Étude nationale sur les sous-produits de désinfection chlorés dans l'eau potable au Canadan

Résultats et discussion

Les échantillons d'eau brute et traitée, à la sortie de l'usine et dans le réseau de distribution ont été prélevés dans cinquante-trois sites, à deux occasions (hiver et été) en 1993, pour l'analyse des SPD dont la liste est dressée dans le tableau 2. Les composés qui y sont présentés ont été sélectionnés d'une part en fonction de leur occurrence en tant que SPD halogénés dans l'eau potable désinfectée par le chlore, et d'autre part en fonction de la possibilité de les prendre en considération pour les inclure dans les recommandations pour l'eau potable au Canada. Un site a été exclu des analyses statistiques, après qu'il ait été déterminé que du chlore était ajouté à la source d'eau brute, à quelque 160 km de la municipalité et que, par conséquent, on ne disposait d'aucun échantillon représentatif d'eau brute ou d'eau traitée au niveau de l'usine. Les échantillons d'eau (brute et traitée, à la sortie de l'usine et dans le réseau de distribution) ont été prélevés dans les trois lieux d'échantillonnage le même jour. De ce fait, l'eau brute et l'eau traitée à la sortie de l'usine présentent un profile organique similaire. En revanche, l'eau prélevée dans le réseau de distribution est plus ancienne et a été traitée à l'usine à une date antérieure à la date d'échantillonnage, qui reste indéterminée; un tel échantillon pouvait avoir une composition organique différente et avoir subi des variations mineures dans le processus de traitement. Il est difficile d'établir le temps de séjour exact (du traitement à l'échantillonnage) d'une eau dans le réseau de distribution, en raison du grand nombre de paramètres qui déterminent le temps de stagnation dans le réseau avant l'arrivée au robinet; d'ailleurs, celui-ci variera certainement d'une installation à l'autre selon la taille et le potentiel de l'usine de traitement ainsi que la consommation d'eau.

Tableau 2 - Analyse des SPD lors d'une étude nationale (1993)

Composé	LMQ*
Chloroforme (CHCl3) [TCM]	0,2	µg/L
Bromodichlorométhane (CHBrCl2)[BDCM]2	0,1	µg/L
Chlorodibromométhane (CHBr2Cl)[CDBM]2	0,1	µg/L
Bromoforme (CHBr3)[TBM]	0,1	µg/L
Acide Monochloroacétique (CH2ClCOOH) [AMCA]	0,01	µg/L
Acide Dichloroacétique (CHCl2COOH) [ADCA]	0,01	µg/L
Acide Trichloroacétique (CCl3COOH) [ATCA]	0,01	µg/L
Acide Monobromoacétique (CH2BrCOOH) [AMBA]	0,01	µg/L
Acide Dibromoacétique (CHBr2COOH) [ADBA]	0,01	µg/L
Dichloroacétonitrile (CHCl2CN) [DCAN]	0,1	µg/L
Trichloroacétonitrile (CCl3CN) [TCAN]	0,1	µg/L
Bromochloroacétonitrile (CHBrClCN) [BCAN]	0,1	µg/L
Dibromoacétonitrile (CHBr2CN) [DBAN]	0,1	µg/L
1,1-Dichloro-2-propanone (CHCl2COCH3) [DCP]	0,1	µg/L
1,1,1-Trichloro-2-propanone (CCl3COCH3) [TCP]	0,1	µg/L
Hydrate de Chloral (CCl3CH(OH)2) [HC]	0,1	µg/L
Chloropicrine (CCl3NO2) [CPK]	0,1	µg/L
Ion Bromure (hiver)	0,01	mg/L
Ion Bromure (été)	0,002	mg/L
Carbone Organique Total [COT]	0,1	mg/L
Halogènes Organiques Totaux [TOX]	5,0	µg/L
*LMQ = limite minimum de quantitation

Dans trente-sept des cinquante-deux installations, les principaux procédés de traitement utilisés étaient la désinfection couplée à la coagulation à l'alun et à la filtration; dans les quinze autres seule la désinfection était utilisée comme procédé principal. La pré-et/ou post-chloration (chlore-chlore) était utilisée dans trente-cinq installations et la pré-chloration couplée à la post-chloramination (chlore-chloramine) était utilisée dans dix installations. L'ozone couplé au chlore ou à la chloramine (ozone-chlor(amin)e) était utilisé dans sept installations; certaines de ces installations avaient recours à une pré-chloration à des taux importants durant l'été, afin de contrôler la croissance d'algues et de prévenir l'encrassement des filtres. Les sources d'eau brute étaient les rivières (28), les lacs (18), les puits (3), un lac de retenue (1) et un mélange de ces sources (2). L'annexe 3 contient, pour chaque municipalité, une fiche d'informations sur laquelle sont indiqués la source d'eau brute et le processus général utilisé pour le traitement de l'eau. Ces fiches précisent aussi les niveaux de SPD présentés dans le tableau 2, et ceci pour les échantillons d'eau brute, d'eau traitée et d'eau de distribution prélevés en hiver et en été.

Les résultats individuels ont respectivement été envoyés à chacune des municipalités et des provinces participant à l'étude, accompagnés des passages pertinents des recommandations du Canada et de l'OMS sur l'eau potable et d'une description des effets toxiques attribués à chacun des sous-produits de désinfection (voir annexe 4). Bien que les données sur les SPD soient comparables aux valeurs recommandées, il faut préciser que la présente étude n'était pas destinée à évaluer la conformité aux valeurs recommandées. Comme il est montré dans l'annexe 4, il est recommandé, dans un but de conformité, de mesurer les THMT au moins tous les trois mois afin d'en obtenir une moyenne annuelle. Cette approche est particulièrement appropriée pour les substances cancérigènes, qui nécessitent généralement de longues périodes d'exposition avant que les effets n'apparaissent. Ce n'est pas l'approche qui est adoptée lorsqu'il s'agit d'effets autres que cancérigènes, d'où le fait que pour l'ADCA, l'ATCA et l'HC, des périodes d'exposition plus courtes soient jugées significatives. Toutefois, même dans ces cas, les expositions à court terme à des concentrations dépassant les valeurs recommandées, si elles restent occasionnelles, peuvent ne pas être un motif de préoccupation. Comme il est clairement exposé dans la recommandation relative aux THMT (annexe 4), la solution à tout problème rencontré avec de fortes concentrations de sous-produits de désinfection consiste à ne pas réduire la désinfection car cela engendrerait un risque inacceptable pour la santé. L'approche privilégiée consiste à diminuer le taux de précurseurs organiques présents dans l'eau brute, qui réagissent avec le désinfectant pour engendrer des sous-produits. Un bon suivi du système de traitement peut aussi entraîner une baisse des sous-produits sans toutefois nuire à la désinfection.

Les niveaux moyens et médians des principaux SPD de chaque groupe de composés analysés, ainsi que leurs gammes de concentrations, en été et en hiver, sont présentés dans le tableau 3 pour les trois principaux procédés de désinfection, et ceci pour les échantillons prélevés à l'usine de traitement juste avant distribution et dans le réseau de distribution (approximativement au milieu). Les SPD à analyser étaient soit non détectables, soit rencontrés à des niveaux extrêmement faibles dans les échantillons d'eau brute. Dans la plupart des installations, les entités le plus rencontrées étaient les SPD chlorés et, parmi ceux-ci, les principaux étaient le TCM, l'ADCA et l'ATCA. Les concentrations des autres SPD analysés étaient généralement d'un ordre de grandeur en moins.

TriHaloMéthanes

Les pourcentages de répartition des THM, en hiver et en été, pour les échantillons d'eau traitée prélevés à l'usine et dans le réseau de distribution, sont présentés dans le tableau 4. Le pourcentage de chloroforme était plus élevé en été qu'en hiver pour les trois procédés de traitement et légèrement plus élevé pour le traitement chlore-chlore que pour les deux autres procédés. Les taux des THM contena nt du brom e étaient légèrement plus élevés dans les échantillons hivernaux et pour les procédés de traitement chlore-chloramine et ozone-chlor(amin)e. Le principal THM détecté était le chloroforme, excepté dans trois installations où l'eau souterraine (COT faible) était traitée par chloration minimale et, de ce fait, présentait des niveaux en THMT faibles (<15 µg/L). Dans ces trois sites, les principaux THM détectés étaient le chlorodibro-mométhane (2 sites) et le bromoforme (1 site). Pour le traitement chlore-chlore, les niveaux moyens de THMT (tableau 3) étaient supérieurs en été qu'en hiver (p. ex. 62,5 µg/L et 33,4 µg/L pour les échantillons prélevés dans le réseau de distribution) et étaient supérieurs dans le réseau de distribution qu'à l'usine de traitement (p. ex. 62,5 µg/L et 33,5 µg/L pour les échantillons estivaux). En ce qui concerne le traitement chlore-chloramine, les niveaux moyens de THMT étaient supérieurs en été qu'en hiver (p. ex. 32,8 µg/L et 13,7 µg/L pour les échantillons prélevés dans le réseau de distribution), mais les niveaux moyens et médians de THMT à l'usine de traitement étaient similaires à ceux du réseau de distribution, pour l'hiver et pour l'été. Les installations utilisant l'ozone dans leur processus de traitement présentaient des niveaux de THMT moyens faibles en hiver mais, en été, des niveaux moyens et médians similaires ou supérieurs à ceux des installations utilisant le traitement chlore-chlore. Une raison vraisemblable en est l'usage fréquent, dans certaines installations, de la préchloration afin d'aider la désinfection par ozonation durant les mois où l'eau est chaude. Ceci est clairement confirmé (tableau 5) par l'augmentation importante des concentrations moyennes de TOX dans les échantillons estivaux par rapport aux échantillons hivernaux pour les installations utilisant l'ozone. La répartition des installations en fonction des concentrations de THMT est présentée sur la figure 1 pour les échantillons provenant de l'usine et du réseau de distribution et pour les trois procédés de traitement. Tandis que la majorité des installations présentaient des niveaux de THMT relativement faibles (<50 µg/L) pour les trois procédés de traitement en été et en hiver, un petit nombre d'installations en présentaient des niveaux assez élevés (>100 µg/L), particulièrement en été (excepté pour la désinfection chlore-chloramine). Ceci est aussi confirmé dans le tableau 3, où les valeurs médianes de THMT sont plus faibles que les valeurs moyennes, excepté pour le traitement par ozone.

Les données de la présente étude canadienne sur les THMT sont en accord avec les données rapportées pour les installations des États-Unis. Une étude menée en 1987 sur 727 installations américaines présentait pour les THMT des valeurs médianes respectives de 44 et 30 µg/L pour l'été et l'hiver pour les échantillons prélevés à l'usine de traitement après désinfection mais avant distribution (McGuire et Meadow, 1988). Une autre étude, menée en 1988-89 sur 35 installations aux États-Unis, présentait aussi des valeurs médianes respectives des THMT de 44 et 30 µg/L en été et en hiver, pour les échantillons prélevés à l'usine de traitement (Krasner et al., 1989). Aucune analyse de données par type de désinfectant n'était fournie. Dans une étude menée en 1990 sur 35 installations de l'Utah utilisant le chlore comme unique désinfectant, les valeurs médianes (moyennes) estivales signalées pour les THMT étaient de 22,4 (31,3) µg/L et 55,7 (60,0) µg/L, pour les échantillons prélevés respectivement à la sortie de l'usine et dans le réseau de distribution; pour un sous-ensemble de 14 installations, des valeurs médianes (moyennes) respectives de 21,6 (28,8) µg/L et 15,9 (20,9) µg/L pour les échantillons estivaux et hivernaux, prélevés à la sortie de l'usine, ont été signalées pour les THMT (Nieminski et al., 1993).

Tableau 3 - Les SPD (µg/L) dans l'eau potable au Canada (1993)

Hiver					Été
Composé	Traitement	Site	Moyenne	Médiane	Gamme	Moyenne	Médiane	Gamme
THMT	Chlore -	Usine	16,8	10,9	2,0-67,9	33,5	17,2	1,6-120,8
	Chlore	Réseau	33,4	21,8	2,8-221,1	62,5	33,8	0,3-342,4
	Chlore -	Usine	12,1	10,1	0,6-40,3	31,2	19,7	2,9-80,1
	Chloramine	Réseau	13,7	10,9	1,5-42,1	32,8	21,7	4,3-85,2
	Ozone -	Usine	6,8	5,7	1,7-12,3	44,0	57,4	2,5-74,9
	Chlor(amin)e	Réseau	9,9	11,0	2,4-15,4	66,7	90,9	4,9-107,8
ADCA	Chlore -	Usine	13,2	9,0	0,3-45,4	21,1	12,5	0,6-163,3
	Chlore	Réseau	15,6	11,8	0,2-63,6	19,0	10,4	0,3-120,1
	Chlore -	Usine	9,8	7,7	1,2-23,3	12,5	10,5	5,3-27,6
	Chloramine	Réseau	10,0	9,9	1,2-22,6	11,4	10,8	4,2-23,8
	Ozone -	Usine	6,9	6,4	1,6-15,0	21,2	22,6	5,3-47,6
	Chlor(amin)e	Réseau	4,6	4,8	0,4-9,3	14,1	10,7	0,9-42,6
ATCA	Chlore -	Usine	27,8	13,0	0,1-139,8	34,0	11,9	0,04-273,2
	Chlore	Réseau	56,7	24,7	0,1-473,1	48,9	25,1	0,1-263,4
	Chlore -	Usine	13,7	6,9	0,5-66,2	25,1	9,3	2,1-85,9
	Chloramine	Réseau	13,2	7,0	0,5-57,9	21,4	8,7	1,9-71,5
	Ozone -	Usine	5,8	1,5	0,7-16,9	24,6	21,6	1,3-66,1
	Chlor(amin)e	Réseau	4,1	2,0	0,9-12,8	28,3	13,3	0,7-77,3
HC	Chlore -	Usine	2,2	1,4	<0,1-13,8	4,3	2,9	<0,1-14,7
	Chlore	Réseau	3,8	2,5	<0,1-22,5	6,1	4,8	<0,1-18,9
	Chlore -	Usine	1,2	0,8	<0,1-3,2	3,9	3,3	0,3-15,1
	Chloramine	Réseau	1,2	0,8	0,2-3,2	3,6	2,9	0,3-13,6
	Ozone -	Usine	1,5	1,0	0,2-2,9	8,1	10,4	0,7-14,5
	Chlor(amin)e	Réseau	2,2	1,9	0,2-5,8	8,4	5,6	0,2-20,1
DCAN	Chlore -	Usine	2,1	1,0	0,1-12,6	2,7	1,7	<0,1-9,0
	Chlore	Réseau	2,9	1,9	0,1-16,3	2,9	1,9	<0,1-9,5
	Chlore -	Usine	1,5	1,0	<0,1-7,3	2,6	1,6	0,4-11,2
	Chloramine	Réseau	1,7	0,9	0,2-7,3	2,5	1,4	0,4-10,7
	Ozone -	Usine	0,8	0,6	0,2-1,3	2,5	3,1	0,3-4,1
	Chlor(amin)e	Réseau	0,8	0,7	<0,1-1,6	2,2	1,7	<0,1-5,0
DCP	Chlore -	Usine	1,1	0,9	<0,1-3,7	0,9	0,8	<0,1-2,6
	Chlore	Réseau	1,0	0,9	<0,1-3,3	0,8	0,6	<0,1-2,1
	Chlore -	Usine	0,8	0,9	<0,1-1,5	1,3	1,4	0,3-2,4
	Chloramine	Réseau	1,0	1,2	0,3-1,6	1,3	1,4	0,3-2,1
	Ozone -	Usine	1,5	1,2	0,9-2,3	1,5	1,3	0,5-2,9
	Chlor(amin)e	Réseau	1,3	1,2	0,8-2,1	1,0	0,9	0,4-2,3
TCP	Chlore -	Usine	1,7	1,4	<0,1-7,6	2,7	2,0	<0,1-9,1
	Chlore	Réseau	2,7	2,2	<0,1-10,1	2,5	1,9	<0,1-7,8
	Chlore -	Usine	1,0	0,9	<0,1-2,6	1,7	0,6	0,1-6,4
	Chloramine	Réseau	0,9	0,7	<0,1-2,6	1,3	0,6	<0,1-5,3
	Ozone -	Usine	1,3	0,9	0,2-3,1	4,4	4,1	0,5-9,2
	Chlor(amin)e	Réseau	1,6	1,3	0,3-3,3	2,5	1,5	0,4-10,4
CPK	Chlore -	Usine	0,2	0,1	<0,1-1,2	0,3	0,2	<0,1-2,5
	Chlore	Réseau	0,3	0,2	<0,1-1,6	0,3	0,2	<0,1-1,2
	Chlore -	Usine	0,2	0,2	<0,1-0,9	0,2	0,2	<0,1-0,9
	Chloramine	Réseau	0,2	0,2	<0,1-0,9	0,3	0,3	<0,1-0,9
	Ozone -	Usine	0,2	0,1	<0,1-0,3	1,2	1,5	<0,1-2,2
	Chlor(amin)e	Réseau	0,3	0,3	<0,1-0,6	1,3	1,1	<0,1-2,3

 

Figure 1. Répartition des sites en fonction des niveaux de THMT

Tableau 4% de répartition des THM dans l'eau potable

Composé	Traitement	Site	Hiver %	Été %
TCM	Chlore -	Usine	82,3	88,3
	Chlore	Réseau	88,3	91,4
	Chlore -	Usine	77,2	86,2
	Chloramine	Réseau	77,9	86,8
	Ozone -	Usine	78,6	85,2
	Chlor(amin)e	Réseau	75,5	86,7
BDCM	Chlore -	Usine	13,1	9,1
	Chlore	Réseau	9,4	7,1
	Chlore -	Usine	16,9	10,6
	Chloramine	Réseau	16,5	10,3
	Ozone -	Usine	15,5	11,0
	Chlor(amin)e	Réseau	17,1	9,9
CDBM	Chlore -	Usine	3,8	2,3
	Chlore	Réseau	1,9	1,2
	Chlore -	Usine	4,7	2,4
	Chloramine	Réseau	4,5	2,3
	Ozone -	Usine	5,0	3,2
	Chlor(amin)e	Réseau	5,7	3,1
TBM	Chlore -	Usine	0,8	0,4
	Chlore	Réseau	0,4	0,2
	Chlore -	Usine	1,2	0,6
	Chloramine	Réseau	1,2	0,6
	Ozone -	Usine	0,9	0,3
	Chlor(amin)e	Réseau	1,6	0,3

 

Tableau 5 - Les TOX [µg Cl- /L] dans l'eau potable

		Hiver
Traitement	Site	Moyenne	Médiane	Gamme
Chlore -	Usine	95,0	81,5	6-396
Chlore	Réseau	126,1	96,5	11-572
Chlore -	Usine	68,6	55,0	8-279
Chloramine	Réseau	71,7	51,0	7-286
Ozone -	Usine	69,7	90,0	15-114
Chlor(amin)e	Réseau	55,6	56,0	20-85
		Été
Traitement	Site	Moyenne	Médiane	Gamme
Chlore -	Usine	103,5	66,0	8-473
Chlore	Réseau	141,3	106,0	<5-609
Chlore -	Usine	109,0	79,0	27-283
Chloramine	Réseau	92,2	71,0	20-218
Ozone -	Usine	130,0	156,0	23-225
Chlor(amin)e	Réseau	124,0	87,0	17-229

Acides haloacétiques

Pour tous les procédés de traitement, les niveaux moyens d'ADCA variaient très peu dans le réseau de distribution, pour les échantillons hivernaux comme pour les échantillons estivaux (tableau 3). En ce qui concerne les procédés de traitement chlore-chlore et chlore-chloramine, les niveaux moyens d'ADCA n'étaient que légèrement plus élevés dans les échantillons estivaux que dans les échantillons hivernaux. Les installations utilisant l'ozone dans leur processus de traitement présentaient des niveaux moyens d'ADCA faibles en hiver (p. ex. 4,6 µg/L, réseau de distribution) mais similaires en été (p. ex. 14,1 µg/L, réseau de distribution ) à ceux des autres
procédés de traitement. La répartition des installations en fonction des gammes de concentrations de l'ADCA est illustrée sur la figure 2 pour les échantillons provenant de l'usine et du réseau de distribution, et ceci pour les trois procédés de traitement. Tandis que la majorité des installations présentaient des niveaux d'ADCA relativement faibles (<50 µg/L) en été et en hiver, un petit nombre d'installations utilisant le traitement chlore-chlore présentaient des valeurs d'ADCA relativement élevées (>50 µg/L) aussi bien en été qu'en hiver.

Dans les installations utilisant le traitement chlore-chlore, les niveaux moyens d'ATCA augmentaient de l'usine au milieu du réseau de distribution (respectivement de 27,8 à 56,7 µg/L en hiver et de 34,0 à 48,9 µg/L en été), mais les niveaux moyens d'ATCA dans les échantillons hivernaux (56,7 µg/L) et estivaux (48,9 µg/L) provenant du réseau de distribution étaient similaires (tableau 3). En ce qui concerne le traitement chlore-chloramine, les niveaux moyens d'ATCA étaient plus élevés en été qu'en hiver (p. ex. 21,4 µg/L et 13,2 µg/L pour les échantillons prélevés dans le réseau de distribution), mais ne semblaient pas augmenter dans le réseau de distribution, ni en hiver ni en été. Les installations utilisant l'ozone dans leur processus de traitement présentaient des niveaux moyens d'ATCA faibles en hiver (p. ex. 4,1 µg/L, réseau de distribution), mais similaires en été (p. ex. 28,3 µg/L, réseau de distribution) à ceux des installations utilisant le traitement chlore- chloramine. La répartition des installations en fonction des gammes de concentrations de l'ATCA pour les échantillons provenant de l'usine et du réseau de distribution est illustrée sur la figure 3, et ceci pour les trois procédés de traitement. Tandis que la majorité des installations présentaient des niveaux d'ATCA relativement faibles (<50 µg/L) en été et en hiver, quelques installations présentaient des valeurs d'ATCA relativement élevées (>100 µg/L) aussi bien en été qu'en hiver pour la désinfection chlore-chlore. Cela apparaît aussi dans le tableau 3, où les valeurs médianes d'ATCA sont plus faibles que les valeurs moyennes.

Les autres AHA analysés, soit l'acide monochloroacétique (occurrence de 100 %, gamme de 0,3 à 9,7 µg/L), l'acide monobromoacétique (occurrence de 31 %, gamme de <0,01 à 9,2 µg/L) et l'acide dibromoacétique (occurrence de 62 %, gamme de <0,01 à 1,9 µg/L) étaient présents à des niveaux plus faibles que l'ADCA et l'ATCA (tableau 3). L'acide tribro-moacétique est instable dans l'eau et de ce fait, n'était pas propre à l'analyse. Les étalons d'acides haloacétiques mixtes (Cl-Br) n'étaient pas disponibles; les valeurs quantitatives ne sont donc pas présentées ici.

Une étude menée en 1988-89 (Krasner et al., 1989) sur 35 sites aux États-Unis présentait, pour les acides haloacétiques totaux (AHAT), des valeurs médianes respectives de 20 et 13µ g/L pour les saisons hivernale et estivale, et ceci pour les échantillons prélevés à l'usine de traitement. Aucune analysede données par type de désinfectant n'était fournie. Lors d'une étude menée en 1990 (Nieminski et al., 1993) sur 35 installations de l'Utah utilisant le chlore comme unique désinfectant, les valeurs médianes (moyennes) estivales signalées pour les AHAT étaient de 13,2 (17,3) µg/L et 20,9 (29,6) µg/L pour les échantillons prélevés respectivement à la sortie de l'usine et dans le réseau de distribution. Pour un sous-ensemble de 14 installations de l'Utah, les valeurs médianes (moyennes) signalées pour les AHAT étaient de 11,4 (12,6) µg/L en été et de 14,4 (11,9) µg/L en hiver pour les échantillons prélevés à la sortie de l'usine.

Figure 2. Répartition des sites en fonction des niveaux de ADCA

Figure 3. Répartition des sites en fonction des niveaux de ATCA

Autres sous-produits de désinfection

Bien que la concentration des autres SPD analysés ait généralement été d'un ordre de grandeur en moins, ils ont été détectés dans la plupart des échantillons d'eau traitée et présentaient aussi des variations spatiale, saisonnière ainsi que dans les types de traitement, similaires à celles des principaux SPD. Après les THM et les AHA, l'HC (occurrence de 94 %) était le SPD le plus important, avec des concentrations allant jusqu'à 22,5 µg/L pour les échantillons hivernaux et 20,1 µg/L pour les échantillons estivaux. La répartition des installations en fonction des gammes de concentrations d'HC est illustrée sur la figure 4 pour les échantillons provenant de l'usine et du réseau de distribution, et ceci pour les trois procédés de traitement. En général, pour tous les types de traitement, la concentration moyenne d'HC (tableau 3) était supérieure en été qu'en hiver. Par rapport aux THMT, les concentrations moyennes totales de l'HC représentaient 14 % (usine) et 11 % (réseau de distribution) des concentrations moyennes totales de THMT dans les échantillons hivernaux et estivaux. En ce qui concerne l'influence du type de traitement, une variation importante a été observée pour la désinfection à l'ozone, pour laquelle des concentrations moyennes d'HC représentaient 22 % (usine) et de 23 % (réseau de distribution) de la concentration moyenne de THMT pour les échantillons hivernaux. Pour les échantillons estivaux, les concentrations moyennes d'HC représentaient 18 % (usine) et 13 % (réseau de distribution) de la concentration moyenne de THMT, ce qui est probablement dû à la préchloration supplémentaire effectuée durant les mois d'été.

Les autres SPD analysés présentaient des concentrations moyennes inférieures à 5 µg/L et étaient rencontrés aux fréquences suivantes : le DCAN à 97 %, le TCAN à 9 %, le BCAN à 92 %, le DBAN à 57 %, la DCP à 93 %, la TCP à 91 % et la CPK à 73 %. Une variation spatiale très faible a été observée pour le DCAN, la TCP, la DCP et la CPK avec le traitement chlore-chloramine. Pour le traitement chlore-chlore, durant les deux saisons, les concentrations de DCAN augmentaient dans le réseau de distribution tandis que la DCP et la CPK ne changeaient pratiquement pas. La concentration de TCP n'augmentait que dans les échantillons hivernaux et ne changeait pratiquement pas dans les échantillons estivaux. En ce qui concerne le traitement à l'ozone, les concentrations moyennes de DCAN, de DCP et de TCP dans l'eau de distribution étaient similaires en hiver, mais diminuaient en été par rapport à l'eau traitée; la concentration moyenne de CPK ne pr&eac ute; sentait pas de variations spatiales notables, mais la CPK était présente en quantité considérablement plus importante dans les échantillons estivaux que dans les échantillons hivernaux (p. ex. 1,2 µg/L et 0,3 µg/L). Ces données sur l'HC, les HAN, la DCP, la TCP et la CPK sont en accord avec celles qui ont été signalées lors d'autres études (Uden et Miller, 1983; Krasner et al., 1989; IARC, 1991; Nieminski et al.,1993).

Corrélation des SPD avec d'autres paramètres

Il a été établi que l'effet de l'ion bromure sur la formation des SPD dépendait de la concentration de bromure, de la dose et du résiduel de chlore, du pH ainsi que de la concentration et la nature des composés organiques précurseurs (Pourmoghaddas et al., 1993; Summers et al., 1993; Symons et al., 1993). Le pourcentage de SPD bromés et halogénés mixtes augmentait à mesure que le rapport molaire de l'ion bromure sur le chlore augmentait et que la concentration de COT diminuait. Certains pays ont signalé que les SPD bromés étaient des composants importants de leur eau potable (Peters et al., 1991; Fayad, 1993). Lors de la présente étude, seuls quatre sites en hiver et huit sites en été présentaient pour l'eau brute des niveaux en ions bromure >0,01 mg/L (maximum 0,5 mg/L), et dans ces sites, le pourcentage relatif des SPD bromés et halogénés mixtes augmentait. Les variations dans la spéciation des THM, des AHA et des HAN dans les échantillons prélevés à l'usine en hiver sont présentées dans le tableau 6, où elles sont exprimées en concentrations (µg/L), et sur la figure 5, où elles sont exprimées en pourcentages, pour trois sites avec des concentrations d'ion bromure très faible (site A, <0,01 mg/L), faible (site B, 0,06 mg/L) et modérée (site C, 0,5 mg/L). À mesure que la concentration d'ion bromure augmentait, le pourcentage relatif de SPD bromés et halogénés mixtes augmentait, et ceci pour les trois groupes. Cela est en accord avec les données fournies dans des études menées en laboratoire ou sur le terrain (Krasner et al., 1989; Fayad, 1993; Pourmoghaddas et al., 1993; Summers et al., 1993).

Figure 4. Répartition des sites en fonction des niveaux de HC

Figure 5. Pourcentage de spéciation des SPD en présence de l'ion bromure

Une comparaison des SPD totaux en fonction de la source d'eau brute, pour le traitement chlore-chlore, semblait indiquer que la teneur en SPD était moindre avec l'eau souterraine, plus élevée avec l'eau de lac, et plus élevée encore avec l'eau de rivière, en été et en hiver. Cette tendance peut être le reflet du contenu en COT des diverses sources d'eau, mais seules de faibles corrélations (r²=0,2-0,4) ont été déterminées entre la teneur en COT et celle en SPD. La corrélation entre les niveaux de SPD individuels et les TOX était faible, mais la corrélation entre les SPD totaux (µmoles/L) et les TOX (µg/L) était considérablement plus importante (r²=0,71-0,87) pour tous les échantillons d'eau, avec le traitement chlore-chlore. Aucune corrélation notable n'a été observée entre les niveaux de SPD et les autres paramètres. En raison de la grande diversité des paramètres et des variations dans le traitement dans chaque installation, la base de données obtenue lors de la présente étude n'était pas assez importante et était trop hétérogène pour permettre une sérieuse analyse à plusieurs variables.

Tableau 6 - Spéciation des SPD dans l'eau potable

Composé	Site A	Site B	Site C
COT (mg/L)	1,3	0,9	1,2
Br- (mg/L)	<0,01	0,06	0,5
THM (µg/L)
TCM	15,4	3,1	0,5
BDCM	0,5	3,9	0,7
CDBM	<0,1	2,9	1,5
TBM	<0,1	0,8	3,3
AHA (µg/L)
AMCA	2,1	1,2	0,6
ADCA	20,6	3,8	0,3
ATCA	43,4	3,8	0,1
AMBA	0,1	0,1	<0,01
ADBA	<0,01	0,9	0,8
HAN (µg/L)
TCAN	<0,1	<0,1	<0,1
DCAN	0,9	0,9	0,1
BCAN	<0,1	0,9	0,6
DBAN	<0,1	0,6	1,2