Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique – aluminium

Table des matières

• Recommandation
  • Autres considérations
• Résumé
  • Exposition
  • Effets sur la santé
  • Considérations opérationnelles et esthétiques
  • Considérations liées à l'analyse et au traitement
  • Réseau de distribution
• Application de la recommandation
• Considérations internationales
• 1. Examen des aspects liés à l'exposition
  • 1.1 Sources et utilisations
  • 1.2 Identité de la substance
  • 1.3 Exposition
• 2. Considérations relatives à la santé
  • 2.1 Cinétique
  • 2.2 Effets sur la santé
  • 2.3 Effets chez les humains
  • 2.4 Effets chez les animaux
  • 2.5 Génotoxicité et cancérogénicité
  • 2.6 Mode d'action
  • 2.7 Études retenues
• 3. Calcul de la valeur basée sur la santé
• 4. Considérations liées à l'analyse et au traitement
  • 4.1 Méthodes d'analyse utilisées pour déceler l'aluminium
    • 4.1.1 Méthodes normalisées
    • 4.1.2 Analyseurs colorimétriques en ligne et portatifs
    • 4.1.3 Conservation et préparation des échantillons
  • 4.2 Considérations relatives au traitement
    • 4.2.1 Traitement à l'échelle municipale
      • 4.2.1.1 Utilisation de coagulants à base d'aluminium
      • 4.2.1.2 Orthophosphate
      • 4.2.1.3 Utilisation de produits chimiques certifiés à teneur minimale en aluminium
      • 4.2.1.4 Autres options de traitement pour l'aluminium d'origine naturelle
      • 4.2.1.5 Utilisation de l'alumine activée
    • 4.2.2 Traitement à l'échelle résidentielle
  • 4.3 Considérations relatives au réseau de distribution
    • 4.3.1 Dépôt et accumulation d'aluminium
    • 4.3.2 Relargage de l'aluminium à partir de matériaux à base de ciment
  • 4.4 Gestion des résidus
• 5. Stratégies de gestion
  • 5.1 Stratégies de contrôle
    • 5.1.1 Traitement
    • 5.1.2 Réseau de distribution
    • 5.1.3 Plomberie des bâtiments
  • 5.2 Surveillance
    • 5.2.1 Caractérisation de la source d'approvisionnement en eau
    • 5.2.2 Surveillance opérationnelle
    • 5.2.3 Surveillance du réseau de distribution
    • 5.2.4 Surveillance de la conformité
    • 5.2.5 Caractérisation et inventaire des dépôts
• 6. Considérations internationales
• 7. Justification
• 8. Références
• Annexe A : Liste d'abréviations
• Annexe B : Données sur la qualité des eaux au Canada

Recommandation

La concentration maximale acceptable (CMA) d'aluminium total dans l'eau potable est de 2,9 mg/L (2 900 μg/L) et se base sur une moyenne mobile annuelle par site d'échantillonnage du réseau de distribution faisant l'objet d'un prélèvement au moins une fois par trimestre.

La valeur opérationnelle recommandée (VOR) pour l'aluminium total dans l'eau potable est de 0,100 mg/L (100 μg/L), afin d'optimiser le traitement de l'eau et l'exploitation des réseaux de distribution. Cette valeur est basée sur une moyenne mobile annuelle par site. La fréquence d'échantillonnage nécessaire pour le calcul de la moyenne mobile annuelle par site variera selon le type d'installation de traitement et le site d'échantillonnage.

Autres considérations

Un contrôle rigoureux du pH et un dosage adéquat du coagulant sont nécessaires pour optimiser la coagulation et réduire au minimum les concentrations résiduelles d'aluminium. Un sous-dosage de coagulant réduit fortement la capacité d'élimination des agents pathogènes et entraîne une augmentation des concentrations résiduelles d'aluminium. Toute stratégie visant à réduire au minimum les concentrations résiduelles d'aluminium ne doit pas compromettre l'élimination des agents pathogènes ou des précurseurs des sous-produits de désinfection.

Résumé

Le présent document technique a été préparé en collaboration avec le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable et comprend une évaluation de tous les renseignements existants sur l'aluminium.

Exposition

L'aluminium est un métal largement répandu dans la nature. Il peut être présent dans l'eau de sources naturelles ou à la suite d'activités humaines. Ce métal est utilisé à de nombreuses fins : la production de matériaux de construction, de véhicules, d'avions et d'appareils électroniques; dans les produits pharmaceutiques et de soins personnels; ainsi que comme additif alimentaire; et composant de matériaux d'emballage d'aliments. Des sels d'aluminium sont couramment ajoutés comme coagulants pendant le traitement de l'eau pour éliminer la turbidité, la matière organique et les microorganismes. L'aluminium est également une impureté présente dans d'autres produits chimiques utilisés dans le traitement de l'eau et de l'aluminium provenant de matériaux composés de ciment peut s'infiltrer dans l'eau potable. Par ailleurs, de l'aluminium peut se trouver dans l'eau potable à la suite d'un traitement à base d'alumine activée servant à éliminer d'autres contaminants (p. ex. l'arsenic et les fluorures).

La population canadienne est exposée à l'aluminium en raison de sa présence dans l'environnement et de divers produits et procédés. Les principales sources d'exposition des Canadiens sont, dans l'ordre, les aliments, le sol, l'eau potable et l'air. Les concentrations d'aluminium dans l'eau varient au Canada; les eaux de surface présentent généralement des concentrations plus élevées que les eaux souterraines. L'aluminium provenant de l'eau potable ne devrait pas être absorbé par contact cutané ni par inhalation.

Effets sur la santé

L'aluminium n'est pas un élément essentiel. Des études chez les humains ont mis en évidence des liens possibles entre l'ingestion d'aluminium et des maladies du système nerveux. Cependant, ces études présentaient un certain nombre de contraintes de conception et ne fournissent pas de preuves solides que l'aluminium peut causer ces maladies. Les études sur les animaux ont révélé systématiquement des effets neurologiques indésirables par suite d'une ingestion de fortes concentrations d'aluminium, ce qui confirme les effets observés dans les études chez l'humain. La CMA de 2,9 mg/L repose sur les effets neurologiques observés chez le rat.

Considérations opérationnelles et esthétiques

L'aluminium peut agir comme un puits d'accumulation pour d'autres contaminants tels que l'arsenic, le chrome, le manganèse et le nickel. Il peut également influer sur les concentrations de plomb et de cuivre. La VOR de 0,100 mg/L s'applique au point d'entrée du réseau de distribution et dans ce dernier, afin de réduire au minimum le risque d'accumulation et de rejet d'aluminium et de contaminants concomitants. De l'aluminium peut aussi se déposer sur les parois internes des conduites et des conduites de service et à l'intérieur des compteurs d'eau, ce qui se traduit par des chutes de pression, des dysfonctionnements des compteurs et la présence d'eau turbide ou colorée. La VOR de 0,100 mg/L devrait également permettre d'éviter ces problèmes.

Considérations liées à l'analyse et au traitement

Plusieurs méthodes existent pour analyser l'aluminium total dans l'eau potable à des concentrations bien inférieures à la CMA et la VOR. Les analyseurs colorimétriques en ligne ou portables sont d'une grande utilité pour obtenir une indication rapide des variations de la concentration d'aluminium. Ces mesures peuvent être utilisées pour effectuer des ajustements rapides du traitement, qui sont essentiels au bon fonctionnement de l'installation. Les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient vérifier auprès de l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné si les résultats de ces méthodes peuvent être utilisés pour produire des rapports de conformité.

Les stratégies de traitement de l'eau devraient réduire au minimum la concentration d'aluminium entrant dans le réseau de distribution à partir de la station de traitement. Dans les stations de traitement des eaux utilisant des coagulants à base d'aluminium, l'aluminium résiduel est un paramètre important (comme le pH, la température, la turbidité et d'autres mesures) en vue d'une coagulation optimale.

Des mesures devraient également être mises en place pour évaluer et réduire au minimum la quantité d'aluminium provenant d'autres produits chimiques ou procédés de traitement de l'eau.

Concernant la présence naturelle d'aluminium dans les sources d'approvisionnement en eau, la seule technologie de traitement efficace connue est la coagulation, qui n'est généralement pas utilisée dans les petits systèmes ni dans les réseaux privés. Dans les situations où il est nécessaire d'enlever l'aluminium et où la coagulation n'est pas possible, il faudrait communiquer avec l'autorité compétente responsable de l'eau potable pour discuter des options possibles.

Réseau de distribution

Il est recommandé aux responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable d'élaborer un plan de gestion du réseau de distribution afin de réduire au minimum l'accumulation et le relargage d'aluminium et de contaminants concomitants. Cela nécessite généralement de réduire au minimum la concentration d'aluminium entrant dans le réseau de distribution et de mettre en œuvre des pratiques exemplaires afin de maintenir la stabilité des conditions offrant une qualité chimique et biologique de l'eau dans tout le réseau, ainsi que pour réduire au minimum les perturbations physiques et hydrauliques.

Application de la recommandation

Remarque : Les conseils spécifiques concernant l'application des recommandations pour l'eau potable devraient être obtenus auprès de l'autorité compétente responsable de l'eau potable.

En raison de l'effet du pH, de la température et de la matière organique naturelle (MON) sur les concentrations d'aluminium, les tendances saisonnières peuvent être très pertinentes, même pour les réseaux qui n'ajoutent pas de coagulants. Les modifications de traitement et d'autres pratiques opérationnelles peuvent également avoir une incidence sur les concentrations d'aluminium. Ainsi, les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient surveiller attentivement les concentrations d'aluminium total, de la source au réseau de distribution, car ces concentrations peuvent varier. Des plans de surveillance propres aux systèmes devraient être élaborés et permettre de comprendre un certain nombre de problèmes (non triés selon un ordre particulier) : 1) l'augmentation ou la diminution des concentrations résiduelles d'aluminium entre la source et le robinet en raison de l'utilisation de produits chimiques quelconques durant le traitement (p. ex. à des fins d'ajustement du pH, de coagulation, de contrôle de la corrosion et de chloramination); 2) le devenir et le transport de l'aluminium dans les réseaux de distribution et ses effets; et 3) l'optimisation ou non du processus de coagulation, dans le cas des installations utilisant des coagulants à base d'aluminium. Les plans de surveillance devraient permettre d'observer l'ensemble des conditions influençant la qualité de l'eau selon la saison et de les comparer avec la VOR de 0,100 mg/L. Des échantillons devraient être prélevés au point d'entrée du réseau de distribution et aux points essentiels situés à l'intérieur du réseau de distribution. Les sites de prélèvement devraient être en nombre suffisant pour représenter la population desservie et les zones hydrauliques constituant le réseau de distribution. Les secteurs à turbidité (p. ex. particules solides dans l'eau) ou conductivité variables (p. ex. solides dissous dans l'eau) devraient être surveillées. La turbidité et la conductivité sont des paramètres généraux de la qualité de l'eau indiquant des variations dans l'accumulation ou le relargage des dépôts dans les réseaux de distribution. En l'absence de données de turbidité et de conductivité, il est possible d'utiliser provisoirement les sites où des échantillons d'indicateurs bactériologiques sont prélevés. Les sites d'échantillonnage peuvent être plus précisément définis à mesure que les données sur la qualité de l'eau sont recueillies et les tendances évaluées. Il est aussi recommandé de surveiller l'entrée et la sortie des réservoirs en béton pour s'assurer que les caractéristiques de l'eau ne nuisent pas à ces installations, c'est-à-dire que de l'aluminium n'est pas relargué dans le réseau distribution.

L'aluminium total dans l'eau potable, basé sur une moyenne mobile annuelle^{Note de bas de page 1} par site d'échantillonnage dans le réseau de distribution faisant l'objet d'un prélèvement au moins une fois par trimestre, devrait être calculé et être comparé à la CMA de 2,9 mg/L. Cependant, comme pour toute recommandation, tout dépassement devrait donner lieu à une évaluation de la situation, à la prise de mesures correctives et à la consultation de l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné. Celle-ci peut exiger qu'un plan soit élaboré et mis en œuvre pour remédier à la situation.

Considérations internationales

D'autres organisations nationales et internationales utilisent des lignes directrices, des normes et des valeurs recommandées en ce qui concerne l'aluminium dans l'eau potable. Les valeurs varient en fonction de la date à laquelle remonte l'évaluation sur laquelle elles sont fondées, et en fonction des différences relatives aux politiques et aux méthodes appliquées, notamment le choix de l'étude principale ou les taux de consommation, les poids corporels et des facteurs d'attribution différents.

L'Environmental Protection Agency des États-Unis (US EPA), l'Union européenne et le National Health and Medical Research Council de l'Australie n'ont pas fixé de limites réglementaires fondées sur la santé pour l'aluminium dans l'eau potable. Ces organismes et d'autres organismes internationaux ont plutôt fixé des valeurs recommandées allant de 0,050 mg/L à 0,20 mg/L, en fonction de considérations esthétiques ou opérationnelles.

Dans son évaluation de l'aluminium dans l'eau potable de 2010, l'Organisation mondiale de la Santé (OMS) a calculé une valeur non réglementaire basée sur la santé de 0,9 mg/L, mais a souligné qu'il était important de ne pas dépasser les concentrations réalisables de 0,1 mg/L à 0,2 mg/L. La recommandation du Canada est différente de la valeur basée sur la santé de l'OMS parce que le Canada a pris en compte des progrès scientifiques survenus depuis 2010. L'évaluation de l'OMS est basée sur la dose hebdomadaire tolérable provisoire d'aluminium de 1 mg/kg de poids corporel par jour du Comité mixte FAO/OMS d'experts des additifs alimentaires (JECFA, 2007). Le JECFA a depuis révisé sa dose hebdomadaire tolérable provisoire d'aluminium à 2 mg/kg de poids corporel par jour (JECFA, 2012), basée sur l'étude principale qu'est Poirier et coll. (2011), qui a aussi servi à émettre la recommandation canadienne.

1. Examen des aspects liés à l'exposition

1.1 Sources et utilisations

L'aluminium est le troisième métal en abondance dans la croûte terrestre. L'extraction et l'altération des minéraux entraînent la libération d'aluminium; par conséquent, cet élément se retrouve naturellement dans les sols, les eaux souterraines, les eaux de surface et les produits agricoles tels que les légumes, les céréales et la viande. Le Canada est le troisième producteur mondial d'aluminium. Ce métal est largement utilisé dans les matériaux de construction (p. ex. pour les bâtiments et les infrastructures), les véhicules, les aéronefs, le matériel électronique et les matériaux d'emballage (RNCan, 2018). Des composés à base d'aluminium sont également utilisés par l'industrie pharmaceutique, dans les produits de soins personnels, dans les emballages alimentaires et comme additif dans les aliments. De plus, l'aluminium est largement employé dans les stations de traitement de l'eau potable, des eaux usées et de l'eau industrielle. Dans le traitement de l'eau potable, les sels d'aluminium sont utilisés pour éliminer la turbidité, les matières organiques et les microorganismes. Selon Statistique Canada (2013), les coagulants à base d'aluminium sont utilisés dans les procédés de traitement de 69,2 % des eaux de surface et de 6,7 % des eaux souterraines/eau souterraine sous l'influence directe d'eau de surface. On a constaté que de l'aluminium peut provenir de matériaux composés de ciment en raison du lessivage (Leroy et coll., 1996) et qu'il était également présent sous forme d'impureté dans d'autres produits chimiques utilisés dans le traitement de l'eau (p. ex. pour ajuster le pH) (NSF, 2018). Par ailleurs, de l'aluminium peut se retrouver dans l'eau potable en raison de l'utilisation d'alumine activée servant à éliminer d'autres contaminants (p. ex. l'arsenic et les fluorures).

1.2 Identité de la substance

L'aluminium (numéro de registre 7429-90-5 du Chemical Abstracts Service) est un métal ductile ayant un poids moléculaire de 26,98 et une pression de vapeur de 1 mm Hg à 1 284 °C (ATSDR, 2008). Les effets des propriétés chimiques de l'aluminium présent dans les milieux aquatiques sont complexes. La spéciation, la mobilité et la migration de l'aluminium sont influencées par de nombreuses caractéristiques environnementales, notamment la température, la présence ou le type de divers ligands et le pH (ATSDR, 2008). En raison de sa nature réactive, l'aluminium dissous n'existe pas à l'état élémentaire, mais se lie plutôt à des ligands inorganiques (p. ex. hydroxyde, fluorure, sulfate) ou organiques (p. ex. matière organique naturelle [MON]) pour former de nombreux types de complexes. À faible pH, le cation complexe d'aluminium hydraté [Al(H₂O)₆]³⁺, communément appelé « aluminium libre » et abrégé Al³⁺, est la forme la plus soluble d'aluminium (Environnement Canada et Santé Canada, 2010). À pH élevé, l'anion complexe [Al(OH)₄]^-1 est le plus répandu et est très soluble. Voir la section 4.2 pour de plus amples renseignements sur les effets du pH.

1.3 Exposition

Comme indiqué dans un rapport d'évaluation de la liste des substances d'intérêt prioritaire (Environnement Canada et Santé Canada, 2010), les principales sources d'exposition des Canadiens à l'aluminium sont, dans l'ordre, les aliments, le sol, l'eau potable et l'air (tableau 1). L'exposition par l'eau potable constitue moins de 5 % de la dose journalière moyenne d'aluminium. Plus spécifiquement, l'apport d'aluminium total en pourcentage provenant de cette source d'exposition dans les sept groupes d'âge étudiés dans le cadre de cette évaluation varie entre 0 et 4,4 %. Les deux valeurs limites de cet intervalle sont celles observées pour le groupe d'âge des nourrissons (0 à 6 mois) et varient selon que ceux-ci sont allaités ou non. L'exposition pour toutes les autres classes d'âge varie entre 0,8 et 1,8 %.

Les données de surveillance soumises par les provinces et territoires ont été analysées en vue de la détermination des concentrations médiane, moyenne, au 90e centile et maximale dans les sources municipales ou non. Les résultats non détectables ont été intégrés à l'analyse statistique avec une valeur égale à la moitié de la valeur limite signalée. Les données provinciales et territoriales (sources municipales et non municipales; tableau 2), de surveillance de l'eau tirées de l'Enquête nationale sur l'eau potable (Santé Canada, 2017) (Annexe B) et fournies par Environnement et Changement climatique Canada (2017) (Annexe B) montrent que :

• la quantité d'aluminium total est décelée dans tous les types d'eaux, mais qu'elle varie d'une région à l'autre du Canada;
• les concentrations sont généralement plus élevées dans les eaux de surface que dans les eaux souterraines;
• les concentrations sont plus élevées dans les rivières, probablement en raison de la teneur élevée de matière particulaire totale;
• les concentrations sont généralement faibles pour l'eau brute, traitée et distribuée, mais les teneurs moyennes et du 90e centile d'aluminium total dans les eaux de surface municipales (traitées et distribuées) peuvent dépasser 0,100 mg/L;
• les concentrations au 90e centile sont plus faibles dans le réseau de distribution que dans l'eau traitée pour les trois provinces qui ont fourni des données sur l'eau de surface traitée et distribuée (soit la Nouvelle-Écosse, le Manitoba et l'Alberta), ce qui semble indiquer que l'aluminium peut précipiter dans le réseau de distribution;
• les concentrations au 90e centile dans les sources non municipales (eaux souterraines généralement non traitées) tendent à être supérieures aux concentrations dans les eaux souterraines brutes municipales dans le même secteur de compétence;
• la concentration maximale dans les sources non municipales (habituellement de l'eau souterraine non traitée) et les eaux municipales de surface (traitées et distribuées) peut dépasser la concentration maximale acceptable (CMA).

L'aluminium est naturellement présent dans de nombreux aliments; certaines substances contenant de l'aluminium peuvent également être utilisées comme additifs alimentaires. Les concentrations les plus élevées d'aluminium (>10 µg/g) parmi les échantillons d'aliments composites analysés dans le cadre de l'Étude sur l'alimentation totale des Canadiens, entre 2008 et 2012, ont été observées dans les herbes et épices, la poudre à pâte, divers produits de boulangerie, les produits de poulet transformés et la gomme à mâcher (Santé Canada, 2016). L'analyse de l'aluminium dans les préparations pour nourrissons a révélé la présence de 0,040 µg/g à 0,171 µg/g dans les préparations à base de lait et de 0,258-0,476 µg/g dans celles à base de soja (Santé Canada, 2016). Des résultats comparables ont été rapportés dans le projet sur les aliments pour enfants de l'Agence canadienne d'inspection des aliments et dans d'autres enquêtes ciblées (ACIA, 2018).

Les Canadiens sont également exposés à l'aluminium présent dans des produits de consommation (p. ex. déodorants, crèmes, maquillage et produits pour les cheveux ou les ongles) et des médicaments (p. ex. traitements antiulcéreux, antidiarrhéiques, antisudorifiques pour traiter l'hyperhidrose). Fait notable, l'aluminium est présent dans les antiacides (~300-600 mg d'hydroxyde d'aluminium par comprimé) et représente une source importante d'exposition chez les personnes qui prennent régulièrement des antiacides (ATSDR, 2008).

Les concentrations d'aluminium dans les sols canadiens varient selon le lieu d'échantillonnage; les valeurs moyennes varient de 12 000 mg/kg en Nouvelle-Écosse à 87 633 mg/kg en Colombie-Britannique. La concentration moyenne d'aluminium total dans les sols canadiens, calculée d'après plus de 40 études couvrant 10 provinces, était d'environ 41 000 mg/kg (Environnement Canada et Santé Canada, 2010).

Les concentrations d'aluminium dans l'air ambiant canadien varient également. Les concentrations vont de la limite de détection (~0,001 µg/m³) à 24,94 μg/m³; la concentration moyenne d'aluminium total dans la matière particulaire de 10 micromètres et moins (PM₁₀) est de 0,17 µg/m³ (Environnement Canada et Santé Canada, 2010). On s'attend à ce que les concentrations d'aluminium dans l'air intérieur soient plus élevées que dans l'air extérieur. Toutefois, ces concentrations ne constituent néanmoins pas une grande source d'exposition (Environnement Canada et Santé Canada, 2010).

2. Considérations relatives à la santé

2.1 Cinétique

Absorption : L'aluminium ingéré est très peu absorbé par le tube digestif. Le milieu acide de l'estomac favorise la formation de l'ion aluminium le plus soluble [Al(H₂O)₆]³⁺, mais le pH plus neutre de l'intestin entraîne la formation de complexes insolubles d'hydroxyde d'aluminium, qui sont ensuite généralement excrétés dans les selles. Cependant, de petites quantités d'aluminium qui se sont associées à des molécules organiques dans l'estomac pour former des complexes resteront solubles à un pH plus élevé dans l'intestin grêle. L'absorption est généralement accrue lorsque les composés d'aluminium sont plus solubles. Cependant, l'absorption de l'aluminium par l'estomac ou les intestins varie et dépend fortement de la présence de constituants chimiques de l'alimentation et des types de complexes que l'aluminium forme avec les ligands alimentaires (Zhou et Yokel, 2005). L'absorption intestinale de l'aluminium peut augmenter en présence d'anions, de carboxylates (y compris le citrate et le lactate), de fluorure et de suppléments de vitamine D. Le citrate (base conjuguée de l'acide citrique) est un des agents de formation de complexes les plus influents dans l'absorption d'aluminium chez les humains. L'apport d'acide citrique peut contribuer à augmenter fortement les concentrations d'aluminium dans le sang et les tissus, sans augmentation de l'apport d'aluminium proprement dit. Inversement, l'absorption d'aluminium peut diminuer en raison de la présence de phosphates, de silicones, de polyphénols et de suppléments d'acide folique (ATSDR, 2008). La biodisponibilité de l'aluminium dans l'eau potable a été mesurée dans des études chez l'humain et chez les animaux. Chez l'humain, l'absorption de l'aluminium contenu dans des complexes de citrate, de chlorure, d'hydroxyde ou de lactate se situe entre 0,01 % et 0,65 %. Chez les animaux de laboratoire, les valeurs signalées varient entre 0,01 % et 5,1 % (Environnement Canada et Santé Canada, 2010). La biodisponibilité de l'aluminium chez les humains et les animaux est estimée avec prudence à 0,3 %, d'après les études sur les humains menés par Stauber et coll. (1999) et une revue critique des données chez les animaux réalisée par Krewski et coll. (2007).

Distribution : L'aluminium se lie principalement à la transferrine; il est absorbé lentement par les tissus et les organes et s'accumule essentiellement dans les os. Dans une moindre mesure, l'aluminium peut s'accumuler dans le cerveau en traversant soit la barrière hématoencéphalique, soit le plexus choroïde dans le liquide céphalorachidien des ventricules cérébraux. L'aluminium est également décelé dans les poumons, la peau, le tractus gastro-intestinal inférieur, les nœuds lymphatiques, les surrénales, les glandes parathyroïdes et la plupart des organes de tissus mous (AESA, 2008 ; Environnement Canada et Santé Canada, 2010). L'aluminium peut également se trouver dans le placenta, le fœtus et le lait maternel (ATSDR, 2008). La distribution de l'aluminium peut être influencée par d'autres métaux, notamment le fer (en corrélation négative avec l'accumulation d'aluminium dans les tissus), le calcium et le magnésium (une carence peut contribuer à l'accumulation d'aluminium dans le cerveau et les os) (ASEA, 2008).

Métabolisme : La forme libre de l'aluminium (Al³⁺) se lie facilement à de nombreuses substances. Par conséquent, c'est l'affinité avec le ligand et le devenir métabolique du complexe qui détermine la métabolisation de l'aluminium. L'aluminium peut former des complexes de faible poids moléculaire en se combinant à des acides organiques, des acides aminés, des nucléotides, des phosphates et des glucides assez stables. L'aluminium peut également former des complexes macromoléculaires stables en combinaison avec des protéines, des polynucléotides et des glycosaminoglycanes. Certains complexes sont si stables que le cation aluminium ne peut être échangé contre un autre cation. Comme l'aluminium a une grande affinité avec ces ligands organiques, une grande partie de l'aluminium présent dans l'organisme existe sous forme de complexes macromoléculaires (ATSDR, 2008).

Élimination : Chez les humains, plus de 95 % de l'aluminium soluble absorbé par l'organisme est éliminé par les reins (Krewski et coll., 2007). Les personnes dont la fonction rénale est affaiblie présentent donc un risque accru de toxicité liée à l'aluminium (Willhite et coll., 2014). La majeure partie de la portion restante est éliminée par excrétion biliaire dans les selles. Dans une moindre mesure, l'aluminium peut également être évacué avec la sueur, la salive et le liquide séminal (Krewski et coll., 2007). L'absorption et l'élimination de l'aluminium du corps entier ont été étudiées chez des sujets qui avaient reçu une injection de radioisotope 26Al (Priest et coll., 1995; Talbot et coll., 1995; Priest, 2004). La majorité de l'aluminium (environ 75 %) a été éliminé dans l'urine durant les cinq premiers jours. Cependant, une étude de suivi sur un volontaire a montré que 4 % de l'aluminium injecté subsistait au bout de trois ans. Le taux d'élimination est influencé par un certain nombre de facteurs, dont la présence de complexes chimiques dans le sang (p. ex. les complexes de citrate d'aluminium sont plus facilement éliminés que l'aluminium lié à la transferrine) (ATSDR, 2008). De plus, une élimination plus lente et une exposition accrue avec l'âge contribuent à l'accumulation d'aluminium dans l'organisme (NSCFS, 2013). Dans les études sur des animaux, on a observé que chez le rat l'aluminium était éliminé plus rapidement dans les tissus bien irrigués (comme les reins et les poumons) que dans les tissus peu irrigués (comme les os et la rate), la demi-vie allant de 2,3 à 113 jours (Environnement Canada et Santé Canada, 2010). Cependant, l'aluminium du cerveau avait une vitesse d'élimination plus lente, bien qu'il s'agisse d'un organe bien irrigué, la demi-vie s'étendant de 13 à 1 635 jours (Krewski et coll., 2007). Il n'existait pas de renseignements sur l'allométrie des taux d'élimination de l'aluminium permettant d'extrapoler ces résultats des rats aux humains (Krewski et coll., 2007).

Modélisation pharmacocinétique physiologique : Aucun modèle applicable à l'évaluation actuelle des risques n'a été recensé.

2.2 Effets sur la santé

La base de données sur la toxicité orale de l'aluminium est vaste et couvre de nombreux paramètres (p. ex. effets sur les os, les reins, le système nerveux et le système immunitaire) et divers types d'exposition chez les animaux et les humains (voir Krewski et coll. (2007), ATSDR (2008) et Willhite et coll. (2014) pour un examen plus approfondi). Les publications portent toutefois surtout sur la neurotoxicité et la toxicité pour la reproduction et le développement. L'intérêt centré sur ces paramètres est probablement attribuable aux résultats des études de cas chez l'humain (c.-à-d. encéphalopathie chez les patients ayant des troubles rénaux exposés à l'aluminium présent dans des liants phosphate d'aluminium et dialysat; déficience cognitive des prématurés exposés à l'aluminium en solution nutritionnelle parentérale). Une évaluation de l'ensemble de la base de données indique clairement que le système nerveux est la cible la plus sensible à la toxicité de l'aluminium (ATSDR, 2008). Les autres examens des publications appuient également cette conclusion (ASEA, 2008; Environnement Canada et Santé Canada, 2010; JECFA, 2012). Par conséquent, les études portant sur les paramètres neurologiques sont abordées dans les sections suivantes du présent document. En outre, les auteurs s'intéressent en particulier aux études orales, qui sont les plus pertinentes pour l'évaluation des risques liés à l'eau potable. La revue sur l'aluminium effectuée précédemment par Environnement Canada et Santé Canada (2010) couvre les publications scientifiques jusqu'en 2008. Toutes les données antérieures sont prises en compte dans l'évaluation actuelle de la présence d'aluminium dans l'eau potable, mais les renseignements figurant dans le présent document portent sur les données publiées entre 2009 et 2017.

2.3 Effets chez les humains

Malgré l'abondance d'aluminium dans l'environnement, il est généralement admis que cet élément n'est pas nécessaire aux organismes biologiques et ne contribue à aucun processus biologique essentiel (Exley, 2013). En ce qui concerne les expositions aiguës, on a signalé des cas de nausées, de vomissements, de diarrhées, d'aphtes, d'ulcères cutanés, d'éruptions cutanées et de douleur arthritique de courte durée chez 20 000 personnes, au plus, ayant été exposées à des concentrations d'aluminium de 500 à 3 000 fois la valeur basée sur des considérations esthétiques établie par l'Organisation mondiale de la Santé (OMS) (0,2 mg/L) lors d'une contamination accidentelle de sources d'approvisionnement en eau à Camelford, au Royaume-Uni (Lowermoor Incident Health Advisory Group, 1989). Après cette exposition aiguë, plusieurs études de suivi ont été menées, mais aucune n'a permis d'établir de façon concluante des effets à long terme (McMillan et coll., 1993a, 1993b; Altmann et coll., 1999; Exley, 2006; UK Committee on Toxicology, 2013).

En ce qui concerne les expositions à plus long terme, un nombre limité d'études ont porté sur les effets de l'aluminium sur des populations saines (voir les études de Krewski et coll. (2007), ATSDR (2008), et d'Environnement Canada et de Santé Canada (2010)). Plusieurs études transversales et écologiques publiées après 2009 ont porté sur les associations entre l'aluminium et les effets sur les os (Dahl et coll., 2014; Callan et coll., 2015), les reins (Callan et coll., 2015; Panhwar et coll., 2016), la reproduction et le développement (Huang et coll., 2011; Giaccio et coll., 2012; Karakis et coll., 2014), la composition corporelle (Skalnaya et coll., 2014 ; Cetin et coll., 2017) et d'autres paramètres chez l'humain (Lindquist et coll., 2011; Lv et coll., 2011; Lind et coll., 2012; Guo et coll., 2013; Vandenplas et coll., 2014).

Il existe une solide documentation sur la neurotoxicité de l'aluminium dans les études chez les humains, mais bon nombre de ces études se rapportaient à des cas de traitement médical de maladies précises (p. ex. patients atteints d'insuffisance rénale). Le lien entre l'exposition à l'aluminium et des effets neurotoxiques chez des personnes par ailleurs en bonne santé est moins concluant. Un tel lien, particulièrement dans le cas de la maladie d'Alzheimer (MA), fait l'objet de nombreuses recherches et débats (Lidsky, 2014; Walton, 2014). Les études examinant le lien entre l'aluminium et la MA ont porté sur un certain nombre de domaines, notamment les concentrations d'aluminium dans l'organisme en rapport avec la MA. Par le passé, les résultats de ces études étaient généralement mixtes : des liens positifs ont été notés dans certaines études, mais pas dans d'autres, et cela demeure vrai dans les études plus récentes (Baum et coll., 2010; Akatsu et coll., 2011; Rusina et coll., 2011; Bhattacharjee et coll., 2013; Virk et Eslick, 2015; Mirza et coll., 2017; Xu et coll., 2018). D'autres études portant sur la concentration d'aluminium dans le cerveau en relation avec la présence de plaques bêta-amyloïdes et d'enchevêtrements neurofibrillaires (caractéristiques primaires de la pathogenèse de la MA) ont également donné des résultats mitigés (Strozyk et coll., 2009; Walton, 2010; Exley et coll., 2012).

D'autres études récentes ont porté sur les liens entre la présence d'aluminium et l'apparition de diverses maladies ou troubles neurologiques autres que la MA, dont la sclérose latérale amyotrophique (Garzillo et coll., 2014), la sclérose en plaques (Arain et coll., 2015; Tamburo et coll., 2015), le trouble du déficit de l'attention avec hyperactivité (Nicolescu et coll., 2010), les troubles du spectre de l'autisme (Albizzati et coll., 2012), les difficultés d'apprentissage (do Nascimento et coll., 2014) et la dysfonction cognitive (Bakar et coll., 2010). La plupart de ces études n'ont pas trouvé de lien positif significatif entre les concentrations d'aluminium dans l'organisme et l'effet neurologique correspondant. Malheureusement, bon nombre de ces études étaient de petite taille, ne tenaient pas compte des facteurs de confusion et ne comportaient pas de populations témoins adéquates.

Une revue des publications a mis en évidence plusieurs études épidémiologiques et a permis d'examiner le lien entre l'exposition à l'aluminium dans l'eau potable et le développement de la MA et d'autres troubles neurodégénératifs (JECFA, 2012). Une vaste étude prospective menée par Rondeau et coll. (2009) a révélé un lien significatif entre les fortes expositions à l'aluminium dans l'eau potable (>0,1 mg/j) et les risques de déclin cognitif, de démence et de MA. Cependant, la puissance statistique de cette étude était faible et 13 sujets (6 cas) seulement avaient été exposés à ≥ 0,1 mg/jour. De plus, elle manquait d'information sur l'exposition à l'aluminium par l'alimentation, qui était considérée comme la cause de 95 % de l'exposition orale totale. Une métaanalyse récente d'études de cohortes et d'études cas-témoins (y compris l'étude de Rondeau et coll., 2009) a révélé que l'exposition chronique à l'aluminium menait à un risque accru de MA de l'ordre de 71 % (Wang et coll., 2016). Cependant, seulement huit études ont été prises en compte et la moitié de ces études ont évalué l'exposition professionnelle plutôt que l'exposition à l'eau potable.

Dans l'ensemble, la base de données épidémiologiques ne fournit que des indications incertaines de lien entre l'exposition à l'aluminium et les maladies neurologiques, dont la MA. Bien que des examens récents et des évaluations internationales concluent invariablement à un manque de données probantes pour établir un lien de causalité entre l'exposition à l'aluminium et la MA, on s'entend également pour dire que cette hypothèse ne devrait pas être écartée (ATSDR, 2008; EFSA, 2008; Environnement Canada et Santé Canada, 2010; JECFA, 2012; Willhite et coll., 2014). En plus de l'absence d'un point de départ clair nécessaire pour l'analyse de la dose-réponse, les limites des études épidémiologiques comprennent le manque de données sur l'exposition individuelle, la faible taille des échantillons, la mauvaise évaluation de la maladie et le manque de maîtrise des facteurs confusionnels. En raison de ces limites, il est impossible d'utiliser les résultats des études dans une évaluation quantitative des risques. Toutefois, ces résultats peuvent être utilisés qualitativement pour étayer le choix du principal paramètre utilisé pour effectuer l'évaluation quantitative chez les animaux.

2.4 Effets chez les animaux

Il est bien connu que l'exposition à l'aluminium provoque un certain nombre d'effets sur la santé dans les modèles animaux. Des revues de ces études sont publiées dans Krewski et coll. (2007), ATSDR (2008) et Willhite et coll. (2014). L'exposition orale aiguë de rats et de souris à divers composés d'aluminium a donné lieu à des doses létales médianes (DL₅₀) de 222 à 980 mg Al/kg (Ondreicka et coll., 1966 Yokel et McNamara, 1985; Llobet et coll., 1987; Vucetic-Arsic et coll., 2013; Yu et coll., 2016). Dans d'autres études, publiées après 2009, on a rapporté des effets dans les os à des doses de chlorure d'aluminium (AlCl₃) >100 mg/L (Li et coll., 2011a, 2011b, 2015; Sun et coll., 2015, 2016, 2017), dans le foie à des doses de AlCl₃ >34 mg/kg poids corporel (p.c.) par jour (Turkez et coll., 2010; Bhasin et coll., 2012; Abdel Moneim et coll., 2013; Belaid-Nouira et coll., 2013b; Zhu et coll., 2013; She et coll., 2015; Ghorbel et coll., 2016a) et dans les reins à des doses de AlCl₃ > 34 mg/kg p.c. par jour (Abdel Moneim et coll., 2013; Belaid-Nouira et coll., 2013a; Wasana et coll., 2015; Ghorbel et coll., 2016b; Liu et coll., 2016).

La grande majorité des études sur les animaux ont porté sur la possibilité que l'aluminium ait des effets neurotoxiques, neurocomportementaux, ainsi que des effets sur la reproduction et le développement (y compris la toxicité pour le développement neurologique). Bon nombre de ces expériences visaient à étudier le rôle de l'aluminium dans le développement des maladies neurodégénératives (y compris les études mécanistes), des marqueurs périphériques de la neurotoxicité de l'aluminium et des propriétés protectrices de divers agents contre la toxicité de l'aluminium. Le tableau 3 comporte un résumé des études les plus pertinentes publiées après 2019. Ce tableau inclut des études d'une durée d'exposition supérieure à 30 jours dans lesquelles l'aluminium a été administré par l'eau potable (soit le mode d'exposition le plus plausible). Les études portant sur l'exposition par gavage ou par voie alimentaire ont été incluses uniquement si elles portaient sur des doses multiples. Ces études ont permis d'obtenir des renseignements sur une relation dose-réponse et un point de départ, qui pourraient éventuellement permettre de définir une valeur basée sur la santé. Dans le tableau 3, ainsi que dans l'ensemble du présent document, lorsque des données suffisantes ont été fournies, les doses du composé de l'aluminium ont été exprimées en mg d'aluminium, afin de faciliter les comparaisons entre études. Il convient de noter que, dans de nombreuses études, il n'était pas clair si la dose déclarée portait sur l'ion aluminium ou le composé de l'aluminium (p. ex. AlCl₃-6H₂O). Par conséquent, la dose telle que fournie par les auteurs de l'étude est indiquée dans le tableau, sauf indication contraire.

Neurotoxicité : Les paramètres pris en compte dans les études de neurotoxicité énumérées au tableau 3 comprennent les effets histopathologiques (dégénérescence neuronale, vacuolisation autour du neurone, congestion des vaisseaux sanguins) et les effets biochimiques (p. ex. réactions de stress oxydatif, déséquilibres des ions métalliques, fonction altérée des neurotransmetteurs). Dans ces études, des rats, des souris et des lapins ont été exposés à l'aluminium pendant des périodes de 30 jours à 18 mois. Les composés d'aluminium étudiés comprennent le chlorure d'aluminium, le sulfate d'aluminium et le maltolate d'aluminium. La plupart des études utilisaient des doses d'aluminium significativement supérieures à celles d'une exposition humaine dans des conditions normales. La dose la plus faible à laquelle des effets neurotoxiques indésirables ont été observés était de 10 mg/kg p.c. par jour AlCl₃ (≈2 mg Al/kg p.c. par jour) (Rui et Yongjian, 2010). On n'a trouvé aucune donnée sur la réversibilité des effets neurotoxiques après l'arrêt de l'exposition.

Neurocomportemental : Les critères d'évaluation pris en compte dans les études neurocomportementales comprennent les modifications des réflexes, de l'activité motrice, de l'apprentissage, de la mémoire et des paramètres sensoriels. Au cours de ces études, des rats et des souris ont été exposés à du chlorure d'aluminium pendant des périodes de 42 jours à 14 mois. Le traitement avec 100 mg/kg p.c. de chlorure d'aluminium par jour pendant 42 jours (6 semaines) est un modèle bien connu pour induire la démence (perte de mémoire spatiale) chez les animaux. La dose la plus faible à laquelle des effets neurocomportementaux nocifs ont été observés dans toutes les études (c.-à-d. la LOAEL la plus faible ou dose minimale avec effet nocif observé) est de 1,5 mg Al/kg p.c. par jour, ce qui est considéré équivalent doses d'exposition à l'aluminium par voie alimentaire chez les humains (Martinez et coll., 2017a).

Toxicité pour la reproduction/le développement (y compris toxicité neurodéveloppementale) : Dans les études sur la reproduction et le développement présentées au tableau 3, des rats, des souris et des cochons d'Inde ont été exposés à diverses concentrations de chlorure d'aluminium, de citrate d'aluminium, de sulfate d'aluminium et de sulfate d'aluminium et d'ammonium. Ces études montrent que l'aluminium peut avoir des effets sur les paramètres de reproduction, notamment les concentrations d'hormones de reproduction, la numération, la motilité et la morphologie des spermatozoïdes et l'histologie du testicule. De plus, l'exposition à l'aluminium pendant la gestation ou l'allaitement peut avoir des effets sur le développement, notamment une diminution du poids des petits (souvent en concomitance avec des effets maternels), un retard de maturation, une altération du comportement neurologique et des modifications de la biochimie du cerveau. Les doses les plus faibles auxquelles aucun effet indésirable n'a été observé sont de 8 à 14 mg Al/kg p.c. par jour de sulfate d'aluminium (Hirata-Koizumi, 2011a) et de 5 à 9 mg Al/kg p.c. par jour de sulfate d'aluminium et d'ammonium (Hirata-Koizumi, 2011b). Ces doses sans effet nocif observé (NOAEL) étaient fondées sur une diminution du gain pondéral et un retard léger, mais significatif de l'ouverture du vagin à la dose la plus élevée dans les deux études. L'interprétation des résultats de l'étude a été faussée par les réductions de la consommation d'aliments et de liquides liées au traitement (probablement en raison du goût astringent et de la palatabilité réduite de l'eau traitée à l'aluminium). Les auteurs ont déclaré qu'ils ne pouvaient pas dissocier les effets de la diminution de la consommation d'eau des effets associés au traitement à l'aluminium. De plus, comme d'autres évènements hormono-dépendants, p. ex. ceux qui régissent le cycle œstral et la distance anogénitale postnatale, n'ont pas été touchés chez les groupes traités à l'aluminium, les auteurs ont indiqué qu'il était peu probable que l'aluminium ait un net impact sur la transmission des signaux hormonaux pendant le développement. Par conséquent, si ces résultats n'ont pas été pris en compte, la NOAEL suivante serait de 30 mg Al/kg p.c. par jour de citrate d'aluminium (Poirier et coll., 2011). De plus, la LOAEL établie d'après les effets sur la reproduction est de 1,5 mg Al/kg p.c. par jour (Martinez et coll., 2017b).

Malgré l'abondance de recherches disponibles sur la toxicité de l'aluminium, de nombreuses études (dont plusieurs parmi celles énumérées au tableau 3) ont des limites courantes, comme l'incapacité de quantifier l'aluminium dans l'alimentation de base à l'étude. Des concentrations typiques de 250 et 350 ppm d'aluminium dans la nourriture des rongeurs pourraient entraîner une augmentation de 13 à 18 mg Al/kg p.c. par jour chez le rat et de 33 à 46 mg Al/kg p.c. par jour chez la souris (Environnement Canada et Santé Canada, 2010). Cela devient un problème sérieux lorsque la dose d'essai est inférieure à la dose de référence dans l'alimentation, et que la dose combinée n'a pas été quantifiée ou signalée. Les autres contraintes liées aux études comprennent l'emploi de doses uniques (ce qui empêche d'évaluer la relation dose-réponse et de déterminer un point de départ), le manque d'information détaillée sur les conditions d'exposition, le fait de ne pas tenir compte de l'acidité et de la palatabilité réduite des solutions d'aluminium dans l'eau potable, les concentrations d'exposition qui sont considérablement plus élevées que celles auxquelles sont exposés les humains, ainsi que les expositions de courte durée qui sont beaucoup plus brèves que la durée de la vie humaine.

2.5 Génotoxicité et cancérogénicité

Les composés de l'aluminium ne sont généralement pas considérés comme des mutagènes génétiques, mais semblent agir comme des clastogènes probablement selon des mécanismes d'action indirects. Tels qu'ils ont été résumés dans une étude menée par l'Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA, 2008), les mécanismes d'action potentiels comprennent la réticulation de l'ADN avec les protéines chromosomiques, les interactions avec l'assemblage de microtubules et le fonctionnement du fuseau mitotique, l'induction de dommages oxydatifs et la destruction des membranes lysosomales par la libération de DNase. Malgré les dommages causés à l'ADN, le groupe scientifique de l'AESA a estimé que la génotoxicité de l'aluminium n'était probablement pas pertinente pour l'humain, étant donné le seuil présumé et les faibles expositions orales. Il n'existe aucune preuve de la cancérogénicité de l'aluminium dans les modèles animaux (Hackenberg, 1972; Schroeder et Mitchener, 1975a, 1975b; Oneda et coll., 1994). Le Centre international de recherche sur le cancer n'a pas examiné la cancérogénicité de l'aluminium.

2.6 Mode d'action

Bien que de nombreuses études aient tenté d'élucider le mode d'action de la toxicité de l'aluminium, aucun mécanisme n'a été identifié et il est probable que plusieurs processus entrent en jeu. Les mécanismes qui participent à la neurotoxicité de l'aluminium sont résumés dans plusieurs études (ATSDR, 2008; Environnement Canada et Santé Canada, 2010; Willhite et coll., 2014) et comprennent, entre autres, les dommages oxydatifs, les réponses inflammatoires, les changements dans les protéines cytosquelettiques neuronales (agrégats de neurofilaments), les modifications dans l'activité cholinergique, les effets sur les voies de transduction du signal, les effets des membranes et les déséquilibres en ions métalliques. Les études publiées à ce jour ne fournissent aucune indication d'une différence entre le mode d'action chez les animaux et celui chez les humains. Aucune analyse complète du mode d'action de la toxicité de l'aluminium n'a été réalisée, car cette analyse n'est pas essentielle au calcul d'une valeur basée sur la santé (VBS) pour l'aluminium.

2.7 Études retenues

Deux études clés ont été prises en compte dans l'évaluation des risques liés à l'aluminium : une étude neurodéveloppementale chez le rat par Poirier et coll. (2011) et une étude reproductive (qualité du sperme) chez le rat par Martinez et coll. (2017b). Dans ces deux études, l'exposition à l'aluminium s'est faite par l'eau potable (le mode d'exposition le plus plausible) et de multiples doses d'aluminium ont été utilisées, ce qui a permis d'évaluer la courbe dose-réponse et de déterminer le point de départ. L'étude de Martinez et coll. (2017b) a présenté le point de départ le plus bas, alors que l'étude de Poirier et coll. (2011) était une étude d'envergure menée à l'aveugle, spécifiquement destinée à combler des besoins en matière de recherche précédemment déterminés.

Dans l'étude de Poirier et coll. (2011), les effets du citrate d'aluminium chez le rat ont été examinés conformément aux bonnes pratiques de laboratoire (BPL) et à un plan d'étude fondé sur la ligne directrice 426 de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) : Étude de neurotoxicité pour le développement. Le citrate d'aluminium a été choisi intentionnellement, car il s'agit du composé d'aluminium le plus soluble et le plus fiable capable de passer dans le sang et de franchir ensuite la barrière hématoencéphalique. Dans cette étude à double insu, des rats Sprague-Dawley mâles et femelles ont été exposés à 30, 100 et 300 mg Al/kg p.c. par jour in utero, pendant la lactation, puis dans l'eau potable après le sevrage jusqu'à l'âge d'un an. De faibles concentrations d'aluminium (<10 µg/g) étaient ajoutées à l'alimentation. On a observé une morbidité et une mortalité importantes chez les petits mâles du groupe recevant la dose la plus élevée, de même qu'un trouble rénal associé au traitement à l'aluminium. En ce qui concerne les résultats sur le plan de la reproduction, aucun effet sur la durée de gestation ou sur le nombre de petits et de portées n'a été observé chez les groupes traités à l'aluminium comparativement aux témoins. Un retard du développement sexuel des jeunes mâles et femelles a été observé dans le groupe recevant la dose élevée de citrate d'aluminium. Cet effet a été considéré comme lié au traitement, mais comme le poids corporel était également diminué, les auteurs n'ont pu conclure avec certitude que les effets sur le développement étaient secondaires à une diminution du poids corporel. Sur le plan du développement neuromusculaire, les chercheurs ont noté un déficit de la force de préhension des membres antérieurs et postérieurs et, dans une moindre mesure, de l'étalement de la patte chez les groupes exposés aux doses moyenne et élevée. Dans la présente évaluation, des données neuromusculaires individuelles ont été reçues et examinées par Santé Canada. Une réévaluation des données a confirmé un dysfonctionnement significatif dans les trois effets neuromusculaires chez la rate et un manque de force dans la préhension des membres postérieurs chez le rat. Comme le citrate d'aluminium se trouvait dans l'eau potable, la dose d'aluminium variait selon la quantité d'eau consommée. En général, les doses étaient à la concentration cible (ou légèrement inférieures) pendant la gestation, supérieures à la concentration cible pendant la lactation et inférieures à la concentration cible pendant le reste de l'étude. Bien que la réduction de la consommation d'eau ait influé sur l'apport d'aluminium dans les dernières étapes de l'étude et ait pu avoir introduit une confusion dans les résultats, l'effet sur la force de préhension était encore important chez les jeunes animaux lorsque l'exposition à l'aluminium était principalement in utero ou pendant la lactation, lorsque les rates recevaient des doses appropriées ou supérieures à la cible. D'après les observations cliniques, les changements biochimiques cliniques et les effets sur la physiopathologie rénale et la fonction neuromusculaire, les auteurs ont attribué une LOAEL de 100 mg Al/kg p.c. par jour (dose cible) et une NOAEL de 30 mg Al/kg p.c. par jour (dose cible).

Dans le cadre de l'étude de Martinez et coll. (2017b), les effets de faibles doses de chlorure d'aluminium sur la reproduction ont été étudiés chez des rats mâles. Dans cette étude non conforme aux lignes directrices de l'OCDE, les rats étaient répartis en deux groupes. Le premier groupe de rats était exposé pendant 60 jours à 1,5 et 8,3 mg Al/kg p.c. par jour sous forme d'AlCl₃‧6H20 dans l'eau potable (équivalent aux concentrations alimentaires chez l'humain), tandis que le second groupe était exposé pendant 42 jours à 100 mg Al/kg p.c. par jour sous forme de AlCl₃‧6H20 par gavage (un modèle de neurotoxicité reconnu). Quant aux effets sur la reproduction, l'exposition à l'aluminium a entraîné une diminution du nombre de spermatozoïdes, de la production quotidienne de sperme et de quantité de spermatozoïdes morphologiquement normaux. Une motilité réduite des spermatozoïdes et une altération de l'histologie des testicules ont également été observées. Aucun effet n'a été observé sur le nombre de spermatozoïdes ou sur la durée de transit dans l'épididyme ou la queue de ce dernier. En utilisant le même modèle d'étude, les auteurs ont également étudié les effets neurocomportementaux associés aux mêmes doses (Martinez et coll., 2017a). Aucun effet n'a été observé sur l'activité exploratoire/locomotrice (test en milieu ouvert), l'anxiété (test du labyrinthe en croix surélevé) ou le seuil de douleur (test de la plaque chaude). Cependant, l'exposition à de faibles doses d'aluminium ainsi qu'à la dose neurotoxique connue a entraîné une altération de la mémoire de reconnaissance dans le cadre du test de reconnaissance des objets. Dans l'étude de toxicité pour la reproduction, les effets observés à 8,3 mg Al/kg p.c. par jour étaient parfois plus importants et plus significatifs que les effets observés à la dose neurotoxique (100 mg Al/kg p.c. par jour). Bien que les auteurs affirment que d'autres études seront nécessaires pour expliquer ces résultats, ils laissent entendre que la dose n'est peut-être pas le déterminant le plus important de la toxicité de l'aluminium; les conditions d'exposition, les caractéristiques intrinsèques et individuelles, la distribution et la biodisponibilité dans le corps peuvent également être importantes. Dans les études sur le comportement neurologique et la reproduction, on a noté une augmentation des marqueurs du stress oxydatif en lien avec les effets, et on a souligné qu'il s'agissait d'un mécanisme d'action potentiel.

En fin d'analyse, l'étude de Poirier et coll. (2011) a été retenue comme l'étude la plus pertinente pour l'évaluation des risques. L'étude de Martinez et coll. (2017b) ait été bien menée et comportait un point de départ plus faible, mais des préoccupations ont été soulevées quant à l'ampleur des changements dans la qualité du sperme. Les changements étaient souvent plus faibles à la dose de 100 mg Al/kg p.c. par jour qu'à la dose de 8,3 mg Al/kg p.c. par jour, malgré la dose maximale élevée et l'exposition cumulative à la dose de 100 mg Al/kg p.c. par jour. Aucune explication scientifique n'a pu être fournie pour expliquer ce résultat inattendu. De plus, des facteurs d'incertitudes supplémentaires auraient dû être intégrés au calcul de la VBS, pour tenir compte de l'extrapolation d'une LOAEL à une NOAEL et d'une étude subchronique à une étude chronique. Ajouté aux facteurs d'incertitude associés à la variabilité interespèces et intraespèce, cela aurait conduit à un niveau d'incertitude trop élevé ne permettant pas de calculer une VBS. L'étude de Poirier et coll. (2011) inspire confiance, car il s'agit d'une vaste étude à l'aveugle spécifiquement conçue et entreprise pour répondre à des besoins de recherche déjà établis (JECFA, 2007). Elle a permis d'évaluer de multiples doses ainsi que de multiples paramètres d'évaluation liés à la toxicité pour le développement et à la neurotoxicité. Par ailleurs, l'étude a été menée conformément aux bonnes pratiques de laboratoire et aux lignes directrices de l'OCDE. La sélection de l'étude de Poirier et coll. (2011) est appuyée par JECFA (2012), qui a utilisé la même étude clé et le même point de départ pour calculer l'apport hebdomadaire tolérable provisoire d'aluminium dans l'alimentation. L'effet critique d'une diminution de la fonction neuromusculaire, et plus particulièrement d'une diminution de la force de préhension des membres antérieurs et postérieurs, a été utilisé dans une autre évaluation internationale (ATSDR, 2008) et est appuyé par des études antérieures. L'exposition de la mère à l'aluminium pendant la gestation et la lactation a toujours entraîné une diminution de la force de préhension chez les jeunes rongeurs (Donald et coll., 1989; Golub et coll., 1992a, 1995; Golub et Germann, 2001; Colomina et coll., 2005). Des études portant sur l'exposition des adultes à l'aluminium ont donné des résultats mitigés pour ce qui est de la force de préhension (Donald et coll., 1989; Golub et coll., 1992a, 1992b, 1995, 2000; Oteiza et coll., 1993; Drobyshev et coll., 2018).

3. Calcul de la valeur basée sur la santé

Comme dans le rapport d'Environnement Canada et de Santé Canada (2010), la neurotoxicité et la toxicité pour la reproduction et le développement sont considérées comme les effets critiques préoccupants dans la présente évaluation. Ces effets ont été observés chez diverses espèces (dont les humains), à des doses et selon des durées d'exposition variées, ainsi qu'au moyen de divers essais expérimentaux. Depuis la publication du rapport de 2010, plusieurs études clés robustes ont été publiées; ces études ont permis de combler des lacunes précédemment relevées dans les données (JECFA, 2007; Environnement Canada et Santé Canada, 2010). Comme nous l'avons déjà mentionné, l'étude de Poirier et coll. (2011) a été retenue comme pilier de l'évaluation actuelle des risques. La NOAEL de 30 mg Al/kg p.c. par jour établie par les auteurs repose sur une diminution proportionnelle à la dose des paramètres neuromusculaires (c.-à-d. étalement de la patte, force de préhension des membres antérieurs et postérieurs) ainsi que sur des observations cliniques, des modifications biochimiques cliniques et des effets sur la physiopathologie rénale. Des effets neuromusculaires ont déjà été observés chez des animaux jeunes et adultes ayant des points de départ similaires, et il est peu probable que les jeunes soient plus sensibles que les populations adultes (ATSDR, 2008).

Les composés d'aluminium en général ont une très faible biodisponibilité (~0,3 %) lorsqu'ils sont absorbés par l'eau potable. Dans l'étude de Poirier et coll. (2011), le citrate d'aluminium a été utilisé, car il est considéré comme le composé d'aluminium le plus soluble et le plus biodisponible (c.-à-d. disponible pour absorption par le tube digestif). Une valeur basée sur la santé établie à partir du point de départ du citrate d'aluminium est considérée comme prudente et protectrice de l'exposition à toutes les espèces d'aluminium, car elle suppose que la totalité de l'aluminium est sous la forme la plus biodisponible. Les facteurs modificateurs potentiels qui pourraient influer sur la biodisponibilité et la toxicité de l'aluminium chez les humains comprennent la forme chimique de l'aluminium, la présence d'autres constituants chimiques présents dans les aliments et les types de complexes que l'aluminium forme avec ces ligands alimentaires. Selon les matières présentes dans le tractus gastro-intestinal, l'absorption d'aluminium par voie orale peut varier selon un facteur de 10 simplement en fonction du type de complexe (ATSDR, 2008; AESA, 2008). Par exemple, l'absorption de l'aluminium peut augmenter en présence d'acides carboxyliques comme le citrate (naturellement présent dans de nombreux aliments et jus de fruits), mais peut diminuer en présence de composés contenant du silicone (probablement en raison de la formation d'hydroxyaluminosilicate insoluble).

La modélisation des données de la relation dose-réponse de l'étude de Poirier et coll. (2011) est jugée inappropriée, compte tenu du faible nombre de doses (pour les rats : deux doses en plus du témoin, étant donné le taux de mortalité élevé dans le groupe ayant reçu une dose élevée) et de la variabilité des doses entre les différentes étapes de l'étude (les doses reçues varient selon la consommation d'eau de l'animal). Par conséquent, les données ne se prêtent pas à des méthodes telles que la modélisation des doses de référence pour calculer le point de départ. La NOAEL de 30 mg/kg p.c. par jour a donc été retenue comme point de départ.

En utilisant la NOAEL de 30 mg/kg p.c. par jour, l'apport quotidien tolérable (AQT) pour l'aluminium est calculé comme suit :

Equation 1 - Équivalent textuel

L'AQT est 0,30 mg/kg p.c. par jour. Ceci est calculé par divisant 30 mg/kg p.c. par jour par le facteur d'incertitude de 100.

où :

• 30 mg/kg p.c. par jour est la NOAEL tirée de Poirier et coll. (2011), d'après les effets neuromusculaires (c.-à-d. un étalement de la patte et un déficit de la force de préhension des membres antérieurs et postérieurs à 100 mg/kg p.c. par jour); 
• 100 est le facteur d'incertitude, choisi pour tenir compte des variations entre espèces (×10) et des variations intraespèce (×10).

À l'aide de cet AQT, la VBS de l'aluminium dans l'eau potable est calculée comme suit :

Equation 2 - Équivalent textuel

Le VBS est 2,9 mg/L. Ceci est calculé par multipliant 0,30 mg/kg p.c. par jour par 74 kg, ensuite par 0,20. Ce produit est ensuite divisé par 1,53 L/jour.

où :

• 0,30 mg/kg p.c. par jour est l'AQT calculé ci-dessus;
• 74 kg est le poids corporel moyen d'un adulte (Santé Canada, en préparation);
• 0,20 est le facteur d'attribution pour l'eau potable. Étant donné que les aliments représentent la principale source d'exposition et que l'eau potable a peu contribué (0 à 4 % pour tous les groupes d'âge) à l'exposition totale à l'aluminium, une valeur plancher de 0,20 (20 %) a été appliquée. Une valeur plancher est utilisée, car l'application de facteurs d'attribution plus faibles produit des valeurs déraisonnablement basses, ce qui ne confère pas une protection accrue de la santé, vu que l'eau potable ne représente qu'une petite portion de l'exposition totale (c.-à-d. que le gain supplémentaire lié à la protection croissante est négligeable). (Krishnan et Carrier, 2013);
• 1,53 L par jour est le volume quotidien d'eau consommé par un adulte canadien (Santé Canada, en préparation). En raison de la faible volatilité et de la faible absorption cutanée de l'aluminium (Flarend et coll., 2001; Pineau et coll., 2012), il est peu probable que l'exposition à ce métal lors de la douche ou du bain soit importante. Par conséquent, une évaluation de l'exposition par plusieurs voies, telle que décrite par Krishnan et Carrier (2008), n'a pas été réalisée.

4. Considérations liées à l'analyse et au traitement

4.1 Méthodes d'analyse utilisées pour déceler l'aluminium

4.1.1 Méthodes normalisées

Les méthodes normalisées qui permettent de déceler l'aluminium total dans l'eau potable et leurs limites de détection (LDM) respectives sont résumées au tableau 4. Les LDM dépendent de la matrice de l'échantillon, des instruments et des conditions de fonctionnement choisies. Elles varient d'un laboratoire à l'autre. Les tests visant l'aluminium devraient être effectués selon les directives de l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné. Les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient confirmer que les limites de détection déclarables sont suffisamment basses pour permettre une quantification précise à des concentrations inférieures à la CMA et à la valeur opérationnelle recommandée (VOR).

4.1.2 Analyseurs colorimétriques en ligne et portatifs

Il existe des analyseurs commerciaux en ligne et portatifs qui permettent de quantifier l'aluminium dissous dans l'eau de la source d'approvisionnement et l'eau potable. L'analyse est généralement basée sur la méthode SM 3500-Al E (APHA et coll., 1995) ou SM 3500-Al B (APHA et coll., 2017). Il faut acidifier l'échantillon avant l'analyse pour mesurer l'aluminium total. Certains analyseurs en ligne disposent d'une unité de digestion permettant de mesurer l'aluminium dissous et total. Ces analyseurs peuvent servir à obtenir une indication rapide ou continue (modèles en ligne uniquement) des variations de concentration d'aluminium, lesquelles sont cruciales pour la surveillance des procédés dans les stations de traitement d'eau (Haught et Fabris, 2002).

En général, les méthodes commerciales en ligne permettent de mesurer des concentrations d'aluminium entre 5 µg/L et 1 500 µg/L. Une dilution est nécessaire pour les concentrations plus élevées. Les limites de détection vont de 1 µg/L à 10 µg/L. Pour mesurer avec précision la concentration d'aluminium à l'aide de ces analyseurs, les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient élaborer un programme d'assurance et de contrôle de la qualité (AQ/CQ) comme ceux décrits dans le document SM 3020 (APHA et coll., 2017). De plus, il est recommandé de vérifier périodiquement les résultats à l'aide d'un laboratoire accrédité. Les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient vérifier auprès de l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné si les résultats de ces analyseurs peuvent être utilisés pour produire des rapports de conformité.

4.1.3 Conservation et préparation des échantillons

L'aluminium total comprend la fraction dissoute et la fraction particulaire (en suspension) de l'aluminium dans un échantillon d'eau. Il est analysé à l'aide de méthodes de récupération de l'aluminium total. Il faut analyser l'aluminium total pour permettre sa comparaison avec la CMA et la VOR. Il peut être nécessaire de déterminer la concentration des fractions dissoutes et particulaires lors d'essais en laboratoire ou d'essais-pilotes ou pour surveiller le procédé (voir la section 4.2.1.1).

Les considérations relatives au traitement des échantillons pour l'analyse de l'aluminium dans l'eau potable se trouvent dans les références énumérées au tableau 4. La quantification précise de l'aluminium dissous, particulaire et total dans les échantillons dépend des étapes de conservation et de traitement des échantillons. La méthode SM 3030B fournit des directives sur la filtration et la préservation (acidification) en vue d'une détermination des métaux dissous ou particulaires (APHA et coll., 2017). Il est important de noter que pour déterminer les concentrations d'aluminium dissous, les échantillons devraient être filtrés, et le filtrat devrait être acidifié à un pH < 2 au moment de la collecte (pas au laboratoire). Si c'est impossible, les échantillons devraient être recueillis dans une bouteille sans agent de conservation, refroidis à 4 °C et remis au laboratoire sans délai pour être filtrés et acidifiés (APHA et coll., 2017). La distinction entre les fractions dissoutes et particulaires d'un échantillon dépend du type de filtre et de la taille des pores. Par conséquent, les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable qui peuvent observer des particules ou des colloïdes plus petits présents dans l'eau devraient évaluer si la taille standard du filtre (membrane avec pores de 0,4-0,45 µm de diamètre) convient.

Les méthodes EPA 200.7 et 200.8 et SM 3111D, SM 3113B, SM 3120B n'exigent pas de digestion acide à chaud pour les métaux récupérables totaux, à moins que la turbidité de l'échantillon soit supérieure à une (1) unité de turbidité néphélométrique (UTN). L'APHA et coll. (2017) recommande de vérifier s'il y a eu récupération adéquate des métaux dans différentes matrices d'échantillons par une comparaison des échantillons digérés et non digérés. La digestion assistée par micro-ondes (SM 3030K) est recommandée pour l'analyse des métaux récupérables totaux à l'aide de méthodes standards par spectrométrie de masse à plasma à couplage inductif.

4.2 Considérations relatives au traitement

La forme d'aluminium (p. ex. particulaire ou dissoute) dépend de nombreux paramètres environnementaux, dont le pH, la température, la MON et la présence de ligands inorganiques comme le fluorure, le sulfate, le silicate et le phosphore (Environnement Canada et Santé Canada, 2010). L'aluminium est fortement insoluble dans la plage de pH voisine du point neutre (Appelo et Postma, 1996). Selon les conditions de qualité de l'eau, divers précipités chimiques peuvent se former, notamment de l'oxyde, de l'hydroxyde, du silicate et du phosphate (Snoeyink et coll., 2003; Friedman et coll., 2010). Dans des conditions de pH faible ou élevé, la plupart des formes d'aluminium deviennent très solubles.

La solubilité de l'aluminium varie également selon la température. Dans le cas du sulfate d'aluminium (alun), le pH de solubilité minimale se situe à 6,2 à 20 °C et passe à 6,7 à 5 °C (voir figure 1). Au pH de solubilité minimale, on s'attend à des concentrations d'aluminium soluble de 0,005 mg/L à 0,014 mg/L (-6,7 M et -6,3 M, respectivement, à la figure 1). Ce taux augmente considérablement pour atteindre 27 mg/L à un pH de 9,7 et une température de 20 °C (-3 M) (Van Benschoten et coll., 1992).

Dans le cas des formes préhydrolysées d'aluminium (p. ex., chlorure de polyaluminium; PACl), le pH de solubilité minimale d'un coagulant à basicité élevée se situe à 6,4 à 20 °C et passe à 6,9 à 5 °C (voir figure 2). Par conséquent, les coagulants PACl peuvent généralement être utilisés à des pH plus élevés (Pernitsky, 2003) et dans un plus large intervalle de température, à des doses de coagulant plus faibles (Matilainen et coll., 2010). Cependant, à des valeurs de pH inférieures au pH de solubilité minimale, les concentrations d'aluminium dissous augmentent beaucoup plus rapidement que celles de l'alun (Pernitsky et Edzwald, 2006). Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable qui utilisent des coagulants à basicité moyenne, de chlorohydrate d'aluminium, de sulfate de polyaluminum ou de polyaluminium-silicate-sulfate devraient consulter les courbes de solubilité de Pernitsky et Edzwald (2003) concernant l'effet du pH. Les formes préhydrolysées d'aluminium (p. ex. les coagulants à base de polyaluminium) sont préneutralisées et donc moins acides. La basicité, qui est normalement fournie, donne une indication du degré de « neutralisation par l'acide » du coagulant. Par exemple, un produit qui présente une basicité de 50 % est préneutralisé à 50 % par rapport à l'alun. Cela peut s'avérer important quand un ajustement du pH est envisagé après la coagulation pour maintenir la qualité de l'eau dans le réseau de distribution (voir sections 4.3 et 5).

Les courbes de solubilité présentées sur les figures 1 et 2 ont été élaborées au moyen de la thermodynamique chimique et vérifiées à l'aide des données expérimentales de Pernitsky et Edzwald (2003, 2006) et de Van Benschoten et Edzwald (1990a). Les figures montrent la concentration résiduelle d'aluminium à l'équilibre avec le précipité amorphe d'Al(OH)₃ durant la coagulation. Les conditions au-dessus de la courbe indiquent une sursaturation et celles en dessous de la courbe montrent une sous-saturation.

La solubilité de l'aluminium dans les eaux naturelles n'a pas nécessairement le même comportement que celui prédit sur les figures 1 et 2; les concentrations d'aluminium inférieures à celles prédites sont indiquées (Kimura et coll., 2013). Par conséquent, les courbes de solubilité comme celles présentées sur les figures 1 et 2 ont été élaborées pour les eaux naturelles, afin de montrer que la coagulation optimale (en lien avec la turbidité, les matières organiques naturelles et la concentration résiduelle d'aluminium) se produit dans l'intervalle de pH de solubilité minimale (Driscoll et Letterman, 1988, 1995; Jekel et Heinzmann, 1989; Halton, 2001; AWWA, 2011a; Santé Canada, 2018a). Les intervalles de pH optimaux, tel qu'ils figurent dans la littérature scientifique, sont résumés dans le tableau 5.

Ainsi, le pH et la température auront une forte influence sur la concentration d'aluminium dans l'eau traitée et potentiellement sur les dépôts et l'accumulation d'aluminium dans les réseaux de distribution.

Figure 1 - Équivalent textuel

Un graphique qui montre la solubilité de l'alun. L'axe vertical gauche indique la concentration en aluminium sur une échelle de log en moles allant de -8 à 0 et l'axe vertical à droite l'axe horizontal indique un pH allant de 4 à 10. La courbe de solubilité a la forme d'une parabole avec le point de solubilité minimale à la base. Le côté gauche de la parabole se soulève sur une pente de 2,5% et le côté droit sur une pente de 2. Deux courbes de solubilité sont fournies - une pour 20 ° C avec la base à pH 6,2 et une pour 5 ° C décalée vers la droite avec la base à pH 6,7.

Figure 2 - Équivalent textuel

Un graphique qui montre la solubilité du chlorure de polyaluminium. L'axe vertical gauche indique la concentration en aluminium sur une échelle de log en moles allant de -8 à 0 et celle de droite en mg/L. L'axe horizontal indique un pH allant de 4 à 10. La courbe de solubilité a la forme d'une parabole avec le point de solubilité minimale à la base. Le côté gauche de la parabole augmente fortement avec une pente de 7 tandis que le côté droit augmente plus progressivement avec une pente de 3. Deux courbes de solubilité sont fournies - une pour 20 ° C avec la base à pH 6,4 et une pour 5 ° C décalée à droite avec la base à pH 6,9.

Il est important de réduire au minimum la concentration d'aluminium dans l'eau traitée, car elle peut avoir une incidence sur la qualité de l'eau :

• des concentrations d'aluminium dépassant la CMA ont été enregistrées. Kim et coll. (2011) ont mesuré des concentrations d'aluminium dissous de l'ordre de 2 à 7 mg/L entre des pH 9 et 10 lors d'essais de dissolution par lots réalisés sur des produits de corrosion provenant d'une conduite en plomb. Cantwell et coll. (2012) ont enregistré des concentrations d'aluminium total de 1,060 à 4,610 μg/L entre des pH de 7,1 et 7,6 lors d'une étude sur un circuit en boucle menée sur 8 mois à l'aide de conduites de service en plomb prélevées dans le réseau de distribution. Locco et coll. (2018) ont enregistré des concentrations d'aluminium total comprises entre 0,423 et 5,85 mg/L et entre 1,64 et 38,2 mg/L lors de la réalisation d'essais pilotes avec des vitesses de rinçage unidirectionnel respectives de 0,7 m/s et 1,3 m/s. Ces études montrent que l'aluminium peut s'accumuler dans le réseau de distribution et être libéré dans certaines conditions. Le tableau 2 confirme la présence de concentrations dans l'eau potable supérieures à la CMA. Bien que les conditions d'échantillonnage n'aient pas été fournies par les provinces et territoires, les valeurs maximales observées dans les eaux de surface municipale (traitée ou distribuée) et non municipale (habituellement l'eau souterraine non traitée) étaient supérieures à la CMA pour certains secteurs de compétence;
• les précipités d'aluminium peuvent piéger et protéger les microorganismes, ce qui peut nuire à l'efficacité des procédés de désinfection à l'usine de traitement et dans le réseau de distribution (Letterman et Driscoll, 1988);
• les précipités d'aluminium dans le réseau de distribution peuvent influencer les concentrations de plomb et de cuivre (Kvech et Edwards, 2001), adsorber et libérer l'arsenic et le chrome (Kim et coll., 2011) et servir de puits d'accumulation pour d'autres contaminants (Snoeyink et coll., 2003; Friedman et coll., 2010);
• les précipités d'aluminium peuvent adsorber ou coprécipiter le plomb et le cuivre, contribuant ainsi à la coaccumulation et au risque de relargage de particules de plomb et de cuivre (Cantwell et coll., 2012; Knowles et coll., 2015; Cantor, 2017);
• l'hydroxyde d'aluminium a une forte affinité pour le manganèse à un pH > 7,5 (Wang et coll., 2012a);
• l'aluminium peut perturber l'efficacité des stratégies de luttre contre de la corrosion du plomb et du cuivre, entraînant ainsi la passivation des orthophosphatesen empêchant la formation de la couche de dépôts protecteurs (AWWA, 2011b; Wasserstrom et coll., 2017).

La précipitation de l'aluminium dans le réseau de distribution peut également occasionner des problèmes opérationnels :

• diminution de la capacité de charge des conduites principales et perte de pression associée, ou augmentation des coûts de pompage (Baylis, 1953; Hudson, 1966; Cooper and Knowles, 1975; Foley, 1980; Costello, 1984; Kriewall et coll., 1996; Grigg, 2010); une fine couche de dépôts d'aluminium suffit à réduire considérablement la capacité de transport (Hudson, 1966);
• dépôts d'aluminium sur les compteurs d'eau, provoquant leur mauvais fonctionnement, ainsi que dans les conduites de service, ce qui entraîne une faible pression dans le réseau domestique (Halton, 2001);
• eau d'apparence trouble ou colorée (p. ex. eau « laiteuse » ou « trouble ») (Costello, 1984; NHMRC and NRMCC, 2011; Dietrich, 2015; Locco et coll., 2018).

À des concentrations élevées (5 à 6 mg/L), l'aluminium peut conférer un goût désagréable à l'eau, et à des concentrations très élevées (100 à 500 mg/L), l'eau peut donner la sensation d'être « collante » (Hrudey et Hrudey, 2014). Des concentrations élevées et très élevées ont été observées à la suite d'accidents dans des stations de traitement de l'eau à grande échelle qui utilisaient des coagulants à base d'aluminium (Lowermoor Incident Health Advisory Group, 1989; DWQR, 2011; UK Committee on Toxicology, 2013) d'où la nécessité de procédures d'exploitation normalisées, d'alarmes et de mécanismes d'enclenchement, ainsi que de plans d'urgence lorsque des produits chimiques sont utilisés pour le traitement de l'eau.

4.2.1 Traitement à l'échelle municipale

La seule technique de traitement efficace connue pour contrer l'aluminium naturellement présent dans l'eau des sources d'approvisionnement est la coagulation. Ce traitement fait appel à une technologie complexe qui n'est généralement pas utilisée dans les petits systèmes et les sources d'approvisionnement en eau souterraine. Dans les situations où l'enlèvement de l'aluminium est nécessaire et où la coagulation n'est pas possible, il faut communiquer avec l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné pour discuter des solutions possibles.

Lorsque la coagulation est utilisée, le choix du coagulant dépendra des caractéristiques de l'eau à traiter (p. ex. le pH et l'alcalinité), du potentiel de corrosion (p. ex. des variations du rapport de masse chlorures sulfates), des effets secondaires liés à la manipulation des résidus de procédé (p. ex. les eaux de lavage) et de la faisabilité économique. Les choix de coagulants disponibles (p. ex. les coagulants à base d'aluminium et de fer, les polyélectrolytes organiques, les coagulants composites et les coagulants de dernière génération ) sont présentés ailleurs (AWWA, 2011a; MWH, 2012; Sillanpää et Matilainen, 2015; Sillanpää et coll., 2018).

La coagulation a de multiples objectifs; pour obtenir des conditions de coagulation optimale, il faut respecter une dose de coagulant et un pH qui :

• maximisent l'élimination de la turbidité (particules) par des procédés en aval;
• maximisent l'élimination de la MON (précurseurs de sous-produits de désinfection);
• minimisent la quantité de résidus de coagulant dans l'eau traitée.

Ainsi, la coagulation devrait être envisagée comme un processus « intégré » qui tient compte de la turbidité, de la MON et du coagulant résiduel, quelles que soient les conditions de qualité de l'eau (Eikebrokk, 1996). Il est important de noter que pour de nombreuses sources d'approvisionnement en eau, le dosage du coagulant est déterminé ou influencé par la MON plutôt que par la turbidité (p. ex. les particules). Dans les conditions de pH de la plupart des sources d'eau (pH compris entre 6 et 8), la MON et les particules portent une charge négative qui devient encore plus négative lorsque le pH augmente. Cependant, la charge négative de la MON est habituellement comprise entre 5 et 15 µeq/mg de carbone, alors que celle des particules varie entre 0,05 et 0,5 µeq/mg de particules en fonction du type de particules (Edzwald, 1993). Pernitsky et Edzwald (2006) ont évalué la charge des fractions de MON et de particules de diverses sources d'eau typiques de l'Amérique du Nord. Les auteurs ont observé dans la plupart des cas que la charge des particules était < 1 µeq/L, tandis que la charge de la MON était 7 à 50 fois supérieure à celle des particules, selon la concentration et de nature de la MON. Le tableau 6 compare les doses de coagulant nécessaires pour neutraliser la charge négative de sources d'eau typiques. Des conseils supplémentaires concernant la MON sont fournis à la section 4.2.1.1 du présent document et dans le Document de conseils sur la matière organique naturelle dans l'eau potable (Santé Canada, 2020a).

Il est essentiel de mener des études de traitabilité propre à la source d'eau, comprenant des essais en laboratoire et des essais-pilotes, pour choisir des stratégies efficaces, quelles que soient les conditions de qualité de l'eau (Valade et coll., 2009; Huck et Sozański, 2011). Bien que certains coagulants offrent une fenêtre opérationnelle large en ce qui concerne le pH, il est à noter que pour tous les coagulants à base de sels de métaux, le pH associé à une solubilité minimale augmente lorsque la température diminue (Pernitsky, 2003). Par conséquent, les études de traitabilité devraient être réalisées en eau froide (< 10 °C) et en eau tiède (> 10 °C). Le choix du coagulant peut s'avérer important en eau froide, lorsque la vitesse de coagulation est faible (Driscoll et Letterman, 1988; Pernitsky et Edzwald, 2006; AWWA, 2011c). Les responsables de systèmes d'approvisionnements en eau potable peuvent exiger des changements saisonniers (p. ex. l'ajustement du pH) pour gérer les effets de la température et traiter l'eau de manière efficace tout au long de l'année. L'absence d'étude de traitabilité propre à la source d'eau peut conduire à un choix de traitement inadéquat, à une augmentation du potentiel de corrosion ou à d'autres conséquences inattendues.

4.2.1.1 Utilisation de coagulants à base d'aluminium

Lorsqu'on ajoute des coagulants à base d'aluminium dans l'eau, il se produit des réactions chimiques avec les particules ainsi qu'avec la matière organique naturellement présente dans l'eau de la source d'approvisionnement. La matière organique agit comme un ligand qui crée des complexes à partir des ions d'aluminium chargés positivement, ce qui augmente la quantité de coagulant nécessaire pour obtenir la floculation (Edzwald et Haarhoff, 2012). Si la dose de coagulant est insuffisante pour compenser ce phénomène, des complexes aluminium-MON se forment et subsistent sous forme dissoute ou colloïdale. Ces complexes ne s'intègrent pas aux précipités filtrables et passent donc à travers les filtres, ce qui se traduit par une quantité élevée de résidus d'aluminium dans l'eau traitée et une élimination sous-optimale des particules (Jekel et Heinzmann, 1989; Edzwald et Van Benschoten, 1990; Van Benschoten et Edzwald, 1990a; Srinivasan et coll., 1999; Edzwald et Kaminski, 2009). La dose de coagulant doit être augmentée pour permettre aux complexes aluminium-MON sous forme dissoute ou colloïdale de former des flocs filtrables (Srinivasan et coll., 1999; Halton, 2001; Pivokonsky et coll., 2006; Yan et coll., 2008). Autrement, un coagulant complémentaire peut être ajouté (Logsdon et coll., 2002; Pernitsky, 2019). Il est important de noter que certaines fractions de MON ne peuvent pas être éliminées par coagulation, quels que soient le pH ou la dose de coagulant. D'autres options de traitement de ces fractions sont décrites dans le Document de conseils sur la matière organique naturelle dans l'eau potable (Santé Canada, 2020a).

Dans des conditions acides, le surdosage peut aussi faire augmenter la concentration d'aluminium résiduel (Van Benschoten et Edzwald, 1990a). Les changements de pH et de température peuvent aussi causer la précipitation posttraitement de particules causant de la turbidité, ainsi que le dépôt et l'accumulation de particules dans les réseaux de distribution (Snoeyink et coll., 2003; Pernitsky et Edzwald, 2006).

L'étude d'échantillons d'eau brute et d'eau traitée prélevés par paire dans des stations de traitement des eaux de surface de trois provinces (Nouvelle-Écosse, Manitoba, Alberta) a révélé une diminution des concentrations d'aluminium dans 70 à 82 % des échantillons. Les concentrations dans l'eau traitée tendaient à augmenter lorsque les concentrations d'aluminium dans l'eau brute étaient faibles (voir le tableau 7). Ces hausses de concentration illustrent clairement les effets d'une coagulation inadéquate sur les résidus d'aluminium et la possibilité que les concentrations dans l'eau traitée dépassent la CMA, mais l'utilisation d'autres produits chimiques de traitement de l'eau pourrait avoir contribué à cette augmentation (voir la section 4.2.1.3). La diminution des concentrations donne une indication des faibles concentrations (0,010-0,032 mg/L) pouvant être obtenues.

Un examen de 10 études de cas en grandeur réelle a permis d'évaluer la concentration résiduelle d'aluminium pouvant être obtenue dans les plages de températures observées au Canada (Santé Canada, 2018a). Les résultats, résumés au tableau 8, montrent que les stations de traitement de l'eau qui ajoutent des coagulants à base d'aluminium peuvent obtenir des concentrations dépassant parfois 0,100 mg/L, que l'eau soit froide ou chaude, lorsque le pH n'est pas ajusté de façon saisonnière. Les stations qui pratiquent la coagulation à pH acide ont tendance à présenter des concentrations d'aluminium plus élevées dans l'eau froide, car c'est dans ces conditions qu'elles opèrent le plus éloigné du point de solubilité minimale (voir les figures 1 et 2). Inversement, les stations qui pratiquent la coagulation à pH alcalin présentent généralement des concentrations d'aluminium plus élevées dans les conditions d'eau tiède, car c'est dans ces conditions qu'elles opèrent au point le plus éloigné du point de solubilité minimale. D'autres publications scientifiques ont présenté des conclusions similaires (Van Benschoten et Edzwald, 1990b; Anderson et coll., 1998; Halton, 2001; Kundert et coll., 2004). De plus, les stations de traitement de l'eau dont la teneur en MON variait, ont observé des concentrations élevées en résidus d'aluminium, en raison d'une dose insuffisante de coagulant. L'augmentation de la dose de coagulant a réduit les concentrations résiduelles d'aluminium de 0,16 à 0,50 mg/L à 0,06 à 0,07 mg/L. (Srinivasan et coll., 1999; Anderson et coll., 2017; Santé Canada, 2018a).

Une maîtrise stricte du pH et un dosage adéquat du coagulant sont nécessaires pour réduire au minimum les concentrations résiduelles d'aluminium dans l'eau traitée (Driscoll et Letterman, 1995). La surveillance du courant d'écoulement ou du potentiel zêta peut aider à déterminer si des conditions de coagulation optimales existent (Morfesis et coll., 2009; AWWA, 2011c; Kundert et coll., 2014; McVicar et coll., 2015; Pernitsky, 2019). Des éliminations maximales de la turbidité et de la MON ont été observées lorsque la charge des particules du coagulant est quasi neutre (Sharp et coll., 2006; Sharp, 2015). Une filtration inefficace peut aussi se traduire par des concentrations résiduelles d'aluminium élevées (Driscoll et Letterman, 1988). Par conséquent, pour optimiser la coagulation, il est conseillé de fixer un objectif de turbidité de l'eau filtrée de 0,1 UTN afin de réduire au minimum la présence de résidus d'aluminium. (Jekel et Heinzmann, 1989; Van Benschoten et coll., 1992).

Des Jar tests peuvent s'avérer une utiles pour optimiser le processus de coagulation et tester d'autres coagulants et floculants (AWWA, 2011c). Lors de Jar-Tests, l'ensemble des paramètres de la coagulation – turbidité (particules), MON (précurseurs des sous-produits de désinfection) et résidus de coagulant – devraient être pris en compte. Parmi les autres paramètres permettant de mesurer la MON figurent notamment le carbone organique dissous ou total, l'absorbance aux rayonnements ultraviolets à 254 nm (UV254) et le potentiel de formation de sous-produits de la désinfection (Santé Canada, 2020a). L'aluminium total et dissous devrait être mesuré, car les mesures de turbidité ne fournissent pas de renseignements sur l'aluminium soluble.

Il est possible que les flocs ne décantent pas durant les Jar-Tests, car des études indiquent que les flocs de MON de faible densité ont plutôt tendance à flotter qu'à décanter (Plummer et coll., 1995; Edzwald et Kelley, 1998; Edzwald et coll., 1999, 2000, 2003; Harrington et coll., 2001; Edzwald, 2010; Gregory et Edzwald, 2011). Par conséquent, il peut s'avérer nécessaire d'utiliser un protocole de Jar-Test comprenant une étape de clarification, telle que la flottation par air dissous (AWWA, 2011c) ou l'utilisation de matériaux de lestage (Lapointe et Barbeau, 2019).

La surveillance de l'aluminium résiduel devrait inclure les concentrations d'aluminium total et d'aluminium dissous. L'aluminium dissous fournit une indication de l'adéquation du pH de coagulation, tandis que l'aluminium particulaire indique l'efficacité des opérations de filtration. Dans ce cas et pour les essais en laboratoire et les essais-pilotes, il est acceptable de considérer que l'aluminium particulaire résulte de la différence entre l'aluminium total et l'aluminium dissous.

Il est important de noter que le sous-dosage de coagulant peut détériorer fortement la capacité d'élimination des agents pathogènes (Huck et coll., 2001) et peut avoir l'effet opposé à celui attendu (c.-à-d. une augmentation de la concentration résiduelle d'aluminium) (MWH, 2012). Il est donc essentiel que les efforts visant à réduire au minimum les concentrations résiduelles d'aluminium ne compromettent pas l'efficacité de la capacité d'élimination des agents pathogènes ou de l'enlèvement de la MON (c.-à-d. les précurseurs de sous-produits de désinfection).

Après traitement, le pH devrait être mesuré de nouveau et ajusté en conséquence pour qu'il ait une valeur acceptable, de manière à réduire au minimum la corrosion et à maintenir une stabilité chimique dans le réseau de distribution (voir section 4.3) (Santé Canada, 2015).

4.2.1.2 Orthophosphate

L'ajout d'orthophosphate après l'ajout de coagulant, durant le mélange rapide ou juste avant la filtration, s'est avéré être une stratégie possible pour diminuer les résidus d'aluminium, ce composé pouvant former des précipités d'aluminium-phosphate qui peuvent être éliminés par filtration (Frommel et coll., 2004; Wang et coll., 2012b; Santé Canada, 2018a). Cette méthode peut générer des réactions chimiques concurrentes durant le traitement de l'eau. Selon les conditions de qualité de l'eau, des précipités de-phosphate se forment et entraînent une perte de l'orthophosphate limitant la corrosion ou le phosphore introduit une charge négative dans les flocs d'hydroxyde d'aluminium, ce qui nuit à la filtration. Les réactions dépendent du pH et seront donc propres à la source (Edzwald, 2018).

Les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable évaluant le bien-fondé de l'utilisation d'orthophosphate devraient déterminer si les faibles quantités d'aluminium résiduel sont le résultat d'une diminution du pH causée par l'ajout de phosphore (p. ex. si un autre produit chimique d'ajustement du pH produirait le même résultat). Cela leur permettra de réaliser une analyse coûts-avantages tout en tenant compte des mises en garde figurant dans la littérature (voir ci-dessous).

Il est recommandé de faire preuve de prudence lorsqu'on utilise de l'orthophosphate pour contrôler la corrosion, car l'aluminium peut perturber la passivation du plomb (Cantor, 2017). Les modèles théoriques de solubilité du système carbonate de plomb-orthophosphate supposent généralement la formation d'hydroxypyromorphite (Pb5(PO4)3OH), mais l'orthophosphate peut précipiter avec l'aluminium résiduel (de 29 à 110 μg/L dans cette étude), formant des dépôts poreux riches en aluminium et en phosphore qui adhèrent mal aux surfaces des conduites et ne freinent pas efficacement la libération de plomb (Wasserstrom et coll., 2017). Cantor (2017) a examiné des stratégies de contrôle de la corrosion utilisant du phosphate dans 12 systèmes municipaux et non municipaux d'approvisionnement en eaux souterraines et de surface, et a constaté une forte corrélation entre les particules d'aluminium et le relargage de particules de plomb et de cuivre. Les précipités de phosphate d'aluminium peuvent également contribuer aux dépôts présents dans le réseau de distribution (voir la section 4.3), à la turbidité et à une coloration blanc laiteux au point d'utilisation. Une concentration maximale cible d'aluminium de 0,050 mg/L est recommandée au point d'entrée du réseau de distribution et dans ce dernier afin d'éviter ces problèmes (AWWA, 2011b).

4.2.1.3 Utilisation de produits chimiques certifiés à teneur minimale en aluminium

Santé Canada a commandé une étude visant à déterminer la contribution potentielle de cinq types de produits chimiques offerts dans le commerce et certifiés selon la norme 60 (NSF International (NSF)/American National Standards Institute (ANSI)/National Standard of Canada (CAN)) à l'aluminium présent dans l'eau potable, étude qui a fait l'objet d'un rapport (NSF/ANSI/CAN, 2018)). Les produits chimiques commercialisés suivants ont été évalués : sulfate d'ammonium (chloramination), hypochlorite de calcium (désinfectant), hydroxyde de calcium (ajustement du pH), oxyde de calcium (ajustement du pH) et silicate de sodium (contrôle de la corrosion). Les données ont été compilées à partir des évaluations de certification des produits et de la surveillance continue exercée entre 2016 et 2017 (NSF, 2018).

Les concentrations d'aluminium mesurées dans les types de produits chimiques sont résumées au tableau 9. À partir de ces résultats, il est possible d'estimer la quantité d'aluminium ajoutée à l'eau potable à la concentration maximale d'utilisation du produit (c.-à-d. la concentration normalisée). Ces résultats normalisés sont résumés au tableau 10. Il importe de noter qu'il s'agit de concentrations estimatives et non de concentrations exactes mesurées dans l'eau potable traitée.

Un examen des données du tableau 10 indique qu'une installation qui utilise de l'hydroxyde de calcium et du silicate de sodium pourrait ajouter jusqu'à 51 μg/L d'aluminium dans l'eau potable. Bien que ces valeurs soient considérablement inférieures à la concentration permise pour un seul produit, en l'occurrence l'aluminium, par la norme NSF/ANSI/CAN 600 (2019a), elles peuvent entraîner une accumulation d'aluminium dans le réseau de distribution (voir section 4.3). Afin de réduire au minimum la quantité d'aluminium ajoutée à l'eau traitée, la concentration en aluminium et la dose maximale prévue qui seront appliquées à l'installation de traitement devraient être prises en compte lors du choix du produit chimique. Il est nécessaire de connaître la concentration en aluminium des produits chimiques lors de leur choix, car l'aluminium n'est généralement pas analysé par des organismes certificateurs dans le cadre d'évaluations de la certification des produits ou de la surveillance continue (Randall, 2020).

4.2.1.4 Autres options de traitement pour l'aluminium d'origine naturelle

Il existe peu d'études publiées sur les technologies autres que la coagulation pour l'enlèvement de l'aluminium d'origine naturelle. On sait que l'aluminium encrasse les membranes d'osmose inverse (Allenby, 2004), les résines d'échange de cations doivent être modifiées et utilisées à un pH extrêmement bas (Vanloot et coll., 2007), l'adoucissement par la chaux peut augmenter les concentrations d'aluminium (Reijnen et coll., 1991; Alabdula'aly, 1998; Kettunen et Keskitalo, 2000; AWWA, 2011b) et les oxydants chimiques tels que le chlore sont inefficaces, car l'état d'oxydation de l'aluminium ne change pas (Edzwald, 2018). D'après les données d'occurrence présentées dans le tableau 2, les concentrations au 90e centile sont inférieures à la CMA, tandis que certaines valeurs maximales sont supérieures à celle-ci. Pour les sources dont les concentrations d'aluminium sont supérieures à la CMA, une évaluation au site serait nécessaire pour déterminer la solution de traitement la plus appropriée si la coagulation n'est pas réalisable. Il est essentiel de réaliser des essais pilotes pour s'assurer que la source d'approvisionnement en eau peut être traitée avec succès. À défaut, on peut utiliser une autre source sûre d'approvisionnement d'eau potable.

4.2.1.5 Utilisation de l'alumine activée

Les installations qui utilisent de l'alumine activée pour éliminer d'autres contaminants, comme l'arsenic ou les fluorures, devraient savoir que les concentrations d'aluminium total augmentent généralement après traitement (Bellen et coll., 1985; Simms et Azizian, 1997; Wang et coll., 2000; Lipps et coll., 2006; Valigore et coll., 2007, Westerhoff et coll., 2008; George et coll., 2010). Des concentrations supérieures à la CMA et à la VOR ont été enregistrées dans des études à grande échelle, comme le montre le tableau 11. AWWA (2011a) suggère d'ajuster le pH et de l'établir entre 5.5 et 6 afin de maximiser la capacité adsorption du lit d'alumine activée. Cependant, ce pH faible peut augmenter la solubilité de l'aluminium et se traduire par des concentrations élevées de ce dernier (voir figures 1 et 2). En revanche, Valigore et coll. (2007) ont montré que la quantité d'aluminium ajoutée à l'eau traitée pouvait être maintenue à une valeur faible proche du pH neutre (c.-à-d. proche du pH de solubilité minimale) (voir tableau 11). De plus, Hao and Huang (1986) ont souligné que le pH jouait un rôle dans la dissolution du média à base d'alumine activée. Des concentrations élevées d'aluminium ont été mesurées dans les deux études à grande échelle décrites dans le tableau 11 après la régénération ou remplacement du média (voir remarques associées au tableau).

Étant donné que le pH influe sur la libération d'aluminium provenant du support d'alumine activée, il est important de choisir un pH approprié qui tient compte à la fois du contaminant à éliminer et de la quantité d'aluminium ajoutée à l'eau traitée (EFSA, 2006; George et coll., 2010). De plus, un support approprié devrait être choisi pour réduire au minimum la concentration résiduelle d'aluminium (EFSA, 2006). Les installations utilisant de l'alumine activée pour le traitement de l'eau potable devraient acheter un média certifié conforme à la norme NSF/ANSI/CAN 61 (2019b) et exiger des données de lessivage de l'aluminium dans le cadre du processus d'achat (Randall, 2020).

Les études à grande échelle présentées dans le tableau 11 montrent qu'en moyenne la VOR peut être atteinte. En outre, des études à grande échelle et des études-pilotes indiquent que les concentrations d'aluminium total maximales pouvaient être maintenues en dessous de 0,100 mg/L si le pH était proche de la neutralité (Simms et Azizian, 1997; Valigore et coll., 2007). Cependant, certains chercheurs ont observé que, selon le pH et la concentration en fluorures, des complexes de fluorures d'aluminium pouvaient se former, ce qui se traduisait par des concentrations d'aluminium élevées (Hao et Huang, 1986; George et coll., 2010). Par conséquent, l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné devrait être consultée pour qu'elle confirme les exigences qui s'appliqueront aux installations utilisant de l'alumine activée. Les exigences en matière surveillance du contaminant à éliminer et de l'aluminium résiduel devraient également être fixées.

Il est essentiel de réaliser des essais en laboratoire et des essais-pilotes pour s'assurer que la source d'eau peut être correctement traitée et réduire au minimum les concentrations résiduelles d'aluminium. La régénération du média devrait tenir compte du contaminant à éliminer et de la concentration en aluminium (George et coll., 2010). La manipulation et l'élimination des résidus générés par les procédés utilisant de l'alumine activée devraient être prises en considération (voir section 4.4).

4.2.2 Traitement à l'échelle résidentielle

Dans les cas où il est souhaitable d'enlever l'aluminium à l'échelle résidentielle, par exemple, lorsqu'un ménage obtient son eau potable d'un puits privé, le traitement risque de s'avérer difficile, d'après les renseignements présentés à la section 4.2.1. Il faut communiquer avec l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné pour discuter des options possibles.

Les responsables de systèmes résidentiels d'approvisionnement en eau qui utilisent de l'alumine activée devraient consulter la section 4.2.1.5 et contacter l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné pour confirmer les exigences qui s'appliquent, notamment celles concernant la surveillance.

4.3 Considérations relatives au réseau de distribution

4.3.1 Dépôt et accumulation d'aluminium

Des observations concernant les dépôts d'aluminium présents dans les conduites du réseau de distribution ont été rapportées dans les publications scientifiques depuis 1953 (Baylis, 1953; Hudson, 1966; Cooper et Knowles, 1975; Foley, 1980; Costello, 1984; Kriewall et coll., 1996; Halton, 2001; Muylwyk et MacDonald, 2001; Schock et Holm, 2003; Lytle et coll., 2004; Schock, 2005; Friedman et coll., 2010; Grigg, 2010; Li et coll., 2018). L'aluminium peut s'accumuler sur tous les matériaux des conduites (Hudson, 1966; Halton, 2001; Carrière et coll., 2005) et être libéré, avec d'autres contaminants défavorables à la santé, lorsque la qualité de l'eau change (p. ex., pH ou température) (Fuge et coll., 1992; Kriewall et coll., 1996; Halton, 2001; Snoeyink et coll., 2003; Kim et coll., 2011; Trueman et Gagnon, 2016). Les perturbations physiques/hydrauliques peuvent également causer le détachement de dépôts mal ancrés (p. ex. travaux routiers, rinçage des bornes d'incendie, bris de conduites d'eau, installation de compteurs, réparation de fuites, lutte contre les incendies) (Friedman et coll., 2010; Hill et coll., 2010; Del Toral et coll., 2013; Wasserstrom et coll., 2017). De plus, les changements de pH et de température dans le réseau de distribution peuvent faire en sorte que l'aluminium passe de l'état dissous à l'état particulaire et soit transporté et déposé dans tout le réseau (Driscoll et coll., 1987; Halton, 2001; Snoeyink et coll., 2003; Munk et Faure, 2004).

L'ampleur de l'accumulation d'aluminium dans divers types de systèmes est fournie au tableau 12. La majorité des résultats présentés au tableau 12 porte sur des réseaux s'approvisionnant en eau souterraine, dont les concentrations d'aluminium tendent à être plus faibles. Néanmoins, Lytle et coll. (2004) et Friedman et coll. (2010) ont rapporté des concentrations d'aluminium au 90e centile dans les solides de tronçcons de conduites qui étaient comparables dans les réseaux s'approvisionnant en eau souterraine et en eau de surface, alors que les concentrations maximales étaient 5,5 et 1,8 fois supérieures dans les réseaux s'approvisionnant en eau souterraine que dans ceux qui s'approvisionnent en eau de surface. Bien que les données sur les eaux de surface soient limitées, elles démontrent que l'aluminium s'accumule dans tous les réseaux d'approvisionnement en eau.

En ce qui concerne les dépôts évacués lors de rinçage des bornes d'incendie (voir tableau 12), Lytle et coll. (2004) ont rapporté la plus forte concentration d'aluminium (144 265 μg/g) dans un réseau d'approvisionnement en eau souterraine utilisant de l'alun. Ce réseau présentait également les concentrations de cuivre, de plomb et de nickel les plus élevées. Dans les réseaux d'approvisionnement en eau souterraine n'ajoutant pas d'alun, la concentration maximale d'aluminium était 19 fois plus faible. Li et coll. (2018) ont mesuré une concentration d'aluminium de 55 000 μg/g dans les dépôts évacués lors de rinçage unidirectionnel provenant du tuyau en fonte d'un réseau d'approvisionnement en eau de surface ajoutant du PACl (concentration résiduelle moyenne en aluminium = 0,050 mg/L). Les auteurs ont rapporté que l'aluminium (et le manganèse) contribue à la formation de dépôts friables qui sont plus facilement emportés sous l'effet des perturbations hydrauliques.

Li et coll. (2018) ont analysé l'accumulation des dépôts à base de substances mixtes et ont avancé que l'aluminium et le manganèse sont les principaux agents de piégeage qui servent à adsorber les autres métaux. Les auteurs ont affirmé que des mesures visant à réduire au minimum les dépôts d'aluminium et de manganèse dans le réseau de distribution sont essentielles pour réduire les risques liés aux métaux lourds. En moyenne, l'aluminium se classait huitième sur 13 éléments (le manganèse était septième) en ce qui concerne les concentrations des dépôts dans Lytle et coll. (2004), tandis que l'aluminium se classait troisième sur 12 éléments (le manganèse était cinquième) dans Friedman et coll. (2010). Schock (2005) a publié des données sur l'accumulation de métaux dans les conduites de service en plomb et de tartre dans les conduites en fer pour divers types d'eau. En moyenne, l'aluminium se classait au quatrième rang sur 13 éléments (le manganèse se classait au sixième rang) pour ce qui est de la concentration des dépôts. Ces données montrent que les solides d'aluminium et de manganèse peuvent représenter une part importante des dépôts accumulés de longue date dans le réseau de distribution.

Les contaminants défavorables à la santé qui se sont accumulés peuvent se retrouver dans l'eau distribuée sous forme d'espèces dissoutes ou particulaires selon trois mécanismes, à savoir :

• des processus chimiques, tels que la corrosion ou l'adsorption ou la désorption sur des matériaux ou des dépôts présents dans le réseau de distribution (AWWA, 2011b);
• des processus microbiologiques (p. ex. la biostabilité) (Cantor, 2017; Santé Canada, 2020b); ou
• des modifications physiques ou hydrauliques (Friedman et coll., 2010, 2016; Cantor, 2017, 2018; Hill et coll., 2018).

Lors de l'utilisation de stratégies dépendantes du pH pour maîtriser des processus chimiques dans le réseau de distribution, il est important de savoir que certains contaminants sont libérés à la suite d'une baisse du pH (p. ex. le plomb et le manganèse) tandis que d'autres le sont en réaction à une hausse du pH (p. ex. l'arsenic, le cuivre et le chrome) (Kim et coll., 2011). Un pH minimum de 7,0 est recommandé pour limiter la corrosion et réduire au minimum le relargage de contaminants défavorables à la santé; cependant, un pH plus élevé est souvent nécessaire (Santé Canada, 2015).

En outre, les caractéristiques de solubilité de l'aluminium peuvent varier d'une saison à l'autre sous l'effet des variations de température, de pH et de concentration de MON. Des températures estivales élevées, par exemple, peuvent permettre à l'aluminium de rester sous forme dissoute et de ne pas précipiter. Si la hausse de température est suffisamment élevée pour entraîner des conditions de sous-saturation, les dépôts d'aluminium accumulés antérieurement (c.-à-d. des dépôts anciens) peuvent se dissoudre et libérer des contaminants coprécipités. Les variations saisonnières d'autres paramètres (p. ex., phosphate, silicate) peuvent également influer sur l'équilibre chimique.

Par conséquent, il est nécessaire d'adopter une stratégie globale de maîtrise qui tient compte de la stabilité chimique et biologique et des perturbations physiques ou hydrauliques (voir la section 5) pour atteindre les objectifs concomitants de qualité de l'eau liés à l'aluminium et aux autres contaminants défavorables à la santé qui peuvent s'accumuler dans le réseau de distribution (Cantor, 2017, 2018; Li et coll., 2018). D'autres conseils concernant le pH sont fournis dans les Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique – le pH (Santé Canada, 2015) et d'autres aspects sont traités dans le document intitulé Conseils sur la surveillance de la stabilité biologique de l'eau potable dans les réseaux de distribution (Santé Canada, 2020b).

4.3.2 Lessivage de l'aluminium à partir de matériaux à base de ciment

L'aluminium peut pénétrer dans le réseau de distribution par lessivage à partir de réservoirs (Halton, 2001; Ministère de l'Environnement et de l'Action en matière de changement climatique de l'Ontario, 2017) et de matériaux et revêtements à base de ciment (Leroy et coll., 1996), même lorsque ces matériaux et revêtements sont certifiés et utilisés conformément aux normes de l'industrie (US EPA, 2002).

Mlynska et Zielina (2017) ont réalisé une étude en laboratoire pour comparer le lessivage de l'aluminium de deux échantillons d'essai de tuyaux ayant des revêtements de ciment différents : un revêtement préfabriqué de ciment pour tuyaux et un revêtement préparé sur place lors d'une rénovation de tuyaux. Les deux échantillons de conduite ont été remplis d'eau prélevée dans une station de traitement de l'eau (concentration d'aluminium non fournie). Des échantillons d'eau ont été prélevés sur chaque échantillon de conduite après des intervalles précis pouvant atteindre 56 jours. À la fin de l'expérience, les concentrations d'aluminium étaient d'environ 0,03 mg/L et 8 mg/L dans l'échantillon de conduite avec revêtement préfabriqué et dans l'échantillon de conduite ayant reçu une application de revêtement sur place, respectivement. Toutefois, il est important de noter que cette étude présente des conditions de stagnation rarement observées dans les réseaux de distribution. Lors d'un essai à grande échelle, Zielina et coll. (2015) ont rapporté le lessivage d'aluminium après l'application d'un revêtement de mortier de ciment dans une conduite en acier de 500 mm (longueur de 614,5 m). Les concentrations d'aluminium sont passées de 0,043 mg/L à 0,293 mg/L après trois heures et ont diminué à 0,052 mg/L après 11 heures. Berend et Trouwborst (1999) ont rapporté des concentrations d'aluminium de 650 μg/L six semaines après la pose d'un revêtement de mortier de ciment dans une conduite en fonte ductile de 2 200 mètres.

Vu que les concentrations d'aluminium peuvent augmenter lors de l'application sur le site d'un revêtement en mortier de ciment dans les conduites d'eau, il est recommandé que : 1) les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable suivent les procédures décrites dans la norme ANSI/AWWA C602 (AWWA/ANSI, 2017) et 2) la surveillance de la qualité de l'eau soit assurée pour vérifier si de l'aluminium est libéré dans l'eau potable. Si la concentration d'aluminium total est supérieure à la CMA, la conduite d'eau devrait être rincée et subir une nouvelle analyse. Des directives supplémentaires concernant le relargage de l'aluminium à partir de matériaux et revêtements à base de ciment sont disponibles dans le document intitulé Distribution system issue paper - Permeation and leaching (US EPA, 2002).

4.4 Gestion des résidus

Les technologies de traitement peuvent générer une variété de résidus contenant de l'aluminium (p. ex. eau de lavage à contre-courant, eau/concentré de rejet, déchets de la régénération du média). Si les résidus sont rejetés directement dans un plan d'eau ou si le processus de traitement des résidus comporte un rejet dans un plan d'eau, il faut communiquer avec l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné pour vérifier les exigences applicables. On peut obtenir des recommandations auprès d'autres sources (CCME, 2003; 2007).

Dans certains cas, les eaux résiduaires riches en aluminium (p. ex. lavage à contre-courant des filtres, surnageant obtenu après le recours à un agent épaississant) sont recyclées à l'entrée de la station de traitement pour améliorer les taux de récupération d'eau. Dans la mesure du possible, ces eaux résiduaires devraient être traitées avant le recyclage pour éliminer les solides (y compris les particules d'aluminium et les contaminants coprécipités), ce qui améliorera et stabilisera la qualité de l'eau traitée (Confluence Engineering, 2018). Dans tous les cas, les eaux résiduaires recyclées devraient être traitées avant d'être recyclées, afin de réduire les risques liés aux protozoaires entériques et aux virus (Santé Canada, 2019a, 2019b). L'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné devrait être contactée pour confirmer les exigences qui s'appliquent.

5. Stratégies de gestion

Tous les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient mettre en œuvre une méthode de gestion des risques, comme la méthode de la source au robinet ou du plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau pour assurer la salubrité de l'eau (CCME, 2004; OMS, 2011a, 2012). Ces méthodes exigent une évaluation du réseau pour caractériser la source d'approvisionnement en eau, décrire les procédés de traitement qui empêchent ou réduisent la contamination, déterminer les conditions pouvant entraîner une contamination et mettre en œuvre des mesures de contrôle. La surveillance opérationnelle est ensuite établie, et des protocoles opérationnels et de gestion sont mis en place (p. ex. procédures opérationnelles normalisées, mesures correctives et interventions en cas d'incident). La surveillance de la conformité est déterminée, et d'autres protocoles de validation du plan de salubrité de l'eau sont mis en œuvre (p. ex. tenue de dossiers, satisfaction des consommateurs). La formation des opérateurs est également nécessaire pour assurer l'efficacité en tout temps du plan de salubrité de l'eau (Smeets et coll., 2009).

5.1 Stratégies de contrôle

Comme il est difficile de maîtriser l'accumulation et le relargage d'aluminium et d'autres contaminants défavorables à la santé dans le réseau de distribution, la stratégie de contrôle devrait permettre de réduire au minimum la concentration d'aluminium à la sortie de la station de traitement et à l'entrée du réseau de distribution. L'AWWA (2011c) recommande que les installations utilisant des coagulants à base d'aluminium s'efforcent de rétablir des concentrations d'aluminium total inférieures ou égales aux concentrations dans l'eau brute ou d'atteindre une concentration de 0,050 mg/L dans l'eau traitée. Deuxièmement, le réseau de distribution devrait être géré de manière à ce que l'eau potable se rende de la station de traitement au point de consommation avec le moins de perte de qualité possible. Étant donné que les sources d'approvisionnement en eau, les stations de traitement et les réseaux de distribution peuvent différer considérablement, une stratégie de contrôle spécifique au réseau sera nécessaire.

Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau municipaux, semi-publics ou résidentiels utilisant de l'alumine activée pour l'élimination d'autres contaminants (p. ex. l'arsenic et les fluorures) devraient contacter l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné pour confirmer les exigences à respecter.

5.1.1 Traitement

Les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable ont accès à de nombreuses recommandations qui les aident à mieux comprendre les mécanismes entourant la coagulation (Edzwald, 1993; Pernitsky, 2003; Dempsey, 2006; O'Melia, 2006; Pernitsky et Edzwald, 2006; Shin et coll., 2008; Edzwald et Kaminski, 2009; AWWA, 2011c; Davis et Edwards, 2014). Les Jar-Tests sont à privilégier pour les études d'optimisation, car ils permettent d'effectuer facilement des tests avec des types de coagulants, des doses, des pH et des vitesses de mélange variés.

Les stratégies les plus couramment employées pour diminuer la concentration résiduelle d'aluminium sont : i) l'optimisation du pH de coagulation; ii) l'utilisation de coagulant préhydrolysé (p. ex. le PACl, le chlorohydrate d'aluminium, le sulfate de polyaluminium et le polyaluminium-silicate-sulfate); ou iii) l'utilisation de coagulant à base de fer. Pour les stations de traitement utilisant la filtration directe et les autres installations présentant de courtes durées de rétention hydraulique courtes ou des variations de la qualité de l'eau, d'autres options telles que l'ajout d'un procédé de clarification pourraient être envisagées (Driscoll et Letterman, 1988; Halton, 2001; Valade et coll., 2009). La combinaison de coagulants à base d'aluminium et de fer a également été étudiée (Geng, 2005; Kazza, 2015; Elliott et coll., 2016).

Les intervalles de pH de coagulation optimal sont indiqués dans le tableau 5 (voir section 4.2). Lorsqu'ils mettent en place une maîtrise du pH, les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable doivent savoir que lorsque le pH croît, la MON voit sa charge négative augmenter et les produits d'hydrolyse du coagulant voient leur charge positive diminuer (Edzwald, 1993). Lors de l'ajustement saisonnier du pH de coagulation, la dose de coagulant doit donc être revue et ajustée en conséquence (Duan et Gregory, 2003). Sinon, le coagulant peut être sous-dosé ou surdosé (selon la saison) et la turbidité peut augmenter (Sharp, 2015). En outre, les effets de la postchloration sur le pH (p. ex. la diminution avec le chlore gazeux ou l'augmentation avec l'hypochlorite de sodium) devraient aussi être évalués, en particulier si la dose est ajustée de façon saisonnière (Larson et Sollo, 1967; Costello, 1984; Reijnen et coll., 1991).

Lors du choix de la dose de coagulant, les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable doivent savoir qu'un sous-dosage dans le but d'essayer de diminuer la quantité résiduelle d'aluminium peut entraîner une forte diminution de la capacité d'élimination des agents pathogènes (Huck et coll., 2001) et peut avoir des effets opposés à ceux attendus (soit une augmentation de la quantité résiduelle d'aluminium) (MWH, 2012). Un bon dosage du coagulant et une maîtrise rigoureuse du pH sont nécessaires pour obtenir une coagulation optimale et réduire au minimum la concentration résiduelle d'aluminium. Il est également important de tenir compte de l'alcalinité lors de l'utilisation de coagulants. Lorsque des coagulants sont ajoutés à l'eau, l'alcalinité s'épuise et du dioxyde de carbone est libéré, ce qui fait diminuer le pH (AWWA, 2011a). La quantité d'alcalinité qui s'épuise varie en fonction du coagulant. Les formes préhydrolysées d'aluminium (p. ex. les coagulants à base de polyaluminium) épuisent moins l'alcalinité, car elles sont préneutralisées et donc moins acides (voir section 4.2). En général, les coagulants sont triés par quantité croissante d'alcalinité épuisée comme suit : chlorohydrate d'aluminium ≈ polyaluminium-silicate-sulfate < PACl < sulfate de polyaluminium < alun ≈ sulfate ferrique < chlorure ferrique. Cependant, des Jar-Tests devraient être réalisés pour confirmer l'effet du coagulant sur l'alcalinité et le pH pour l'eau traitée. Des Jar-Tests sont recommandés, car l'alcalinité est mesurée par titrage à pH précis durant l'analyse en laboratoire (APHA et coll., 2017). Pour les échantillons d'eau potable, un pH de 4,5 est typiquement utilisé. Comme on ne réalise pas de coagulation dans l'eau à un pH si bas, des Jar-Tests fournissent des renseignements utiles permettant d'optimiser les conditions de coagulation et d'effectuer des ajustements de pH après la coagulation, afin de maintenir une stabilité chimique dans le réseau de distribution (Santé Canada, 2015). La surveillance d'autres paramètres qui permettent de maîtriser les procédés (p. ex., température, UV254, potentiel zêta) peut aussi optimiser l'efficacité.

On n'optimise pas toujours le pH de coagulation (Kimura et coll., 2013). Dans certains cas, les sources d'approvisionnement en eau sont alcalines et une chute du pH doit être suivie d'une augmentation du pH, ce qui permet de limiter la corrosion. Dans d'autres cas, les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable peuvent choisir procéder à la coagulation à un pH inférieur pour réduire au minimum la charge négative portée par la MON et maximiser la charge positive portée par les produits d'hydrolyse du coagulant. Pour les sources alcalines (pH > 7), l'utilisation de coagulants préhydrolysés (p. ex. le PACl) peut faire diminuer la concentration résiduelle d'aluminium entrant dans le réseau de distribution (Kimura et coll., 2013). Les résultats varient selon la basicité du coagulant et d'autres variables propres à la source (p. ex. la turbidité et la MON). Kimura et coll. (2013) ont observé qu'une basicité > 70 % était essentielle pour faire diminuer les concentrations résiduelles d'aluminium. Dans le cas des installations qui procèdent à la coagulation à un pH inférieur au pH d'élimination optimale de la MON, des études ont montré que les coagulants à base de fer pouvaient être plus efficaces que ceux à base d'aluminium (Budd et coll., 2004; AWWA, 2011c; Sillanpää et Matilainen, 2015). L'intervalle de pH le plus efficace se situe entre 4,5 et 6, car les produits d'hydrolyse du fer présentent une faible charge positive au-dessus d'un pH de 6,5.

Dans tous les cas, des études de traitabilité propre à la source d'eau devraient être réalisées pour déterminer le coagulant le plus efficace et les conditions optimales qui permettent de maximiser l'élimination de la turbidité et de la MON et de réduire au minimum la concentration résiduelle d'aluminium. L'absence d'étude de traitabilité propre à la source d'eau peut conduire à un choix de traitement inadéquat, à une augmentation du potentiel de corrosion ou à d'autres conséquences inattendues.

5.1.2 Réseau de distribution

Il est de plus en plus reconnu que les réseaux de distribution d'eau constituent un milieu complexe et dynamique, où peuvent survenir de nombreuses interactions et réactions susceptibles d'influer sur les concentrations d'aluminium au point de consommation. Les fluctuations saisonnières (dont celles de la température), de la qualité de l'eau de source, les variations de la maîtrise des procédés ou d'autres causes peuvent ultimement affecter le devenir et le déplacement de l'aluminium dans le réseau de distribution, entraînant une augmentation des concentrations d'aluminium au robinet. D'autres évènements ou pratiques peuvent également entraîner des changements dans les propriétés chimiques de l'eau (p. ex., mélange de différentes sources, nitrification) (Hill et coll., 2010).

Pour réduire au minimum la dégradation de la qualité de l'eau, les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient assurer la stabilité des propriétés chimiques de l'eau afin de favoriser la solubilité constante de l'aluminium à l'équilibre, de préférence en conditions de sous-saturation afin de réduire le risque de précipitation et d'accumulation de l'aluminium dans l'ensemble du réseau de distribution. La stabilité des conditions chimiques de l'eau réduit aussi au minimum le risque de désorption (libération) de l'aluminium et des contaminants défavorables à la santé concomitants qui peuvent former des complexes ou être coprécipités sur ou dans les dépôts d'aluminium existants (ainsi que dans les dépôts de manganèse et d'autres solides). Les principaux paramètres de qualité de l'eau se rapportant à ces mécanismes comprennent le pH, la température, le potentiel d'oxydoréduction, la MON, le sulfate, le carbone inorganique dissous, le fluorure et les concentrations résiduelles d'orthophosphate ou de silicate (lorsqu'ils sont utilisés pour contrôler la corrosion). De plus, il faudrait maintenir la qualité de l'eau de façon à éviter la détérioration du béton, des tuyaux de ciment et des revêtements de mortier de ciment, et ce afin de réduire au minimum le lessivage de l'aluminium (et du calcium, etc.) de ces matrices (Leroy et coll., 1996). Les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient déterminer la qualité de base de l'eau à l'entrée de leur réseau ainsi que pendant son transit dans le réseau, puis fixer des conditions limites à l'extérieur desquelles tout écart pourrait déclencher un relargage de dépôt (Friedman et coll., 2016).

Selon la situation, il existe diverses méthodes pour améliorer la stabilité de ces paramètres, comme le choix de l'installation de traitement, la modification des procédés de traitement existants, l'amélioration de la surveillance et la maîtrise des procédés (à la station de traitement et dans le réseau de distribution), l'admission graduelle et contrôlée de sources nouvelles ou saisonnières et le mélange contrôlé de sources dissemblables (Confluence Engineering, 2018). Avant d'admettre une nouvelle source ou d'appliquer un procédé de traitement nouveau ou modifié à une source existante, l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné devrait être contactée pour confirmer les exigences qui s'appliquent. Il faut réaliser des essais pilotes sur des échantillons de conduites prélevés dans des segments du réseau afin de tenir compte des points suivants et d'éviter les conséquences non intentionnelles imprévues (Hill et Giani, 2017) :

• évaluer la présence et l'inventaire d'aluminium et d'autres contaminants défavorables à la santé dans le calcaire accumulé dans les canalisations;
• déterminer le comportement des conduites et des dépôts ou du calcaire en réaction à la nouvelle source d'approvisionnement en eau ou à une nouvelle composition chimique;
• évaluer les approches visant à atténuer toute réaction indésirable observée.

Lors du choix d'un pH approprié pour l'eau distribuée, il faudrait tenir compte des processus chimiques (c.-à-d. la corrosion et l'adsorption ou la désorption) pour réduire au minimum l'accumulation et la libération de contaminants défavorables à la santé (voir section 4.3.1). Un pH minimum de 7,0 est recommandé, bien qu'un pH plus élevé soit souvent nécessaire (Santé Canada, 2015). La variabilité du pH du réseau de distribution devrait également être réduite au minimum, soit à ±0,2 unité (Muylwyk et MacDonald, 2001; Friedman et coll., 2010; Santé Canada, 2015).

La biostabilité du réseau de distribution est une autre importante condition à surveiller pour réduire au minimum l'accumulation et le relargage de contaminants. Il est possible de maintenir la biostabilité en réduisant au minimum la présence d'éléments nutritifs dans l'eau (p. ex. carbone organique, ammoniac, nitrate/nitrite, phosphore total), en surveillant la durée de séjour de l'eau dans le réseau et en maintenant une concentration résiduelle suffisante en désinfectant (Cantor, 2017; Santé Canada, 2020a, 2020b). Par ailleurs, des stratégies visant à réduire au minimum les perturbations physiques et hydrauliques devraient être élaborées (Santé Canada, 2020b).

Les autres mesures qui contribuent à maintenir des conditions chimiques et biologiques stables dans le réseau de distribution comprennent le nettoyage des conduites (p. ex., rinçage unidirectionnel, ramonage des conduites), le remplacement des conduites et l'exécution d'un traitement conçu pour réduire au minimum la charge des autres puits de contaminants (p. ex., fer, manganèse) et la diminution des concentrations de contaminants entrant dans le réseau (p. ex., arsenic, baryum, chrome et manganèse) (Friedman et coll., 2010; Cantor, 2017).

Dans les réseaux utilisant l'orthophosphate pour le contrôle de la corrosion, on devrait appliquer ce produit à tous les points d'entrée du réseau, et une concentration résiduelle constante devrait être maintenue dans tout le réseau de distribution pour favoriser la stabilité des du calcaire contenant du phosphate (Friedman et coll. 2010). À noter que les polyphosphates (c.-à-d. les produits ortho/poly mélangés) peuvent affaiblir les matrices de ciment et causer le lessivage de l'aluminium (calcium, etc.) dans le réseau de distribution (Leroy et coll., 1996).

5.1.3 Plomberie des bâtiments

Les propriétaires et gestionnaires de bâtiments ont la responsabilité de surveiller et de gérer leurs réseaux de distribution d'eau pour assurer la salubrité de l'eau consommée par les clients. Même si le présent document n'a pas vocation à spécifier où et quand la surveillance régulière de la plomberie des bâtiments devrait être effectuée, il est recommandé qu'un échantillon d'eau de rinçage soit prélevé à des fins de surveillance des concentrations d'aluminium total. Il faut comparer les résultats à la CMA et à la VOR (p. ex. pour évaluer si l'aluminium influe sur la concentration de contaminants concomitants défavorables à la santé comme le plomb et le cuivre) et aux concentrations mesurées par les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable à la station de traitement et dans le réseau de distribution. Ces données de concentration peuvent être demandées aux responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable s'ils ne sont pas rendus publics. Si un dépassement de la CMA et de la VOR est constaté, les propriétaires ou gestionnaires des bâtiments devraient contacter l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné.

Par ailleurs, les propriétaires ou gestionnaires de bâtiments doivent savoir que les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable effectuent un rinçage des conduites d'eau pour éliminer les sédiments et les dépôts accumulés dans les réseaux de distribution (voir section 4.3.1) ou gérer d'autres problèmes liés à la qualité de l'eau (Locco et coll., 2018). Le rinçage des conduites d'eau peut causer un changement de couleur de l'eau entrant dans les conduites de service des bâtiments. Par conséquent, une fois le rinçage terminé, il faut ouvrir les robinets d'eau froide pour éliminer toute l'eau colorée qui a pu pénétrer dans le réseau (Locco et coll., 2018). L'eau colorée ne devrait pas être considérée comme salubre tant qu'elle n'a pas été analysée et que sa salubrité n'a pas été confirmée (Friedman et coll., 2016).

D'autres renseignements sur la gestion de la salubrité de l'eau sont disponibles dans d'autres publications (OMS, 2011b; Santé Canada, 2013).

5.2 Surveillance

Les concentrations d'aluminium peuvent varier d'une source d'approvisionnement en eau à l'autre et à l'intérieur des stations de traitement et des réseaux de distribution. Par conséquent, les programmes de surveillance devraient être établis de manière à permettre aux responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable de tenir compte des concentrations d'aluminium de la source au robinet. Les programmes de surveillance devraient être conçus pour permettre de vérifier que les stratégies de contrôle fonctionnent comme prévu et pour tenir compte des facteurs de risque qui contribuent à la probabilité d'une concentration élevée en aluminium dans le système d'approvisionnement en eau potable.

La surveillance des concentrations d'aluminium vise à s'appliquer à tous les systèmes d'approvisionnement en eau potable, y compris les systèmes d'eau souterraine (AWWA, 2015). La littérature indique que de l'aluminium s'accumule dans tous les réseaux de distribution d'eau (Lytle et coll., 2004; Schock, 2005; Friedman et coll., 2010). Plus précisément, des concentrations maximales d'aluminium 5,5 et 1,8 fois supérieures à celles mesurées dans des réseaux d'eau de surface ont été observées dans les solides provenant de sections de conduites souterraines, bien que les sources d'eau souterraine aient tendance à avoir des concentrations en aluminium inférieures que celles des eaux de surface (voir section 4.3.1). De plus, une étude des pratiques de nettoyage des réseaux de distribution a mis en évidence que les réseaux d'approvisionnement en eau souterraine produisaient des sédiments (p. ex. du silicate d'aluminium) qui devaient être évacués de ces réseaux par rinçage (Halton, 2001). Il est essentiel de bien concevoir les puits d'eau souterraine durant la phase de construction pour réduire au minimum la formation de sédiments et maximiser l'efficacité de ces puits (Ministère de l'Agriculture, de l'Alimentation et des Affaires rurales de l'Ontario, 1997). Cependant, il s'est avéré que même les puits qui fournissaient de l'eau de turbidité < 1 UTN et qui avaient été conçus selon les normes de l'industrie produisaient des sédiments après les périodes d'arrêt, durant les mises en route et à intervalles définis durant les pompages habituels. Cela peut conduire à l'accumulation progressive de sédiments dans le réseau de distribution, les installations de stockage, etc. (Lotimer, 2012).

Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau municipaux, semi-publics ou résidentiels utilisant de l'alumine activée pour l'élimination d'autres contaminants (p. ex. l'arsenic et les fluorures) devraient contacter l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné pour confirmer les exigences en matière de surveillance.

5.2.1 Caractérisation de la source d'approvisionnement en eau

La caractérisation des sources d'approvisionnement en eau devrait faire partie des évaluations de routine du réseau et devrait inclure une connaissance des concentrations d'aluminium dans l'eau de la source d'approvisionnement (eau souterraine et eau de surface) et des conditions susceptibles de causer une variation de ces concentrations. Une surveillance de l'eau de la source d'approvisionnement devrait être effectuée en même temps que d'autres surveillances, comme cela est expliqué ci-dessous.

5.2.2 Surveillance opérationnelle

Comme l'aluminium est un paramètre de procédé important pour assurer une coagulation optimale, les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable qui utilisent des coagulants à base d'aluminium devraient effectuer un contrôle quotidien ou plus fréquent de l'aluminium total. Ces mesures devraient être effectuées sur place à l'aide d'un analyseur colorimétrique en ligne ou portatif. Un programme approprié d'AQ/CQ et de vérification devrait également être en place. Afin de réduire au minimum les interférences, les échantillons peuvent être prélevés après la filtration et avant tout ajout de fluorure ou de phosphate. La surveillance des concentrations d'aluminium dissous est également recommandée pour le contrôle du procédé. L'AWWA (2011c) recommande que les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable utilisant des coagulants à base d'aluminium s'efforcent de rétablir des concentrations d'aluminium total inférieures ou égales aux concentrations dans l'eau brute ou d'atteindre une concentration de 0,050 mg/L dans l'eau traitée. Par conséquent, une surveillance de l'eau brute est nécessaire.

Des mesures devraient également être mises en place pour évaluer la contribution de l'aluminium provenant d'autres produits chimiques de traitement de l'eau. Il est possible de déterminer cette contribution en comparant les concentrations d'aluminium dans l'effluent du filtre et dans l'eau traitée lorsque des coagulants à base d'aluminium sont utilisés, ou en comparant les concentrations d'aluminium brut et traité dans d'autres réseaux.

La meilleure méthode pour calculer la moyenne mobile annuelle par site et la comparer à la VOR est la suivante :

• pour les installations qui utilisent des coagulants à base d'aluminium :
  • au point d'entrée du réseau de distribution (ou avant l'ajout de fluorures ou de phosphates) - à partir d'échantillons quotidiens permettant de déterminer des moyennes mensuelles, qui devrait ensuite servir à calculer une moyenne mobile annuelle par site. Cela permettra de s'assurer que les variations saisonnières qui résultent de concentrations résiduelles d'aluminium élevées sont correctement prises en compte dans la moyenne mobile annuelle.
• pour les installations qui n'utilisent pas de coagulants à base d'aluminium :
  • au point d'entrée du réseau de distribution - à partir d'une moyenne mobile annuelle par site d'échantillonnage faisant l'objet d'un prélèvement au moins une fois par trimestre.

L'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné devrait être contactée pour confirmer les exigences. Cette autorité peut exiger : 1) une surveillance plus régulière en cas de dysfonctionnements des installations ou de fortes variations de la qualité de l'eau ou d'autres conditions; ou 2) une surveillance moins fréquente lorsque la qualité de l'eau est stable.

5.2.3 Surveillance du réseau de distribution

Étant donné que les concentrations d'aluminium peuvent changer à la grandeur du réseau de distribution (Halton, 2001), il faut exercer une bonne surveillance dans le réseau de distribution (Friedman et coll., 2010) et prélever des échantillons appariés d'eau brute et d'eau traitée. Il est recommandé que les concentrations d'aluminium soient mesurées sur des échantillons d'eau à écoulement libre (p. ex. purge complète). Des échantillons devraient être prélevés aux points critiques d'un réseau de distribution. Les sites de prélèvement devraient être en nombre suffisant pour représenter la population desservie et les zones hydrauliques constituant le réseau de distribution. Les secteurs à turbidité (p. ex. particules solides dans l'eau) ou à conductivité variables (p. ex. solides dissous dans l'eau) devraient être surveillés. La turbidité et la conductivité sont des paramètres généraux de la qualité de l'eau indiquant des variations dans l'accumulation ou le relargage des dépôts (Cantor, 2018). En l'absence de données de turbidité et de conductivité, il est possible d'utiliser provisoirement les sites où des échantillons avec indicateurs bactériologiques sont prélevés. Les sites d'échantillonnage peuvent être plus précisément définis à mesure que les données sur la qualité de l'eau sont recueillies et les tendances évaluées. La surveillance à l'entrée et à la sortie des réservoirs en béton est également suggérée pour s'assurer que la qualité de l'eau n'est pas agressive pour ces installations et, par conséquent, le lessivage d'aluminium dans l'eau distribuée est aussi recommandé de surveiller l'entrée et la sortie des réservoirs en béton pour s'assurer que la qualité de l'eau ne nuit pas à ces installations, c'est-à-dire que de l'aluminium ne s'infiltre pas dans le réseau distribution (Halton, 2001).

Cette surveillance devrait porter notamment sur les concentrations d'aluminium dissous et total, le pH, la température et les résidus d'orthophosphate (le cas échéant) (Cantor, 2017). Il est utile de savoir si de l'aluminium est présent sous forme dissoute ou bien particulaire pour évaluer son devenir et son transport dans les réseaux de distribution et pour déterminer les mécanismes éventuels à l'origine de dysfonctionnements ou de relargages. Plus précisément, une augmentation des concentrations d'aluminium particulaire (par rapport à celles observées à la station de traitement ou en amont des lieux d'échantillonnage) indique habituellement un relargage hydraulique ou une déstabilisation au cours de laquelle l'aluminium précipite ou des dépôts chargés en aluminium sont détachés et emportés. Selon l'importance et la fréquence de cette augmentation, cela peut justifier la nécessité de nettoyer les conduites d'eau (p. ex. par rinçage unidirectionnel) pour éliminer les dépôts mobiles. En revanche, une augmentation des concentrations d'aluminium dissous peut indiquer un relargage dû à un déséquilibre chimique (p. ex. dissolution ou désorption). Il peut alors être nécessaire que les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable ajustent ou renforcent le contrôle de la qualité de l'eau traitée (p. ex. le contrôle du pH ou des phosphates); une gestion de la durée de séjour et de la température de l'eau peut également s'avérer nécessaire. Des concentrations d'aluminium élevées à long terme dans le réseau de distribution (par rapport à celles observées à la station de traitement) peuvent être dues à de l'eau trop agressive pour les revêtements internes des canalisations en mortier de ciment, les conduites en béton ou les réservoirs, auquel cas des ajustements de traitement peuvent être nécessaires.

Une moyenne mobile annuelle par site d'échantillonnage faisant l'objet d'un prélèvement une fois par trimestre devrait être calculée et être comparée à la CMA. Concernant la VOR, la meilleure méthode pour calculer la moyenne mobile annuelle par site est la suivante :

• pour les installations qui utilisent des coagulants à base d'aluminium :
  • dans le réseau de distribution - à partir d'une moyenne mobile annuelle par site d'échantillonnage faisant l'objet d'un prélèvement au moins une fois par mois.
• pour les installations qui n'utilisent pas de coagulants à base d'aluminium :
  • dans le réseau de distribution - à partir d'une moyenne mobile annuelle par site d'échantillonnage faisant l'objet d'un prélèvement au moins une fois par trimestre.

Afin de réduire au minimum le risque d'accumulation et de relargage d'aluminium et de contaminants concomitants, d'interférence avec l'orthophosphate (le cas échéant) et de problèmes liés à l'apparence visuelle (p. ex., couleur, turbidité), les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient s'efforcer de maintenir les concentrations d'aluminium sous 0,050 mg/L dans le réseau (AWWA, 2011b, 2011c).

De plus, il faut surveiller les évènements inhabituels pendant les périodes où les conditions augmentent le risque de relargage de dépôts, par exemple à la suite de perturbations d'ordre hydraulique (rinçage des conduites d'eau, etc.) ou de changements dans les propriétés chimiques de l'eau (p. ex., changements du pH, de la température, du type de source d'approvisionnement en eau, du chlore résiduel) ainsi qu'en cas de signalement de coloration de l'eau (Friedman et coll., 2016). Des échantillons devraient être prélevés à divers points du réseau de distribution (comme les bornes d'incendie et les valves) ainsi qu'aux robinets d'eau potable des édifices publics ou privés, afin de mieux déterminer la cause des évènements et les concentrations d'aluminium au point d'utilisation (c.-à-d., le robinet). Les échantillons prélevés lors d'évènements inhabituels devraient également être analysés afin de déterminer la présence concomitante d'autres métaux dans le réseau de distribution et leur relargage avec l'aluminium (p. ex. arsenic, chrome, cuivre, fer, plomb, manganèse, nickel).

L'autorité compétente peut exiger qu'un plan soit élaboré et mis en œuvre pour résoudre les problèmes liés aux dépassements constants des moyennes mobiles annuelles par site. Les mesures correctrices (dans le désordre) peuvent notamment consister à : 1) nettoyer les conduites d'eau pour en éliminer les dépôts mobiles dans l'eau; 2) modifier le procédé de traitement pour résoudre les problèmes d'instabilité chimique; 3) prendre des mesures pour gérer les effets de la durée de séjour et de la température de l'eau.

5.2.4 Surveillance de la conformité

La concentration d'aluminium total dans l'eau potable, basée sur une moyenne mobile annuelle par site d'échantillonnage du réseau de distribution faisant l'objet d'un prélèvement au moins une fois par trimestre, devrait être calculée et être comparée à la CMA. Cependant, comme pour toutes les recommandations canadiennes relatives à l'eau potable, tout dépassement devrait donner lieu à une évaluation de la situation, à la prise de mesures correctives et à la consultation de l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné. Celle-ci peut exiger qu'un plan soit élaboré et mis en œuvre pour remédier à la situation.

En ce qui concerne la VOR, l'autorité responsable en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné devrait être contactée pour confirmer les exigences qui s'appliquent en ce qui a trait à la surveillance de la conformité.

Les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable qui prennent des mesures préventives, maintiennent des conditions hydrauliques, physiques, chimiques et biologiques stables et disposent de données de référence indiquant l'absence d'aluminium dans leur réseau peuvent demander à l'autorité responsable en matière d'eau potable dans secteur de compétence concerné une réduction de la fréquence des surveillances.

5.2.5 Caractérisation et inventaire des dépôts

Il existe peu de données indiquant que les contaminants défavorables à la santé mesurés au robinet (p. ex., le plomb) proviennent des dépôts d'aluminium. D'autres travaux devront être réalisés pour déterminer si ces interactions sont semblables à celles qui existent entre le plomb et le fer dans les réseaux d'approvisionnement en eau potable. La caractérisation des dépôts dans les conduites peut aider à mieux connaître les interactions entre l'aluminium et les autres éléments. La spéciation de l'aluminium (c.-à-d. particulaire ou dissous) et d'autres éléments au point d'utilisation peut permettre de déterminer les voies par lesquelles les contaminants inorganiques à l'état de traces sont mobilisés (p. ex., particules riches en aluminium et plomb adsorbé). Cette recherche s'appuie sur des méthodes spécialisées pouvant nécessiter un partenariat entre les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable et les universités ou les laboratoires commerciaux de pointe.

Il est également conseillé de faire un inventaire de masse (c.-à-d. masse par surface de paroi de conduite) de l'aluminium et des autres contaminants présents dans les dépôts du réseau de distribution, afin d'obtenir des hausses de concentration propres au site susceptibles de survenir dans un scénario de relargage (Brandhuber et coll., 2015). L'étude de Friedman et coll. (2010) fournit des conseils sur le prélèvement d'échantillons de tuyaux afin d'établir un inventaire de la masse et de la composition des solides du réseau de distribution.

6. Considérations internationales

D'autres organisations nationales et internationales utilisent des lignes directrices, des normes et des valeurs recommandées pour l'aluminium dans l'eau potable. Les valeurs varient en fonction de la date à laquelle remonte l'évaluation sur laquelle elles sont fondées, et en fonction des différences relatives aux politiques et aux méthodes appliquées, notamment le choix de l'étude principale ou les taux de consommation, les poids corporels et les facteurs d'attribution différents.

Aucun autre organisme national ou international n'a établi de limites réglementaires en matière d'aluminium dans l'eau potable basées sur des considérations sanitaires. En revanche, des valeurs recommandées non imposées par la réglementation ont été établies en fonction de considérations esthétiques ou opérationnelles. L'OMS a fixé des valeurs pratiques de 0,1 à 0,2 mg/L basées sur l'optimisation du processus de coagulation dans les stations de traitement de l'eau (OMS, 2010). L'US EPA a fixé une concentration maximale secondaire de contaminants de 0,05 à 0,2 mg/L (Dietrich, 2015), l'Australie a choisi un objectif basé sur des considérations esthétiques de 0,2 mg/L (NHMRC et NRMMC, 2011) et la Nouvelle-Zélande dispose d'une valeur recommandée de 0,1 mg/L basée sur des considérations esthétiques (New Zealand Ministry of Health, 2008). L'Union européenne mentionne l'aluminium comme paramètre indicateur dans sa directive sur l'eau potable et fixe une valeur de 0,2 mg/L (UE, 1998).

Dans son évaluation de l'aluminium dans l'eau potable, l'OMS (2010) a calculé une valeur basée sur la santé de 0,9 mg/L (arrondie), mais a insisté sur la nécessité de ne pas dépasser les niveaux atteignables de 0,1 à 0,2 mg/L pour assurer l'optimisation du processus de coagulation, et ce afin de prévenir la contamination microbienne et de réduire au minimum le dépôt de floc d'aluminium dans le réseau de distribution. La valeur recommandée par le Canada diffère de la valeur basée sur la santé de l'OMS, parce que le Canada tient compte des progrès de la science depuis 2010. L'évaluation de l'OMS est basée sur la valeur précédente de la dose hebdomadaire tolérable provisoire (DHTP) d'aluminium de 1 mg/kg de poids corporel par jour établie par le Comité mixte d'experts des additifs alimentaires de la FAO et de l'OMS (JECFA) (JECFA, 2007). Le JECFA a depuis révisé la valeur de la DHTP d'aluminium pour la fixer à 2 mg/kg de poids corporel par jour (JECFA, 2012), en se basant sur l'étude principale de Poirier et coll. (2011), qui a aussi servi à émettre la recommandation canadienne.

7. Justification

La CMA de 2,9 mg/L (2 900 μg/L) protège des effets potentiels sur la santé et peut être mesurée de façon fiable par les méthodes d'analyse existantes et obtenue par coagulation. Cependant, la présence d'aluminium à de faibles concentrations peut causer des difficultés d'ordre opérationnel et esthétique dans le réseau de distribution. Des découvertes scientifiques concernant l'accumulation et la libération de métaux dans les réseaux de distribution justifient la nécessité d'une VOR. De l'aluminium peut aussi se déposer sur les parois internes des conduites et des conduites de service et à l'intérieur des compteurs d'eau, ce qui se traduit par des chutes de pression, des dysfonctionnements de compteur et la présence d'eau turbide ou colorée. Par conséquent, une VOR de 0,100 mg/L (100 μg/L) d'aluminium total est établie afin d'éviter ces problèmes. La VOR s'applique au point d'entrée et à l'intérieur du réseau de distribution. Il s'agit d'une valeur basée sur les risques pour les raisons mentionnées ci-dessous.

L'aluminium est présent dans les sources d'approvisionnement en eau potable à la fois naturellement et par suite des activités humaines. Les concentrations d'aluminium dans l'eau varient d'un bout à l'autre du Canada, les eaux de surface présentant généralement des concentrations plus élevées que les eaux souterraines. Des sels d'aluminium sont couramment ajoutés comme coagulants pendant le traitement de l'eau afin d'éliminer la turbidité, la matière organique et les microorganismes. L'aluminium est également une impureté présente dans d'autres produits chimiques utilisés dans le traitement de l'eau et de l'aluminium provenant de matériaux composés de ciment s'infiltrait dans l'eau potable. Par ailleurs, de l'aluminium peut se retrouver dans l'eau potable en raison de l'utilisation d'un traitement à base d'alumine activée servant à éliminer d'autres contaminants (p. ex. l'arsenic et les fluorures). Compte tenu des propriétés chimiques de l'aluminium, l'absorption d'aluminium présent dans l'eau potable se fait par ingestion et ne devrait pas se produire par contact cutané ou par inhalation pendant la douche ou le bain.

Le système nerveux est généralement considéré comme la principale cible de la toxicité de l'aluminium. Des études chez les animaux ont constamment démontré des effets neurologiques indésirables à la suite de l'ingestion de fortes concentrations d'aluminium, ce qui confirme les effets observés dans les études chez l'humain. Des études chez l'humain ont révélé des associations possibles entre l'ingestion d'aluminium et des maladies neurologiques comme la démence et la MA. Toutefois, des limites inhérentes à la conception d'étude empêchent l'utilisation de ces études comme base pour développer la VBS. Une VBS de 2,9 mg/L (2 900 μg/L) pour l'aluminium total a été établie en fonction des effets neurologiques observés chez les rats. La VBS repose sur les données scientifiques les plus récentes, et en particulier sur des études rigoureuses qui n'étaient pas disponibles pour le calcul des VBS antérieures (p. ex. la VBS de 0,9 mg/L de l'OMS). Aux fins de la présente évaluation des risques, la VBS est désignée comme la CMA parce qu'elle est atteignable après traitement et qu'elle est mesurée de façon fiable.

Concernant la VOR, l'AWWA (2011b, 2011c) recommande une concentration maximale cible d'aluminium de 0,050 mg/L (50 µg/L) pour le point d'entrée et l'intérieur du réseau de distribution, afin d'optimiser la coagulation et de réduire au minimum l'accumulation et le relargage de contaminants défavorables à la santé dans le réseau de distribution. Malgré cela, les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable du Canada ont indiqué qu'il serait difficile d'atteindre systématiquement cette valeur en raison de :

• conséquences inattendues dues à l'ajustement du pH ou à d'autres modifications apportées au procédé;
• problèmes de santé et sécurité liés à l'utilisation de produits chimiques pour l'ajustement du pH;
• la faisabilité économique.

Compte tenu des considérations ci-dessus, une VOR de 0,100 mg/L (100 µg/L) est établie, qui aidera à limiter au maximum les problèmes liés à l'accumulation et au relargage d'aluminium et de contaminants concomitants dans le réseau de distribution, tout en restant atteignable par la majorité des systèmes d'approvisionnement en eau potable du Canada.

La CMA et la VOR sont destinées à s'appliquer à tous les systèmes d'approvisionnement en eau potable, y compris les systèmes d'eau souterraine, car la littérature indique que l'aluminium s'accumule dans tous les réseaux d'eau.

Santé Canada continuera, dans le cadre de son processus continu de révision des recommandations, à suivre les nouvelles recherches nationales et internationales à ce sujet, et recommandera au besoin toute modification jugée appropriée.

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Appendix A: Liste d'abréviations

Aβ

Bêta-amyloïde

AChE

Acétylcholinestérase

AESA

Autorité européenne de sécurité des aliments

ANSI

American National Standards Institute

APHA

American Public Health Association

AQ/CQ

Assurance de la qualité et contrôle de la qualité

AQT

Apport quotidien tolérable

ATSDR

Agency for Toxic Substances and Disease Registry

AWWA

American Water Works Association

BPL

Bonnes pratiques de laboratoire

CAN

Norme nationale du Canada

CCME

Conseil canadien des ministres de l'environnement

CIRC

Centre international de recherche sur le cancer

CMA

Concentration maximale acceptable

DHTP

Dose hebdomadaire tolérable provisoire

DL50

Dose létale médiane

GSH

Glutathion

JECFA

Comité mixte FAO/OMS d'experts des additifs alimentaires

LDM

Limite de détection de la méthode

LOAEL

Dose minimale entraînant un effet nocif observé

MA

Maladie d'Alzheimer

MDA

Malondialdéhyde

MON

Matière organique naturelle

NHMRC

National Health and Medical Research Council (Australia)

NOAEL

Dose sans effet nocif observé

NRMCC

Natural Resources Management Ministerial Council (Australia)

NSF

NSF International

OCDE

Organisation de coopération et de développement économiques

OMS

Organisation mondiale de la santé

PACl

Chlorure de polyaluminium

p.c.

Poids corporel

PM₁₀

Matières particulaires ayant un diamètre de 10 micromètres ou moins

PTs

Provinces et territoires

SOD

Superoxyde dismutase

US EPA

Environmental Protection Agency des États-Unis

UTN

Unité de turbidité néphélométrique

VBS

Valeur basée sur la santé

VOR

Valeur opérationnelle recommandée

Annexe B : Données sur la qualité des eaux au Canada