demi-vie de photo-oxydation va de moins d'un jour à environ trois jours dans le cas des chlorophénols et des chlorobenzènes (Howard et al., 1991). La seule exception se trouve à être l'hexachlorobenzène, dont la demi-vie de photo-oxydation est beaucoup plus longue (de 156,4 jours à 4,2 années); ce composé est ainsi transporté dans l'atmosphère jusque dans des régions éloignées (Howard et al., 1991).

Autres substances halogénées - Un certain nombre de surfactifs utilisés pour des applications ménagères, industrielles et agricoles sont susceptibles d'être chlorés durant la désinfection des eaux usées. Par exemple, des polyéthoxycarboxylates alkylphénoliques halogénés ont été décelés dans des eaux usées (Bail et Reinhard, 1985). Ces substances peuvent être des contaminants importants de l'environnement parce qu'elles ne sont pas volatiles, qu'elles résistent à la biodégradation et que de fortes quantités de leurs précurseurs (polyéthoxylates alkylphénoliques) sont produites commercialement et finalement traitées dans les usines d'épuration (Ball et Reinhard, 1985; Ball et al., 1989).

2.3.2 Concentrations

On a retrouvé du chlore résiduel et des composés organiques halogénés dans les effluents et les milieux récepteurs d'usines municipales d'épuration, de centrales électriques et de plusieurs industries au Canada. La présence de chlore résiduel libre et combiné dans les effluents peut être attribuée à la désinfection, puisque tout chlore résiduel présent dans les eaux à traiter aurait réagi avec d'autres substances ou se serait volatilisé avant le stade de la désinfection. Par contre, la plupart des chloroalcanes, des chloroalcènes et des chloroaryles décelés au cours d'études de surveillance des effluents ont également été décelés dans les eaux à traiter, souvent a des concentrations supérieures (MEO, 1988). Comme ces composés sont moins réactifs à l'égard des autres substances, leur présence dans les effluents peut ne pas être uniquement due à la chloration. Faute de renseignements sur les concentrations dans les sédiments, les tissus et l'atmosphère, nous décrivons rapidement dans les pages qui suivent les types et les concentrations des substances trouvées dans les eaux usées chlorées et les milieux récepteurs.

Chlore résiduel total (CRT). En 1990, une enquête sur l'emploi des désinfectants chimiques dans les usines municipales d'épuration des provinces de l'Atlantique a permis d'observer que les concentrations moyennes de CRT variaient de 0,25 mg/L dans les effluents des usines d'épuration de l'Île-du-Prince-Édouard à 0,64 mg/L dans ceux des usines de Terre-Neuve (Garron, 1992). En 1991, en aval de deux usines municipales d'épuration ayant leurs exutoires dans les ruisseaux Fales et Nine Mile (Nouvelle-Écosse), la surveillance a montré que les concentrations de CRT diminuaient rapidement après le rejet. Dans le ruisseau Fales, la concentration moyenne était de 0,06 mg/L près de l'exutoire et elle était inférieure à la limite de détection (0,01 mg/L) à 180 m en aval. De même, dans le ruisseau Nine Mile, la concentration moyenne était de 0,16 mg/L près de l'exutoire et, à 70 m en aval, elle était inférieure à la limite de détection (0,01 mg/L) dans quatre échantillons sur cinq (Rutherford, 1992).

En Ontario, les sociétés Beak Consultants Limited et CH2M HILL Engineering Limited ont étudié les effets aigus et chroniques des effluents de dix usines municipales d'épuration au cours de l'été et de l'hiver de 1989 (MEO, 199lb). L'étude comprenait des dosages du CRT au moment du prélèvement des échantillons d'effluents. Les concentrations moyennes de CRT dans les effluents des huit usines où l'on pratiquait une chloration saisonnière ou continuelle à des fins de désinfection variaient de niveaux inférieurs à la limite de détection (0,02 mg/L) à 1,0 mg/L, l'hiver, et de 0,16 mg/L à 0,53 mg/L, l'été. Une autre étude effectuée par CH2M HILL Engineering Limited (MEO, 1991c) sur trois usines municipales d'épuration de l'Ontario a permis d'établir un intervalle semblable des concentrations de CRT dans les effluents au cours de l'été de 1986. Les concentrations dans les échantillons d'effluents variaient de moins de 0,05 à 1,1 mg/L à l'usine de Welland, de 0,05 à 0,27 mg/L à celle de Waterloo et de 0,1 à 0,5 mg/L à celle de Galt. Toutefois, les résultats de cette étude sont douteux, en raison du manque de précision et d'exactitude de la méthode d'analyse employée et parce qu'on avait aéré certains échantillons dans des récipients ouverts avant de les analyser (MEO, 1990b).

En septembre 1982, une étude de surveillance in situ de la rivière Avon, en aval de l'usine d'épuration de Stratford, a mis en évidence un déclin graduel des concentrations de CRT entre 17 m en aval de l'exutoire (de 0,17 à 0,35 mg/L) et 209 m en aval (de 0,003 à 0,1 mg/L) (Flood et al., 1984a). On a observé des concentrations atteignant 0,23 mg/L dans le ruisseau Otter, à 53 m en aval de l'usine d'épuration de Tillsonburg (Flood et al., 1984b), et atteignant 0,1 mg/L dans la rivière Grand, à 100 m en aval de l'usine d'épuration de Waterloo (MEO, 1992b). D'après des études antérieures effectuées en 1976 et 1977 sur les rejets des usines municipales d'épuration de l'Ontario, les concentrations de CRT baissaient rapidement dans certaines milieux récepteurs (p. ex., dans la rivière Grand, en aval de l'usine de Brantford, elles passaient en moyenne de 1,4 mg/L à l'exutoire à 0,002 mg/L à 41 m en aval), mais non dans d'autres (p. ex., dans le ruisseau Aurora, en aval de l'usine d'Aurora, elles passaient en moyenne de 0,82 mg/L à 1,5 m en aval de l'exutoire à 0,46 mg/L à 2 092 m en aval) (Wisz et al., 1978).

Dans une étude effectuée dans la rivière Saskatchewan Sud, près de l'usine d'épuration de Saskatoon, on a décelé du CRT jusqu'à 500 m en aval (moyenne de 0,08 mg/L) en juillet 1987, et jusqu'à 140 m en aval (moyenne de 0,06 mg/L) en août 1987. On n'a pas trouvé de données récentes sur les régions des Prairies et du Pacifique.

Peu de données sont disponibles sur les concentrations de CRT des eaux de refroidissement rejetées par les centrales électriques où l'on emploie le chlore pour combattre la salissure biologique. Les codes de recommandations techniques applicables aux centrales thermiques prévoient une concentration maximale de 0,2 mg/L à la sortie des circuits de refroidissement soumis à la chloration (Environnement Canada, 1985, 1992b).

Chloramines inorganiques. Il n'y a pas de données récentes sur les concentrations de chloramines inorganiques dans les effluents ou dans les milieux récepteurs au Canada. Des études effectuées en 1976 et en 1977 dans le ruisseau Aurora, en aval de l'usine d'épuration d'Aurora (Ontario), ont indiqué que les concentrations de monochloramine étaient beaucoup plus élevées en hiver qu'en été. La concentration moyenne dans l'effluent, tant l'été que l'hiver, était de 1,2 mg/L; toutefois, à environ 3 000 m en aval, la concentration moyenne était de 0,32 mg/L en hiver, tandis qu'en été, elle était inférieure à la limite de détection (0,002 mg/L) (Wisz et al., 1978). Au même endroit, la dichloramine présentait le même comportement, sauf que ses concentrations étaient inférieures.

Chloramines organiques. Il n'y a pas de données récentes sur les concentrations de chloramines organiques dans les eaux usées chlorées au Canada. En 1979, Craig et al. (1983) ont décelé de la chloroaniline (moins de 1 µg/L) et de la dichloroaniline (de moins de 1 à 10 µg/L) dans des échantillons d'effluents d'usines d'épuration du sud de 1'Ontario.

Au début des années 1970, plusieurs études américaines ont été consacrées aux effluents chlorés d'usines municipales d'épuration et aux eaux de refroidissement chlorées de centrales électriques, qui étaient rejetés dans le Mississippi. Elles ont permis de déceler les chloramines organiques suivantes: 5-chloro-uracile, 8-chlorocaféine, 6-chloro-2-aminopurine, 8-chloroxanthinine et 5-chloro-uridine. La concentration de chacune de ces substances variait de 0,6 à 7 µg/L dans les échantillons d'effluents et d'eaux de refroidissement (Jolley, 1975; Jolley et al., 1976).

Chloroalcanes et chloroalcènes. Le ministère de l'Environnement de 1'Ontario a effectué une étude pilote de surveillance de 37 usines municipales d'épuration de la province où l'on désinfectait les effluents au chlore, dont une usine de traitement tertiaire, 28 de traitement secondaire et 7 de traitement primaire (MEO, 1988). Sur les 28 chloroalcanes et chloroalcènes analysés, 15 ont été décelés dans au moins un échantillon d'effluent (les limites de détection variaient de 2 à 20 µg/L). Parmi ces substances, trois seulement (tétrachloroéthylène, chloroforme et 1,1,1-trichloroéthane) ont été décelées dans plus de 25% des échantillons de chacun de ces types d'usines. Les concentrations maximales observées variaient d'un peu plus que la limite de détection, pour la plupart des 15 substances décelées, à des valeurs comprises entre 100 et 420 µg/L, pour le di-, le tri- et le tétrachloroéthylène ainsi que le 1,1,1-trichloroéthane dans les effluents des usines de traitement primaire, et pour le chloroforme dans les effluents des usines de traitement secondaire.

Au cours d'une étude effectuée en 1986, on a décelé du chloroforme, du 1,1,1-trichloroéthane ainsi que du tri- et du tétrachloroéthylène dans les effluents des usines d'épuration de Galt, de Welland et de Waterloo (Ontario) (MEO, 1991c). Les concentrations observées de chacune de ces substances dans les effluents variaient de 0,5 à 2,64 µg/L. En 1979, une étude des eaux usées chlorées de neuf usines d'épuration du sud de l'Ontario a permis de déceler les mêmes substances ainsi que plusieurs autres halométhanes, chloroéthanes et chloroéthylènes (Craig et al., 1983). Les concentrations de ces substances dans les échantillons d'effluents se situaient dans les quelques microgrammes par litre.

Aux États-Unis, dans le cadre de plusieurs études portant sur les eaux de refroidissement de centrales thermiques et nucléaires et sur les eaux usées chlorées d'usines municipales d'épuration, on a également décelé divers halométhanes, chloroéthanes et chloroéthylènes dans les échantillons d'effluents, à raison de quelques microgrammes par litre (Roberts et al., 1980; Bean et al., 1983; Grove et al., 1985).

Chloroaryles. Une étude pilote de surveillance de 37 usines municipales d'épuration effectuée par le ministère de l'Environnement de l'Ontario en 1986 a permis de déceler huit chloroaryles, sur une possibilité de 14, dans au moins un échantillon d'effluent (les limites de détection variaient de 2 à 10 µg/L) (MEO, 1988). Ces substances ont été décelées peu souvent, et elles l'ont rarement été à des concentrations excédant 10 µg/L.

Le seul chloroaryle décelé dans l'étude de 1986 sur les effluents des usines d'épuration de Galt, de Welland et de Waterloo était le 1,4-dichlorobenzène, dont la concentration variait de 0,5 à 2,43 µg/L dans les échantillons d'effluents (MEO, 1991c). Une étude effectuée en 1979 par Craig et al. (1983) a permis de déceler plusieurs chloroaryles dans des échantillons d'effluents, y compris le chloro-, le dichloro- et l'hexachlorobenzène, le pentachlorophénol, le chlorotoluène, le tétrachlorométhoxybenzène et le p-chloroanisole. Dans chaque cas, les concentrations étaient de quelques microgrammes par litre.

Au moins 13 chloroaryles ont été décelés dans les eaux de refroidissement de centrales thermiques et nucléaires des États-Unis : neuf mono-, di- et trihalophénols ainsi que quatre di- et trichlorobenzènes (Bean et al., 1983; Grove et al., 1985). Les concentrations de ces substances variaient de quelques nanogrammes à quelques microgrammes par litre dans les échantillons d'effluents.

Autres substances halogénées. Il n'y a pas de données disponibles sur les concentrations de surfactifs et d'autres substances chlorées dans les eaux usées chlorées du Canada. Plusieurs études ont permis de reconnaître la présence de surfactifs chlorés dans les effluents d'usines municipales d'épuration aux États-Unis (Ball et Reinhard, 1985; Ball et al., 1989).

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* Bien que cette section et la suivante traitent avant tout des chloroalcanes, des chloroalcènes et des chloroaryles, on y examine aussi le cas d'alcanes, d'alcènes et d'aryles formés avec d'autres groupes caractéristiques (p. ex., bromo, méthoxy, hydroxyle).