Document de conseils sur l'hydrate de chloral dans l'eau potable

Partie B - Renseignements de base

B.2 Effets sur la santé

B.2.3 Absorption, métabolisme et excrétion

Chez l'humain, l'hydrate de chloral est rapidement absorbé, puis il est soit oxydé en TCA (8 %), soit réduit en TCOH (92 %), surtout par le foie, mais aussi par le rein. Le TCOH peut se combiner avec l'acide glucuronique pour former du glucuronide de trichloroéthanol (TCOG), un métabolite inactif (Ogino et coll., 1990; McEvoy, 1999). Du TCA se forme aussi durant la circulation entérohépatique du TCOH, de sorte que 35 % de la dose initiale d'hydrate de chloral est transformée en TCA (Allen et Fisher, 1993). Les érythrocytes métabolisent également l'hydrate de chloral en TCOH, surtout par l'action de l'alcool déshydrogénase.

On a administré à des sujets volontaires mâles en santé (n = 18) une seule dose de 250 mg d'hydrate de chloral dans de l'eau potable, puis on a mesuré les concentrations d'hydrate de chloral, de TCOH et de TCA dans le plasma. De l'hydrate de chloral n'a été détecté que dans certains des échantillons de plasma, de 8 à 60 minutes après son administration. Les auteurs de l'étude ne donnent aucune concentration, mais précisent que la limite de détection était de 0,1 mg/L. Les concentrations maximales de TCOH et de TCA dans le plasma, soit 3 mg/L et 8 mg/L, ont été observées 0,67 et 32 heures, respectivement, après l'administration. La demi-vie terminale variait de 9,3 à 10,2 heures pour le TCOH et de 89 à 94 heures pour le TCA (Zimmermann et coll., 1998).

Quant aux doses thérapeutiques d'hydrate de chloral chez l'humain, la demi-vie dans le plasma est de 4-5 minutes pour l'hydrate de chloral, de 8-12 heures pour le TCOH, et de 67 heures pour le TCA (Ellenhorn et Barceloux, 1988).

Henderson et coll. (1997) ont mesuré les concentrations de TCA, de DCA et de TCOH chez des nourrissons et des enfants à qui l'on avait administré de l'hydrate de chloral comme sédatif et ont montré que la demi-vie du TCA est très longue. Ketcha et coll. (1996) ont constaté que le TCA peut se transformer en DCA dans les échantillons de sang prélevés pour l'analyse si l'on ne stabilise pas les échantillons, ce qui fait craindre que les concentrations de DCA qui ont été mesurées chez les humains seraient peut-être trop élevés.

L'hydrate de chloral et le TCOH ne s'accumulent pas dans le corps humain (Gilman et al., 1985). Comme le métabolisme hépatique des nourrissons est immature, particulièrement la voie de la glucuronidation, et que leur filtration glomérulaire est réduite, la demi-vie du TCOH est plus longue chez eux que chez les adultes. Par contre, chez les enfants qui commencent à marcher, la demi-vie du TCOH est semblable à celle chez les adultes, ce qui indique que le métabolisme du foie a atteint sa maturité chez ces enfants (PISSC, 2000).

Les rats et les souris métabolisent rapidement l'hydrate de chloral, principalement en TCOH et en TCA, la concentration de ce dernier métabolite étant plus élevée chez les souris que chez les rats. Beland (1999) a montré in vitro que le métabolisme de l'hydrate de chloral, du TCA et du TCOH produit des intermédiaires radicaux libres qui causent la peroxydation des lipides et la formation de malondialdéhyde. Comme chez les humains, l'hydrate de chloral disparaît rapidement du sang des souris et se métabolise en TCOH, TCOG, TCA et DCA (Abbas et coll., 1996). Les demi-vies du TCOH et du TCOG semblent significativement plus longues chez les rats que chez les souris (Beland et coll., 1998). Lipscomb et coll. (1996) ont trouvé que le TCOH était le principal métabolite in vivo de l'hydrate de chloral dans le sang et le foie de rats Fischer 344, de souris B6C3F1 et des humains.

L'hydrate de chloral est un important métabolite du trichloroéthylène (TCE) et un intermédiaire dans la formation de TCA. À partir des résultats d'un certain nombre d'études, un modèle pharmacocinétique à base physiologique (MPBP) a été mis au point pour le TCE. Ce modèle, qui tient compte de la recirculation entérohépatique des métabolites du TCE, donne de bonnes prévisions quantitatives de l'absorption, de la distribution et de l'élimination du TCE, du TCOH, du TCOG, et du TCA. Le modèle montre clairement que la formation de TCA est retardée après la recirculation entérohépatique, ce qui explique la demi-vie plus longue du TCA observée dans les études chez l'animal (Stenner et coll., 1998). Ce phénomène est corroboré par les résultats de Merdink et coll. (1999), qui ont observé qu'une partie du TCOH est retransformée en hydrate de chloral, lequel est ensuite oxydé pour former du TCA.

La plupart de l'hydrate de chloral est excrété dans l'urine sous forme de TCOG, et le reste sous forme de TCOH et de TCA (Butler, 1948; Marshall et Owens, 1954; Allen et Fisher, 1993), mais l'hydrate de chloral n'est pas excrété tel quel (McEvoy, 1999).

B.2.4 Évaluation du risque

Aucune étude épidémiologique et de cancérogénicité chez l'humain n'a associé l'hydrate de chloral et le cancer, bien qu'on se serve de l'hydrate de chloral depuis de nombreuses décennies comme sédatif ou hypnotique chez des adultes et des enfants, notamment pour des interventions dentaires. L'EPA (2000) a calculé une dose orale aiguë de référence de 0,1 mg/kg p.c. par jour fondée sur la dose pharmacologique active (250 mg, équivalent à 10,7 mg/kg p.c. par jour) chez l'humain. Cette dose est censée protéger contre tout effet non cancérogène sur la santé découlant d'une exposition chronique. Toutefois, l'hydrate de chloral a eu un effet cancérogène dans deux essais biologiques d'exposition de souris mâles à long terme dans l'eau potable et dans une étude longitudinale sur des souris mâles exposées à une seule dose orale. En outre, l'hydrate de chloral s'est révélé faiblement mutagène et clastogène, ce qui porte à croire que la génotoxicité pourrait jouer un rôle dans la toxicité de l'hydrate de chloral, mais à des concentrations supérieures à celles qu'on devrait trouver dans l'environnement. On estime que la dose pharmacologique de 10,7 mg/kg p.c. par jour ne convient pas au calcul d'une valeur basée sur la santé pour l'hydrate de chloral dans l'eau potable.

En 1995, le Centre international de recherche sur le cancer a classé l'hydrate de chloral dans le groupe 3 (inclassable quant à sa cancérogénicité pour l'humain) en raison de l'insuffisance de données chez l'humain et l'animal (CIRC, 1995). L'EPA (2000) a classé l'hydrate de chloral comme une substance cancérogène possible chez l'humain en concluant que son interaction avec des enzymes et des protéines cellulaires, plutôt qu'une interaction directe avec l'ADN, constitue le mode d'action le plus probable menant à la formation de tumeurs chez les souris. Santé Canada (1994) classe l'hydrate de chloral dans le groupe III.B (susceptible d'être cancérogène pour l'être humain; données insuffisantes chez l'humain et l'animal). Les indications de la génotoxicité de l'hydrate de chloral sont équivoques.

Pour les substances « susceptibles d'être cancérogènes pour l'être humain », on calcule une valeur basée sur la santé à partir de la dose journalière admissible (DJA) obtenue en divisant la plus faible NOAEL ou LOAEL par des facteurs d'incertitude appropriés.

Deux études du NTP (2002a, 2002b) ne fournissent que de faibles preuves de cancérogénicité chez les souris B6C3F1 des deux sexes. Toutefois, comme il y a eu d'importants écarts dans les incidences d'adénomes du lobe antérieur de l'hypophyse et de tumeurs et adénomes/carcinomes hépatocellulaires entre les témoins expérimentaux et historiques et les groupes traités (Haseman et coll., 1998), ces études ne peuvent servir à calculer une valeur recommandée. Par contre, dans les deux études, des tumeurs hépatocellulaires se sont formées à des concentrations semblables à celles observées dans l'étude retenue pour l'évaluation du risque (George et coll., 2000), indiquant que ces concentrations causeraient des lésions prolifératives.

Le paramètre pour l'histopathologie non cancéreuse du foie calculé par George et coll. (2000) a été choisi pour l'évaluation du risque. Dans une étude longitudinale, des souris B6C3F1 mâles ont été exposées à 0, 120, 580 ou 1 280 mg/L d'hydrate de chloral (soit des doses de 0, 13,5, 65 et 146,6 mg/kg p.c. par jour). La prévalence de carcinomes hépatocellulaires était plus élevée (84,4 %) dans le groupe exposé à la forte dose que dans le groupe témoin (54,8 %) et les groupes ayant reçu une dose faible (54,3 %) et moyenne (59,0 %). La prévalence d'adénomes du foie a été plus élevée à toutes les doses d'hydrate de chloral (faible - 43,5 %; moyenne - 51,3 %; forte - 50,0 %) que chez les souris témoins (21,4 %). Dans cette étude, on a administré l'hydrate de chloral dans l'eau potable, plutôt que par gavage 5 jours par semaine comme dans les études du NTP (2002a, 2002b), ce qui justifie l'utilisation de l'étude de George et coll. (2000) pour l'évaluation du risque.

Bien que le PISSC (2000) ait établi une NOAEL de 1 280 mg/L (146,6 mg/kg p.c. par jour) pour les effets non cancéreux (d'après l'absence de nécrose hépatocellulaire à toutes les expositions et des changements minimes dans les concentrations d'enzymes sériques), dans l'étude de George et coll. (2000), l'hydrate de chloral a provoqué une hausse de l'incidence de lésions prolifératives (hyperplasie, adénome, carcinome et ces deux derniers combinés) à toutes les doses d'exposition, à l'exception des carcinomes pour les deux doses les plus faibles. Les groupes témoins ont aussi présenté des lésions prolifératives, mais à des taux plus faibles pour l'hyperplasie et les adénomes hépatocellulaires. Des hausses significatives de l'incidence des lésions prolifératives ont été observées à des doses de 120 mg/L (13,5 mg/kg p.c. par jour) et plus. Cette hausse constitue un effet important. Puisque ces lésions ont été observées à toutes les doses, on n'a pas pu calculer de NOAEL, et on a donc établi une LOAEL de 120 mg/L (13,5 mg/kg p.c. par jour) pour calculer la DJA. On a ajouté un facteur d'incertitude supplémentaire de 3 pour tenir compte des limitations de la base de données en ce qui concerne les preuves de cancérogénicité chez l'animal.

La DJA est calculée comme suit :

où

• 13,5 mg/kg p.c. par jour est la LOAEL pour la hausse de l'incidence de modifications histopathologiques du foie chez des souris B6C3F1;
• 3 000 est le facteur d'incertitude (×10 pour la variabilité interspécifique; ×10 pour la variabilité intraspécifique; ×10 pour tenir compte de l'utilisation d'une LOAEL plutôt que d'une NOAEL; ×3 pour tenir compte des limitations de la base de données en ce qui concerne les preuves de cancérogénicité).

On calcule comme suit, à partir de cette DJA, une concentration d'hydrate de chloral dans l'eau potable basée sur la santé :

où

• 0,0045 mg/kg p.c. par jour est la DJA, telle que calculée plus haut;
• 70 kg est le poids corporel moyen d'un adulte;
• 0,80 est la proportion de la dose journalière attribuée à l'eau potable, car l'eau potable traitée au chlore est la principale source d'exposition de la population générale à l'hydrate de chloral (section 5);
• 1,5 L/jour est la consommation quotidienne moyenne d'eau potable pour un adulte.

B.3 Détection et traitement

B.3.1 Méthodes d'analyse

L'Environmental Protection Agency (EPA) des États-Unis reconnaît et approuve une méthode d'extraction au solvant éther de méthyle et de tert-butyle (méthode 551.1 de l'EPA) pour le dosage de l'hydrate de chloral dans l'eau potable (U.S. EPA, 1995). L'hydrate de chloral est analysé par chromatographie en phase gazeuse et détection par capture d'électron et la limite de détection de la méthode est de 0,005 µg/L. Le protocole d'échantillonnage nécessite l'ajustement du pH (pH de 4,8) sur le terrain et l'utilisation d'un tampon phosphate ainsi que l'ajout de sulfite de sodium pour absorber le chlore résiduel.

La méthode 5710 D décrite dans la 21^e édition de Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater sert également à doser l'hydrate de chloral; elle prévoit que ce dernier peut être dosé avec les trihalométhanes (THM) en utilisant une solution de sulfite de sodium pour arrêter la réaction. L'hydrate de chloral est ensuite dosé par extraction liquide-liquide, chromatographie en phase gazeuse sur colonne capillaire et détection par capture d'électron (APHA et coll., 2005).

B.3.2 Techniques de traitement

Bien que la formation d'hydrate de chloral dans l'eau dépende surtout de la quantité des composés organiques présents dans l'eau et de leur temps de contact avec le chlore, il est important de reconnaître que la chloration et d'autres procédés de désinfection ont pratiquement éliminé les maladies microbiennes d'origine hydrique. Comme pour les trihalométhanes et les autres SPD chlorés, il importe de caractériser l'approvisionnement en eau pour optimiser le traitement de façon à éliminer les précurseurs et ainsi de réduire les concentrations d'hydrate de chloral dans l'eau.

Traitement à l'échelle municipale

L'EPA suggère de limiter les concentrations d'hydrate de chloral dans l'eau potable en améliorant la coagulation et l'adoucissement de façon à éliminer les précurseurs des SPD (carbone organique total). Pour réduire la production d'hydrate de chloral, l'EPA propose également de déplacer le point de désinfection afin de réduire la réaction entre le chlore et les précurseurs des SPD et de recourir à des chloramines plutôt qu'au chlore pour la désinfection résiduelle (U.S. EPA, 1998a). La limitation des concentrations totales de THM et d'acides haloacétiques et l'utilisation de meilleures méthodes de coagulation ou d'adoucissement pour l'élimination des précurseurs de SPD permettra de limiter la formation d'hydrate de chloral et d'autres sous-produits de la chloration (U.S. EPA, 1998b).

Voici les trois façons de limiter les concentrations d'hydrate de chloral dans l'eau potable traitée à l'échelle municipale :

• élimination des précurseurs d'hydrate de chloral avant la désinfection;
• recours à d'autres produits et stratégies de désinfection;
• élimination de l'hydrate de chloral après sa formation.

L'industrie du traitement de l'eau met actuellement l'accent sur des stratégies d'élimination des précurseurs de SPD avant la désinfection et le recours à d'autres produits et stratégies de désinfection.

Élimination des précurseurs avant la désinfection à l'échelle municipale

L'élimination des précurseurs organiques est la meilleure façon de réduire les concentrations de tous les SPD, y compris l'hydrate de chloral, dans l'eau traitée (Reid Crowther & Partners Ltd., 2000). Ces précurseurs comprennent des composés organiques synthétiques ou de la matière organique naturelle qui peuvent réagir avec les désinfectants pour former de l'hydrate de chloral. Les techniques classiques de traitement de l'eau à l'échelle municipale peuvent réduire la quantité de précurseurs, mais elles ne peuvent éliminer efficacement l'hydrate de chloral une fois qu'il est formé. Des systèmes de filtration au charbon actif granulé, de filtration sur membrane et de biofiltration à l'ozone peuvent aussi éliminer la matière organique de l'eau. Selon l'EPA, les techniques d'élimination des précurseurs, comme le charbon activé granulé (CAG) et la filtration sur membrane, sont les meilleures techniques disponibles (BAT) pour limiter la formation de sous-produits de désinfection (U.S. EPA, 2005). Toutefois, les procédés de filtration sur membrane produisent des résidus concentrés dont l'élimination peut coûter cher (Xie, 2004). Des combinaisons optimisées de désinfectants peuvent aider à limiter la formation d'hydrate de chloral.

On peut utiliser du permanganate de potassium pour oxyder les précurseurs organiques à l'entrée de l'usine de traitement afin de réduire au minimum la formation de SPD à l'étape de désinfection (U.S. EPA, 1999a). L'utilisation de l'ozone pour oxyder les précurseurs est actuellement à l'étude; les premiers travaux ont montré que les effets du traitement à l'ozone dépendent des caractéristiques du traitement et de la qualité de l'eau brute et sont donc imprévisibles. La dose d'ozone, le pH, l'alcalinité et la nature des matières organiques dans l'eau sont les principales variables qui semblent déterminer l'effet de l'ozone. On a montré que l'ozone réduit efficacement les concentrations de précurseurs à de faibles pH, mais, à des pH supérieurs à 7,5, l'ozone peut en fait accroître la production de précurseurs de SPD chlorés (U.S. EPA, 1999a).

Autres stratégies de désinfection à l'échelle municipale

D'autres désinfectants, comme les chloramines (désinfection secondaire seulement), l'ozone (désinfection primaire seulement) et le dioxyde de chlore (désinfection primaire seulement), sont de plus en plus utilisés, mais chacun de ces désinfectants entraîne la formation de sa propre série de SPD. Selon Reid Crowther & Partners Ltd. (2000), la préozonation est possible pour les eaux de surface dont la turbidité est inférieure à 10 unités de turbidité néphélémétrique et la concentration de bromure, inférieure à 0,01 mg/L (pour limiter le plus possible la formation de bromate). Les ultraviolets (UV) sont aussi utilisés comme désinfectant. Vu que la désinfection aux UV dépend de la transmission de la lumière jusqu'aux microbes, il faut concevoir le système en tenant compte des caractéristiques de l'eau qui influent sur la transmission des UV. La désinfection à l'ozone ou aux UV ne laissant aucun résidu de désinfectant, ces traitements doivent être utilisés de concert avec un désinfectant secondaire qui restera en partie dans le réseau de distribution.

On recommande que tout changement apporté au procédé de traitement, notamment le remplacement du désinfectant, s'accompagne d'une surveillance étroite des concentrations de plomb dans l'eau distribuée. On a constaté qu'un changement de désinfectant influait sur les concentrations de plomb au robinet; à Washington, D.C., le passage du chlore aux chloramines a contribué à accroître grandement les concentrations de plomb dans l'eau potable distribuée. Lorsque le chlore, un puissant oxydant, est employé comme désinfectant, les incrustations de dioxyde de plomb formées dans les tuyaux du réseau de distribution atteignent un équilibre dynamique dans le réseau. À Washington, D.C., le remplacement du chlore par les chloramines a réduit le potentiel d'oxydo-réduction de l'eau distribuée et déstabilisé les incrustations de dioxyde de plomb, ce qui a augmenté la lixiviation du plomb (Schock et Giani, 2004). Des expériences subséquentes en laboratoire effectuées par Edwards et Dudi (2004) et Lytle et Schock (2005) ont confirmé que des dépôts de dioxyde de plomb pourraient se former facilement puis être déstabilisés en quelques semaines ou mois dans les conditions réalistes de pH, de potentiel d'oxydo-réduction et d'alcalinité d'un réseau de distribution.

Traitement à l'échelle résidentielle

Comme le traitement municipal de l'eau potable consiste à réduire les concentrations de contaminants à des niveaux égaux ou inférieurs aux valeurs recommandées, le recours à un dispositif de traitement à l'échelle résidentielle pour traiter l'eau municipale n'est généralement pas nécessaire, mais relève plutôt d'un choix individuel. Dans les cas où le traitement municipal produit de faibles concentrations d'hydrate de chloral dans l'eau potable, certaines techniques de traitement à l'échelle résidentielle au point d'entrée ou au point d'utilisation peuvent éliminer l'hydrate de chloral de l'eau. Citons entre autres les systèmes à osmose inverse et d'adsorption, comme le charbon activé, mais aucune technique n'est actuellement certifiée expressément pour l'élimination d'hydrate de chloral.

NSF International (NSF) a établi plusieurs normes concernant les dispositifs résidentiels de traitement de l'eau visant à réduire les concentrations de divers types de contaminants dans l'eau potable, mais aucune pour l'hydrate de chloral. Des recherches sont en cours dans les secteurs public et privé pour vérifier et adopter des méthodes efficaces de réduction de la concentration d'hydrate de chloral dans l'eau potable.

Comme les produits perdent de leur efficacité avec l'usage, il faut les entretenir ou les remplacer après un certain temps. Les consommateurs doivent vérifier la longévité prévue du matériel d'adsorption dans leur dispositif de traitement selon les recommandations du fabricant et en faire l'entretien en conséquence.

Santé Canada a étudié l'efficacité d'un certain nombre de dispositifs de traitement de l'eau au point d'entrée comme moyen d'éliminer l'hydrate de chloral. On a réussi à réduire la concentration d'hydrate de chloral d'environ 98 % en faisant bouillir l'eau pendant 2 à 5 minutes dans un chaudron ou une bouilloire. L'efficience des filtres (filtres à pression ou à gravité utilisant le charbon actif granulé) dépendait de la marque et de l'âge des filtres (nouveaux filtres, baisse de 28 à >99 %). Le vieillissement du filtre, même sur une courte période, a réduit significativement sa capacité d'éliminer l'hydrate de chloral (Benoit et coll., 2000; LeBel et coll., 2002).

Santé Canada ne recommande pas de marques particulières de dispositifs de traitement de l'eau potable, mais conseille vivement aux consommateurs de n'utiliser que les dispositifs certifiés par un organisme de certification accrédité comme étant conformes aux normes appropriées du NSF International (NSF) et de l'American National Standards Institute (ANSI). Ces normes visent à protéger l'eau potable en aidant à garantir l'innocuité des matériaux et l'efficacité des produits qui entrent en contact avec l'eau potable. Les organismes de certification garantissent qu'un produit ou service est conforme aux normes en vigueur et doivent être accrédités par le Conseil canadien des normes (CCN). Au Canada, le CCN a accrédité un certain nombre d'organismes qu'il autorise ainsi à certifier les dispositifs de traitement de l'eau potable qui satisfont aux normes susmentionnées du NSF et de l'ANSI :

Certains de ces hyperliens donnent accès à des sites d'un organisme qui n'est pas assujetti à la  Loi sur les langues officielles. L'information qui s'y trouve est donc dans la langue du site.

• Canadian Standards Association International  (www.csa-international.org);
• NSF International  (www.nsf.org);
• Water Quality Association  (www.wqa.org);
• Underwriters Laboratories  (www.ul.com);
• Quality Auditing Institute  (www.qai.org);
• International Association of Plumbing & Mechanical Officials  (www.iapmo.org). On peut obtenir une liste à jour des organismes de certification accrédités en communiquant avec le CCN  (www.scc.ca).