Ébauche des recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada, Arsenic (2025)

Organisation : Santé Canada

Date de publication : 2025-03-07

Document technique aux fins de consultation publique

Fin de la période de consultation: 6 mai 2025

Objet de la consultation

Le présent document technique décrit l'évaluation des renseignements disponibles sur l'arsenic dans l'intention de mettre à jour la valeur de la recommandation pour l'arsenic dans l'eau potable. La consultation vise à recueillir des commentaires sur la recommandation proposée, l'approche utilisée pour son élaboration, et les répercussions possibles de sa mise en œuvre.

Le document technique existant sur l'arsenic, élaboré en 2006, fondait la concentration maximale acceptable (CMA) de 0,01mg/L (10μg/L) sur l'incidence des cancers internes (poumon, vessie et foie) chez l'être humain, en tenant compte des limites de la réalisabilité du traitement employé aux échelles municipale et résidentielle. Le présent document propose une CMA de 0,005mg/L (5μg/L) fondée sur une méta-analyse d'études épidémiologiques dont les données probantes indiquent un lien entre le cancer du poumon et la présence d'arsenic dans l'eau potable. L'abaissement de la CMA proposée de 10μg/L à 5μg/L permettrait de réduire le risque à vie excédentaire estimé de cancer du poumon (supérieur au niveau de fond canadien) de 7 à 3,5cas pour mille personnes. La CMA proposée tient également compte des limites des technologies de traitement aux échelles municipale et résidentielle associées à l'atteinte de concentrations d'arsenic dans l'eau potable égales ou inférieures à la valeur basée sur la santé. Le respect de la recommandation proposée entraînerait des coûts d'infrastructure, de technologie et de fonctionnement pour de nombreux réseaux d'eau, ce qui toucherait particulièrement les petites collectivités aux ressources limitées. Compte tenu des risques pour la santé liés à l'exposition à l'arsenic, il est recommandé de déployer tous les efforts possibles pour réduire les concentrations d'arsenic dans l'eau potable au niveau le plus faible possible.

Ce document est mis à disposition pendant une période de consultation publique de 60jours.

Veuillez envoyer vos commentaires (avec justification à l'appui, le cas échéant) à SantéCanada par courriel: water-consultations-eau@hc-sc.gc.ca

SantéCanada doit recevoir tous les commentaires avant le6 mai 2025. Les commentaires reçus dans le cadre de cette consultation seront communiqués aux membres du Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable (CEP), accompagnés du nom et de l'affiliation de leur auteur. Les auteurs qui ne souhaitent pas que leur nom et leur affiliation soient communiqués aux membres du CEP devraient joindre une déclaration à cet effet à leurs commentaires.

Il convient de noter que ce document technique fera l'objet d'une révision à la suite de l'évaluation des commentaires reçus et que SantéCanada établira une recommandation sur l'eau potable, au besoin. Il faudrait le considérer comme une ébauche aux fins de commentaires seulement.

Valeur de la recommandation proposée

SantéCanada propose une concentration maximale acceptable (CMA) de 0,005mg/L (5μg/L) pour l'arsenic dans l'eau potable, en fonction de la réalisabilité du traitement employé aux échelles municipale et résidentielle. Il faudrait déployer tous les efforts possibles pour maintenir les concentrations d'arsenic dans l'eau potable au niveau le plus bas qu'il soit raisonnablement possible d'atteindre.

Sommaire

SantéCanada a préparé ce document technique, qui évalue tous les renseignements pertinents sur l'arsenic, en collaboration avec le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable (CEP). Le document évalue les risques pour la santé associés à l'arsenic inorganique dans l'eau potable, et tient compte des nouvelles études et approches ainsi que des limites de la technologie de traitement disponible.

Exposition

L'arsenic est un élément naturel très répandu dans la croûte terrestre. Il peut pénétrer dans les sources d'eau potable par l'érosion et l'altération du sol, des minéraux et des minerais, par les effluents industriels, les procédés d'exploitation minière et de fonte, par l'utilisation de composés arsenicaux pour la préservation du bois, par la combustion du charbon, du bois et des déchets, et par le dépôt atmosphérique.

Ce document technique traite de l'exposition à l'arsenic inorganique par ingestion d'eau potable.

Les Canadiens sont exposés à l'arsenic principalement par les aliments et l'eau potable. La contribution de ces deux sources dépend de la concentration d'arsenic dans l'eau destinée à la consommation et utilisée pour reconstituer des boissons ou des aliments. Lorsqu'une population vit dans une région où les concentrations d'arsenic présent à l'état naturel sont élevées ou qui se trouve à proximité d'un site contaminé, l'eau potable peut être le facteur le plus important de l'exposition globale aux formes inorganiques d'arsenic.

L'arsenic se trouve à la fois dans les sources d'eau de surface et dans les sources d'eau souterraine. Une analyse des concentrations d'arsenic dans les sources d'eau au Canada a révélé l'existence de points chauds localisés où les niveaux dépassent la CMA proposée. Les concentrations d'arsenic sont généralement plus élevées dans les sources d'eau souterraine que dans les sources d'eau de surface. En général, la concentration dans les eaux traitées et distribuées au Canada est inférieure à la CMA proposée de 5μg/L.

Effets sur la santé

La base de données épidémiologiques sur l'arsenic inorganique est vaste. Les données chez l'animal sont d'une utilité limitée pour l'évaluation des risques pour l'être humain, car les animaux réagissent différemment à l'exposition à l'arsenic. Les études épidémiologiques font état d'associations entre l'exposition orale à l'arsenic dans l'eau potable et de nombreux effets cancéreux et non cancéreux. Les liens de causalité les plus étroits établis entre le cancer chez l'être humain et l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable à des concentrations inférieures à 100μg/L concernent la vessie et les poumons. Le cancer du poumon est l'effet le plus sensible. La CMA proposée pour l'arsenic dans l'eau potable est fondée sur le cancer du poumon chez l'être humain; pour la calculer, on a estimé un risque à vie excédentaire de cancer du poumon au-dessus du niveau de fond canadien. En raison des limites de la technologie de traitement disponible, on a fixé la CMA proposée à un niveau supérieur à la concentration qui représente un risque «essentiellement négligeable».

Considérations d'ordre analytique et liées au traitement

L'élaboration d'une recommandation pour l'eau potable tient compte de la capacité à mesurer le contaminant et à l'enlever des approvisionnements en eau potable. Plusieurs méthodes d'analyse existent pour mesurer l'arsenic dans l'eau à des concentrations bien inférieures à la CMA proposée. Les mesures doivent porter sur l'arsenic total, qui comprend à la fois les formes dissoutes et particulaires de l'arsenic dans un échantillon d'eau.

À l'échelle municipale, les technologies de traitement disponibles pour réduire les concentrations d'arsenic dans l'eau potable à des niveaux inférieurs à la CMA proposée comprennent la coagulation, la précipitation chimique, les procédés d'enlèvement du fer, l'adsorption, la filtration sur membrane et l'échange d'ions. La performance de ces technologies dépend de facteurs tels que l'espèce d'arsenic, le pH, le type de coagulant, la dose de coagulant et le type d'adsorbant. Toutes ces technologies parviennent mieux à enlever l'arséniate [As(V)] que l'arsénite [As(III)]. Si l'eau contient de l'As(III), une préoxydation est recommandée. Outre le traitement, les stratégies de gestion de l'arsenic comprennent le mélange contrôlé avant les points d'entrée dans le réseau ou l'utilisation d'autres approvisionnements en eau dont la concentration d'arsenic est nulle ou faible.

À l'échelle résidentielle, il existe des normes de certification pour les dispositifs qui ont recours à la filtration, à l'osmose inverse (OI) ou au traitement de distillation pour diminuer la concentration d'arsenic. Pour que les appareils soient certifiés, la concentration d'As(V) dans l'eau traitée doit être inférieure ou égale à 10μg/L. Un examen des données compilées provenant de la certification des dispositifs d'OI montre qu'ils enlèvent systématiquement l'As(V) jusqu'à une concentration de 4µg/L. Il est attendu qu'un dispositif de traitement certifié pour l'enlèvement de l'arsenic permettra d'atteindre la CMA proposée. Toutefois, si la concentration d'arsenic dans l'eau traitée dépasse toujours la CMA proposée, cela peut indiquer la présence d'As(III) dans l'eau, et une oxydation de l'As(III) en As(V) peut se révéler nécessaire. Il est important de consulter un spécialiste local de l'eau pour déterminer le traitement approprié, y compris le besoin d'ajouter une étape d'oxydation et les limites d'une telle étape.

Lorsque l'on utilise un tel dispositif de traitement, il est important de faire analyser des échantillons d'eau prélevés à l'entrée et à la sortie du dispositif de traitement par un laboratoire accrédité afin d'assurer l'enlèvement adéquat de l'arsenic. L'utilisation et l'entretien de routine des dispositifs de traitement, y compris le remplacement des composants du filtre, doivent être effectués conformément aux spécifications du fabricant.

Réseau de distribution

Il est recommandé aux responsables de systèmes de distribution d'eau potable d'élaborer un plan de gestion du réseau de distribution afin de réduire au minimum l'accumulation et la libération de contaminants coïncidents, y compris l'arsenic. Cela nécessite généralement de réduire au minimum la concentration d'arsenic entrant dans le réseau de distribution et de mettre en œuvre des pratiques exemplaires afin de maintenir des conditions stables 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 des recommandations

Note: Des conseils spécifiques concernant l'application des recommandations pour l'eau potable devraient être obtenus auprès de l'autorité appropriée en matière d'eau potable.

Tous les responsables de systèmes de distribution d'eau potable devraient mettre en place un plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau qui est complet et à jour. Une approche «de la source au robinet» qui assure le maintien de la salubrité de l'eau devrait être utilisée. Cette approche exige une évaluation du réseau pour caractériser la source d'approvisionnement en eau; décrire les barrières de traitement qui préviennent ou réduisent la contamination; déterminer les conditions menant à une contamination; et mettre en œuvre des mesures de contrôle. Une surveillance opérationnelle est alors établie et des protocoles opérationnels ou de gestion sont institués (par exemple, les modes opératoires normalisés, mesures correctives et interventions en cas d'incident). Une surveillance de la conformité est élaborée, ainsi que d'autres protocoles permettant de valider le plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau sont adoptés (par exemple, la tenue de registres, satisfaction des consommateurs). Il faut aussi former les opérateurs pour veiller à ce que ce plan soit efficace en tout temps.

Les recommandations visent à protéger la population contre les effets sur la santé de l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable au cours de la vie. Tout dépassement de la CMA proposée devrait faire l'objet d'une enquête et être suivi des mesures correctives appropriées, s'il y a lieu. En cas de dépassement dans une source d'eau qui n'est pas traitée, une surveillance supplémentaire devrait être mise en place afin de confirmer le dépassement. S'il est confirmé que les concentrations d'arsenic dans la source d'approvisionnement en eau sont supérieures à la CMA proposée, on devrait alors mener une enquête afin de déterminer la meilleure façon de diminuer l'exposition à l'arsenic. Les options possibles comprennent l'utilisation d'un autre approvisionnement en eau ou l'installation d'un système de traitement de l'arsenic. Si un système de traitement de l'eau est déjà en place lorsqu'un dépassement survient, une enquête devrait être menée pour vérifier l'efficacité du traitement et déterminer si des ajustements visant à diminuer la concentration dans l'eau traitée sous la CMA proposée s'imposent.

Il est probable que les épisodes de coloration de l'eau soient accompagnés d'une libération de contaminants accumulés, dont l'arsenic, parce que l'arsenic dissous peut être adsorbé sur les dépôts présents dans les réseaux de distribution et les installations de plomberie. Il ne faut donc pas considérer de tels événements uniquement comme un problème d'ordre esthétique, mais procéder à un échantillonnage en vue de détecter la présence de métaux et, le cas échéant, effectuer des travaux d'entretien du réseau de distribution. Cependant, l'absence de coloration de l'eau ne signifie pas qu'aucun métal n'est libéré.

Table des matières

• 1.0Considérations relatives à l'exposition
  • 1.1 Identité de la substance
  • 1.2 Utilisations, sources et devenir environnemental
  • 1.3 Exposition
• 2.0 Considérations relatives à la santé
  • 2.1 Cinétique
    • 2.1.1 Absorption
    • 2.1.2 Distribution
    • 2.1.3 Métabolisme
    • 2.1.4 Élimination
    • 2.1.5 Modélisation pharmacocinétique à base physiologique
  • 2.2 Effets sur la santé
    • 2.2.1 Effets sur la santé chez l'être humain
    • 2.2.2 Populations qui pourraient être touchées de façon disproportionnée
    • 2.2.3 Génotoxicité
    • 2.2.4 Mode d'action
    • 2.2.5 Études clés choisies
• 3.0 Calcul de la valeur basée sur la santé (VBS)
• 4.0 Méthodes analytiques de détection de l'arsenic
  • 4.1 Méthodes standardisées
  • 4.2 Préparation des échantillons
  • 4.3 Analyseurs en ligne et trousse portative de terrain
• 5.0 Considérations relatives au traitement
  • 5.1 Chimie de l'arsenic
  • 5.2 Traitement à l'échelle municipale
    • 5.2.1 Préoxydation
    • 5.2.2 Coprécipitation/adsorption
    • 5.2.3 Adsorption
    • 5.2.4 Filtration sur membrane
    • 5.2.5 Échange d'ions
    • 5.2.6 Adoucissement à la chaux amélioré
    • 5.2.7 Traitement combiné
    • 5.2.8 Résumé du traitement à grande échelle à partir des données provinciales/territoriales
  • 5.3 Considérations relatives aux réseaux de distribution
    • 5.3.1 Dépôt et accumulation d'arsenic
    • 5.3.2 Libération d'arsenic
  • 5.4 Gestion des résidus
  • 5.5 Traitement à l'échelle résidentielle
    • 5.5.1 Réalisabilité du traitement à l'échelle résidentielle
• 6.0 Stratégies de gestion
  • 6.1 Stratégies de contrôle
  • 6.2 Surveillance
    • 6.2.1 Source d'eau
    • 6.2.2 Surveillance opérationnelle/surveillance du traitement
    • 6.2.3 Surveillance de la conformité
    • 6.2.4 Réseau de distribution
    • 6.2.5 Surveillance résidentielle
• 7.0 Considérations internationales
• 8.0 Justification
• 9.0 Bibliographie
• AnnexeA: Liste des sigles et abréviations
• AnnexeB: Répercussions prévues sur les provinces et les territoires
• AnnexeC: Données sur la qualité de l'eau au Canada
• AnnexeD: Études primaires évaluées dans le cadre de l'évaluation des risques
• AnnexeE: Résumé des technologies d'enlèvement de l'arsenic

1.0Considérations relatives à l'exposition

1.1 Identité de la substance

L'arsenic est un métalloïde dont les états d'oxydation sont -3, 0, 3 et 5. Il est largement répandu dans toute la croûte terrestre et représente un constituant très important d'au moins 245espèces minérales. Les sources naturelles d'arsenic comprennent les sédiments volcaniques, les minéraux sulfurés et les oxydes métalliques. Le minéral sulfuré d'arsenic le plus courant est l'arsénopyrite, que l'on trouve fréquemment dans de nombreux gisements d'or filonien, comme ceux de Yellowknife, dans les Territoires du Nord-Ouest. Au Canada, les minéraux sulfurés sont la source la plus courante d'arsenic. Ces minéraux sont généralement composés de 0,02% à 0,5% d'arsenic; toutefois, certains minerais de pyrite peuvent contenir jusqu'à 10% d'arsenic (Hindmarsh et McCurdy, 1986; Abraitis et coll., 2004). Le Tableau 1 présente les propriétés de certains composés arsenicaux.

1.2 Utilisations, sources et devenir environnemental

Les composés arsenicaux sont employés comme alliages dans la fabrication de transistors, de lasers et de semi-conducteurs, ainsi que dans les processus de fabrication du verre, des pigments, des textiles, du papier, des adhésifs métalliques, des céramiques, des agents de traitement et de protection du bois, des munitions et des explosifs. L'arsenic présent dans l'air ambiant provient principalement de la combustion de combustibles fossiles (particulièrement le charbon), de la production de métaux, des activités agricoles et de l'incinération des déchets. L'arsenic dans l'eau provient de l'érosion et de l'altération du sol, des minéraux et des minerais, d'effluents industriels et miniers, et de dépôts atmosphériques (Hindmarsh et McCurdy, 1986; Hutton et Symon, 1986; ATSDR, 2007; CIRC, 2012). L'arsenic est présent à l'état naturel dans le sol, mais il peut aussi y pénétrer par l'extraction et la fonte de métaux non ferreux, l'utilisation de composés arsenicaux pour la préservation du bois, la combustion du charbon et du bois ainsi que par l'incinération des déchets (ATSDR, 2007).

Dans l'eau de surface, l'arsénite [As(III)] et l'arséniate [As(V)] forment des sels insolubles avec des cations (habituellement du fer) qui peuvent être en suspension dans l'eau. Ces particules se déposent habituellement dans les sédiments. Ce phénomène de sédimentation se produit à un degré moindre dans les eaux souterraines profondes, parce que le pH y est plus élevé et les concentrations de fer plus faibles (Hindmarsh et McCurdy, 1986).

L'arsenic se présente sous différentes formes (organiques [ou méthylées] ou inorganiques) et avec des valences différentes, selon le pH, l'activité microbienne et le potentiel d'oxydation de l'eau. Dans les eaux de surface bien oxygénées, l'As(V) est généralement l'espèce la plus courante (Irgolic, 1982; Cui et Liu, 1988; CIRC, 2012). En milieu réducteur, qu'on retrouve souvent dans les sédiments des lacs ou dans les eaux souterraines profondes, l'As(III) prédomine (Lemmo et coll., 1983; Welch et coll., 1988).

Les changements climatiques peuvent avoir des répercussions sur la qualité de l'eau en raison de l'augmentation du nombre d'événements extrêmes comme les inondations, les sécheresses et les feux de forêt. Berry et Schnitter (2019) et Bush et Lemmen (2019) discutent des impacts des changements climatiques en général. Les fluctuations des niveaux d'eau souterraine dues aux changements climatiques peuvent avoir un effet indirect sur le potentiel d'oxydoréduction. L'état d'oxydoréduction de l'eau souterraine peut se mesurer par les changements dans la concentration de fer, de manganèse et d'oxygène dissous (Jarsjö et coll., 2020). Le fer ou les oxyhydroxydes de manganèse peuvent adsorber ou désorber l'arsenic lorsque les concentrations changent en réponse aux variations des propriétés géochimiques de l'aquifère (Ayotte et coll., 2015; Degnan et coll., 2020).

Les niveaux d'eau souterraine peuvent augmenter en raison des changements climatiques. Cela peut accroître le contact entre les couches de terre végétale hautement conductrices et l'eau souterraine. Un modèle hydrogéologique et géochimique a montré qu'une augmentation de 0,2m du niveau de l'eau souterraine pouvait augmenter le débit massique de l'As(III) d'un facteur de 1,8. Il a été démontré que les flux massiques d'As(III) sont 1000fois plus élevés que les flux massiques d'As(V). Il est possible que la mobilité de l'arsenic augmente lorsque l'environnement passe d'un milieu oxydant à un milieu réducteur (Jarsjö et coll., 2020).

Le pompage intensif des puits et l'assèchement des systèmes d'eau souterraine a augmenté les concentrations d'arsenic dans les aquifères. Une étude effectuée à Perth, en Australie, a permis d'établir qu'il n'y avait pas d'arsenic dans les puits d'étude peu profonds en 1976 (limite de détection non fournie). Après un assèchement important, la concentration d'arsenic a dépassé 1000μg/L dans les puits de surveillance, a atteint jusqu'à 7000μg/L dans les puits de forage non tubés et se situait entre 5 et 15μg/L dans les puits d'approvisionnement en eau en 2004 (Appleyard et coll., 2006). Les auteurs ont détecté des concentrations d'arsenic plus élevées près de la nappe phréatique dans les zones d'eau souterraine acides. Les niveaux d'arsenic diminuaient avec la profondeur (jusqu'à environ 5m) à mesure que le pH de l'eau souterraine remontait aux niveaux ambiants naturels. Dans les puits profonds, les conditions d'oxydoréduction devenaient de plus en plus réductrices, ce qui a entraîné une augmentation de la présence d'arsenic. Le pompage excessif des aquifères profonds entraîne la compaction de l'argile environnante, ce qui a pour effet de rejeter l'arsenic qui réside dans ses pores vers les aquifères adjacents (Erban et coll., 2013; Smith et coll., 2018).

Les précipitations qui suivent les feux de forêt extrêmes peuvent avoir une incidence sur les cours d'eau, dont les effets sont notamment une augmentation des concentrations d'arsenic et de carbone organique dissous (Bladon et coll., 2014; Murphy et coll., 2015, 2020; Paul et coll., 2022; Beyene et coll., 2023). L'arsenic peut être mobilisé à la suite de perturbations du sol causées par les feux de forêt et pénétrer dans les eaux de surface et les eaux souterraines. Aux États-Unis, une étude de Pennino et coll. (2022) a évalué les concentrations mesurées tirées du Safe Drinking Water Information System ainsi que des Centers for Disease Control and Prevention (de 2006 à 2016) afin d'explorer l'impact des feux de forêt sur la contamination des réseaux d'eau publics en fonction de plusieurs paramètres, dont l'arsenic. Les infractions liées à l'arsenic (incidents de concentrations supérieures au «maximum contaminant level» [niveau maximal de contaminant] de 0,01mg/L) associées aux sources d'eau souterraine ont augmenté de 1,08infraction par réseau sur 3ans et de 1,13infraction sur 10ans après les feux de forêt, comparativement au même nombre d'années antérieures aux feux de forêt. Les concentrations moyennes annuelles d'arsenic ont augmenté de 0,92μg/L pendant la période de 3ans précédant ou suivant un feu de forêt et de 0,95μg/L pendant la période de 10ans précédant ou suivant un feu de forêt. Dans l'ensemble, les infractions liées à l'arsenic ont augmenté dans 35% des sites et diminué dans 48% des sites après un feu de forêt, tandis que les concentrations d'arsenic ont augmenté dans 40% des sites et diminué dans 22% des sites après un feu de forêt. Ces données indiquent que les feux de forêt sont une source potentielle de rejets d'arsenic dans les sources d'eau potable souterraine.

1.3 Exposition

Les personnes au Canada sont exposées à l'arsenic principalement par les aliments et l'eau potable. La contribution de ces deux sources dépend de la concentration d'arsenic dans l'eau destinée à la consommation et utilisée pour reconstituer des boissons et/ou des aliments. Lorsqu'une population vit dans une région où les concentrations d'arsenic présent à l'état naturel sont élevées ou qui se trouve à proximité d'un site contaminé, l'eau potable peut être le facteur le plus important de l'exposition globale aux formes inorganiques d'arsenic.

Eau

Des données sur l'arsenic total (inorganique) provenant de la surveillance de l'eau effectuée par les provinces et les territoires (PT) (approvisionnements municipaux et non municipaux) ont été obtenues. Ces ensembles de données comprenaient les concentrations d'arsenic total dans l'eau brute, l'eau traitée et l'eau du réseau de distribution. Les concentrations d'arsenic total proviennent de la Direction générale de la santé des Premières Nations et des Inuit (DGSPNI) de Services aux Autochtones Canada ainsi que de l'étude nationale sur l'eau potable (ENEP). Ces ensembles de données reflètent les différentes limites de détection (LD) utilisées par les laboratoires accrédités au sein des secteurs de compétence et entre eux, ainsi que leurs programmes de surveillance respectifs. Par conséquent, l'analyse statistique des données sur l'exposition ne donne qu'une image limitée. Les résultats des données des PT et de la DGSPNI sont présentés dans le Tableau 2; les résultats des données de l'ENEP figurent dans le Tableau 3; quant aux études de surveillance de l'eau de surface et de l'eau souterraine menées par Environnement et Changement climatique Canada (ECCC), elles sont présentées à l'annexeC. Pour les concentrations d'arsenic total:

• Les données des PT montraient généralement des niveaux d'arsenic plus élevés dans l'eau souterraine brute que dans l'eau de surface. Les valeurs moyennes dans l'eau traitée et distribuée étaient généralement inférieures à 5μg/L, quelle que soit la source.
• Les données de la DGSPNI montrent des valeurs moyennes d'arsenic dans les eaux traitées et distribuées en dessous de 5μg/L. Les concentrations du 90e centile étaient généralement inférieures à 5μg/L, mais l'eau traitée ou distribuée de certaines sources d'eau souterraine dépassait cette valeur.
• Les concentrations du 90ecentile dans les données de l'ENEP étaient inférieures à 5μg/L pour les eaux traitées et distribuées. On a observé des valeurs plus élevées dans les sources d'eau souterraine.
• Les concentrations du 90ecentile dans les données de surveillance à long terme des eaux de surface d'ECCC étaient généralement inférieures à 5μg/L.
• Les études de surveillance des eaux souterraines ambiantes des PT (annexeC) ont montré que les concentrations du 90ecentile allaient jusqu'à 40μg/L. Aucune des sources concernées n'est utilisée pour l'eau potable.

Une Étude sur l'alimentation, la nutrition et l'environnement chez les Premières Nations a inclus les résultats de huit régions de l'Assemblée des Premières Nations (EANEPN, 2021). Le document comprend un résumé de l'échantillonnage de l'eau du robinet de 1516 ménages. Les concentrations d'arsenic étaient inférieures à 10μg/L dans tous les ménages sauf un, où la concentration maximale était de 14μg/L.

McGuigan et coll. (2010) ont effectué un examen des concentrations d'arsenic, accessibles au public, dans l'eau potable au Canada. Ils ont compilé tous les renseignements disponibles dans la littérature (concentrations d'arsenic dans l'eau brute, dans l'eau traitée et rapports). Cette étude a montré que la plupart des échantillons d'eau contenaient des concentrations d'arsenic inférieures à 10μg/L. Plusieurs points chauds localisés en Alberta, en Colombie-Britannique, au Nouveau-Brunswick, à Terre-Neuve-et-Labrador, en Nouvelle-Écosse, au Québec et en Saskatchewan ont des concentrations d'arsenic plus élevées.

Aliments

Les aliments sont généralement considérés comme l'une des sources d'exposition à l'arsenic les plus importantes au Canada. Les populations vivant dans des zones où la concentration d'arsenic présent à l'état naturel est élevée ou à proximité d'un site contaminé font exception. Compte tenu de l'exposition moyenne à l'arsenic par les aliments (Santé Canada, 2022a), les aliments représentent la plus grande source d'exposition lorsque les concentrations d'arsenic dans l'eau sont inférieures à 3μg/L pour les nourrissons et à 5μg/L pour les adultes; au-dessus de ces concentrations, l'eau potable devient la principale source d'exposition. L'arsenic peut se trouver sous forme organique et inorganique dans les aliments; on considère généralement que les formes inorganiques sont beaucoup plus toxiques pour l'être humain. La quantité et les formes d'arsenic présentes dans les aliments dépendent de plusieurs facteurs, comme le type d'aliment, les conditions de croissance et les techniques de transformation (ACIA, 2022a). L'Étude canadienne sur l'alimentation totale est un programme de surveillance des aliments qui effectue un suivi des concentrations de contaminants chimiques dans les aliments généralement consommés par la population canadienne. Dans l'ensemble, de 1993 à 2018, les concentrations d'arsenic détectées variaient de 0,0075ng/g dans l'eau du robinet à 8495ng/g dans le poisson de mer. Les concentrations d'arsenic dans différents aliments variaient de 0,7 à 6,6ng/g dans le jus de pomme, de 219 à 362ng/g dans les mollusques et crustacés, de 3215 à 8495ng/g dans le poisson de mer, de 120 à 1087ng/g dans le poisson d'eau douce, de 31 à 99ng/g dans le riz blanc et d'une concentration non décelée (nd) à 2,6ng/g dans les préparations pour nourrissons. Dans l'eau du robinet, les concentrations d'arsenic variaient de nd à 1,05ng/g (Santé Canada, 2020a).

Santé Canada a établi des limites maximales pour l'arsenic total dans les boissons (0,1 ppm), sauf les jus de fruits et les nectars, et dans l'eau embouteillée (0,01ppm), ainsi que pour l'arsenic inorganique dans les jus de fruits et les nectars (0,01ppm), et dans les jus de raisin et les nectars (0,03ppm) (Santé Canada, 2020b).

Le riz est considéré comme une source importante d'exposition alimentaire, et il est probable qu'il ait des concentrations d'arsenic plus élevées que les autres aliments, car sa culture se fait en conditions d'inondation. L'arsenic inorganique peut représenter environ 70% de la concentration d'arsenic du riz, et sa biodisponibilité est élevée. Les concentrations dans le riz brun (qui est moins transformé) sont généralement plus élevées que celles dans le riz blanc. Les résultats d'enquête recueillis par l'Agence canadienne d'inspection des aliments (ACIA) de 2011 à 2013 indiquent une concentration moyenne d'arsenic inorganique de 94,19ppb dans le riz et les produits du riz (ACIA, 2018a). Santé Canada a établi des limites maximales respectives de 0,2, 0,35 et 0,1ppm pour l'arsenic inorganique dans le riz poli (blanc), le riz décortiqué (brun) et les aliments à base de riz pour bébés. Ces limites maximales s'appliquent également au riz blanc et au riz brun utilisés comme ingrédient dans d'autres aliments (SantéCanada, 2020b).

Dans le cadre de son Projet sur les aliments destinés aux enfants mené de 2013 à 2014, l'ACIA a mesuré l'arsenic total dans des échantillons d'aliments pour enfants. Elle a détecté la présence d'arsenic total dans 20,6% des échantillons, à des concentrations qui variaient de 0,005ppm dans les échantillons de jus et de purées contenant de la viande à un maximum de 0,023ppm dans un échantillon de purée de légumes. Deux échantillons de jus se sont révélés positifs pour l'arsenic, un jus de poire (0,0067ppm) et un jus de pomme (0,0054ppm). Les deux échantillons présentaient un taux d'arsenic inorganique inférieur à la limite maximale de 0,01ppm dans les jus de fruits. Les concentrations d'arsenic total mesurées dans les échantillons prélevés au cours de cette période étaient toutes comprises dans les plages mesurées pour les périodes précédentes (2008 à 2009 et 2010 à 2011) ou inférieures (ACIA, 2018b). L'ACIA a également publié des enquêtes ciblées sur la concentration d'arsenic total et la spéciation de l'arsenic dans les boissons alcoolisées, le poisson ainsi que les mollusques et crustacés échantillonnés au cours de la période de 2018 à 2019 et a ajouté les aliments pour bébés à base de riz à ses enquêtes au cours de la période de 2019 à 2020. Les concentrations moyennes d'arsenic total (et d'arsenic inorganique total) rapportées sont présentées dans le Tableau 4.

Dans le cadre d'un projet intitulé «Surveillance de la spéciation de l'arsenic dans divers échantillons alimentaires», un projet du Fonds pour le contrôle et la surveillance qui s'inscrit dans le Plan de gestion des produits chimiques et qui est mené par la Direction générale des produits de santé et des aliments de SantéCanada, les chercheurs ont analysé 71échantillons provenant de l'Étude canadienne sur l'alimentation totale de 2011 et 75échantillons provenant de l'étude de 2012 pour déterminer la concentration de six espèces d'arsenic: arsénobétaïne, arsénocholine, acide cacodylique (DMA), acide monométhylarsinique (MMA), As(III) et As(V). On a trouvé principalement de l'arsénobétaïne et de l'arsénocholine dans les échantillons de viande, de poisson et de champignons; ces deux espèces représentent une grande partie de l'arsenic total chez le poisson (plus de 95% de l'arsenic total). En ce qui concerne les échantillons de viande ou d'aliments transformés, 35échantillons contenaient ces deux espèces d'arsenic et, ensemble, elles représentaient moins de 13% (en moyenne) de l'arsenic total. On a détecté la présence de DMA et de MMA dans la plupart des échantillons alimentaires, mais les espèces prédominantes mesurées étaient l'As(III) et l'As(V). En ce qui concerne les échantillons provenant de l'Étude canadienne sur l'alimentation totale de 2011 et 2012, les concentrations d'arsenic total variaient respectivement entre 2,86ng/g (cerises) et 80,9ng/g (céréales à base de riz) et entre 0,36ng/g (café) et 72,9ng/g (herbes et épices) (Santé Canada, 2016).

Air

Les chercheurs du programme du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique ont mesuré les concentrations d'arsenic dans l'air ambiant associées aux matières particulaires fines (MP_2,5) dans 16stations au Canada pendant la période allant de 2009 à 2013. Ils ont signalé une concentration moyenne de 0,0009μg/m³, la plage allant de moins de 0,000016 à 0,74μg/m³ dans 4128échantillons (Galarneau et coll., 2016). Les personnes vivant à proximité de sources ponctuelles d'arsenic inorganique, comme les fonderies de plomb et de cuivre, peuvent être exposées à des niveaux beaucoup plus élevés que ceux auxquels la population générale est exposée. Le rapport d'évaluation de la Liste des substances d'intérêt prioritaire d'EnvironnementCanada et de Santé et bien-être social Canada (1993) indique que les concentrations atmosphériques d'arsenic près des fonderies et d'un four de grillage du minerai d'or variaient de 0,086 à 0,3μg/m³, alors que la concentration moyenne d'arsenic (dans la plupart des 11villes étudiées) était de 0,001μg/m³. À Rouyn-Noranda, au Québec, dans les environs d'une fonderie de cuivre, les concentrations annuelles moyennes d'arsenic dans l'air ambiant ont généralement affiché une tendance à la baisse entre le début des années1990 et 2021. On observe des différences dans l'ampleur des concentrations d'arsenic selon l'emplacement des appareils de mesure: les stations éloignées de la fonderie affichent des concentrations annuelles inférieures à celles des stations plus proches de l'installation. Les données de 1993 à 2005 indiquent des concentrations moyennes annuelles d'arsenic nettement plus élevées, dépassant souvent 500ng/m³ et atteignant jusqu'à 968ng/m³ aux stations les plus proches de l'installation. En revanche, les concentrations variaient de 60 à 260ng/m³ aux stations éloignées pendant la même période. De 2005 à 2021, les concentrations moyennes annuelles d'arsenic variaient généralement de 70 à 200ng/m³ aux stations adjacentes à la fonderie, de 16 à 73ng/m³ aux stations situées à une distance de 500 à 600m et de 3 à 39ng/m³ aux stations les plus éloignées.

Les matières particulaires fines dans l'air extérieur, y compris les composés métalliques liés aux particules, peuvent s'infiltrer dans l'environnement intérieur et nuire à la qualité de l'air intérieur. Des données probantes indiquent que les particules infiltrées reflètent leur origine extérieure sur le plan de la composition élémentaire et que les matières particulaires (MP) peuvent se déposer sous forme de poussière dans l'environnement intérieur (Rasmussen et coll., 2018). Par conséquent, les MP provenant de sources extérieures peuvent avoir des répercussions sur la santé en détériorant la qualité de l'air intérieur. Les auteurs ont mesuré l'arsenic dans la poussière intérieure de 1025habitations urbaines dans 13villes canadiennes dans le cadre d'une évaluation des concentrations, des charges et des taux de charge représentatifs à l'échelle nationale de plusieurs métaux dans les habitations urbaines. Les concentrations d'arsenic variaient de 0,1 à 153μg/g, à une moyenne mesurée de 13,1μg/g et un 95ecentile de 40,6μg/g. Environ la moitié des habitations visées par l'étude se situaient à moins de 2kilomètres de zones industrielles et se caractérisaient par des taux de charge de poussière et de métal plus élevés que ceux des habitations situées dans les zones non industrielles. Toutefois, les auteurs n'ont observé aucune différence significative des concentrations de poussière et de métal (y compris l'arsenic) entre les zones non industrielles et les zones industrielles. Les auteurs indiquent que le taux de charge de poussière plus élevé dans les zones industrielles est probablement à l'origine des taux de charge de métaux plus élevés observés dans les habitations situées près des zones industrielles (Rasmussen et coll., 2013).

Sol

L'arsenic dans le sol (principalement sous forme inorganique) provient des matières sous-jacentes qui constituent le sol, des déchets industriels ou de l'utilisation de composés arsenicaux pour la préservation du bois. En général, l'exposition à l'arsenic provenant du sol ne devrait se produire que dans les régions où il y a des sources industrielles et géologiques. Les enfants sont potentiellement plus exposés à l'arsenic provenant du sol par ingestion accidentelle. Dans une étude canadienne récente, la concentration moyenne de fond d'arsenic dans le sol (matériau d'origine sous le sol de surface, appelé horizonC) dans 532sites parmi 10provinces était de 6,2mg/kg pour les sols de la couche de surface (de 0 à 5cm) et de l'horizonC combinés. Les chercheurs ont observé des concentrations élevées en Nouvelle-Écosse (moyenne: 10mg/kg; écart-type: 28,1mg/kg; 95ecentile: 28mg/kg, 67échantillons), au Nouveau-Brunswick (moyenne: 8,5mg/kg; écart-type: 5,4mg/kg; 95ecentile: 21mg/kg, 115échantillons) et à Terre-Neuve-et-Labrador (moyenne: 9,7mg/kg; écart-type: 0,11mg/kg; 95ecentile: 31mg/kg, 66échantillons). Dans l'ensemble, ils ont détecté des concentrations d'arsenic significativement plus faibles dans la couche de surface (médiane: 4,7mg/kg) que dans l'horizonC (médiane: 6,3mg/kg), ce qui donne à penser que la majeure partie de la variabilité de l'arsenic entre les régions peut être attribuable aux caractéristiques du substrat rocheux (à savoir l'altération naturelle des matériaux d'origine riches en arsenic) (Dodd et coll., 2017).

Les auteurs ont trouvé des niveaux d'arsenic significativement plus élevés dans les zones influencées par les sources géologiques naturelles ou les opérations minières. Dans les résidus miniers de 14districts aurifères historiques de la Nouvelle-Écosse, les concentrations d'arsenic variaient entre 10 et 312000mg/kg (moyenne: 11900mg/kg, 482échantillons) (Parsons et coll., 2012). Dans la région de Yellowknife, les auteurs ont estimé que la concentration d'arsenic dans la couche de terre végétale (de 0 à 5cm) variait de moins de 2 à 4700mg/kg (médiane: 120mg/kg) à moins de 30km de Yellowknife. À moins de 20km de Yellowknife, 95% des échantillons de la couche supérieure de 5cm ont dépassé les valeurs recommandées par le Conseil canadien des ministres de l'environnement (CCME) pour les sols résidentiels (12mg/kg), alors que seulement 49% des sols au-delà de 20km dépassaient cette valeur. Les auteurs ont mesuré des concentrations élevées d'arsenic (jusqu'à 4700mg/kg) dans les sols accessibles au public près des cheminées de four de grillage de mine hors service de la région. Les auteurs ont estimé que la concentration de fond d'arsenic dans la région était comprise entre 0,25 et 15mg/kg en se basant sur 1490échantillons de till, à l'exclusion des échantillons prélevés dans un rayon de 20km autour de la zone de Yellowknife en raison de l'influence de l'exploitation minière historique. Ils ont estimé le niveau du 95ecentile à moins de 22mg/kg (Palmer et coll., 2021).

Produits de consommation

Le tabac contient des concentrations mesurables d'arsenic. Le tabac se cultive dans plus de 120pays et ses concentrations d'arsenic varient selon la région géographique (Lugon-Moulin et coll., 2008). La Chine et les États-Unis sont les plus grands producteurs de feuilles de tabac au monde (Eriksen et coll., 2012). Une étude récente a estimé que la valeur moyenne de l'arsenic dans le tabac extrait de 50échantillons de grandes marques de cigarettes aux États-Unis (Fresquez et coll., 2013) était de 0,29mg/kg (écart-type: 0,04), alors que la valeur moyenne pour 47échantillons de grandes marques de cigarettes en Chine était de 0,85mg/kg (écart-type: 0,73) (O'Connor et coll., 2010). Campbell et coll. (2014) ont analysé 14échantillons de tabac provenant du Royaume-Uni, des États-Unis et de la Chine, y compris des produits de cigarette et des matériaux de référence certifiés. Les concentrations d'espèces inorganiques totales d'arsenic variaient de 144 à 3914μg/kg, tandis que la concentration de DMA variait de 21 à 176μg/kg et celle du MMA de 30 à 116μg/kg. Dans l'ensemble, les données indiquent un rapport constant d'environ 4:1 pour l'arsenic inorganique par rapport aux formes organiques.

Le cannabis pourrait aussi être une source potentielle d'exposition à l'arsenic, bien que les recherches sur les niveaux d'arsenic dans les produits du cannabis soient très limitées. Une étude de Bengyella et coll. (2022) indique que l'arsenic s'accumule dans les racines, les tiges et les feuilles de huit variétés différentes de plantes de chanvre. Les concentrations variaient largement entre les variétés et les structures végétales, allant de moins de 2ppm à plus de 12ppm. Des recherches supplémentaires sont nécessaires pour comprendre le potentiel d'exposition à l'arsenic découlant de la consommation de cannabis.

Données de biosurveillance

L'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) est une enquête nationale qui recueille des renseignements auprès de la population canadienne (dans 10provinces) sur l'état de santé général. L'ECMS est l'enquête la plus complète et directe sur les mesures de santé menée au Canada, et elle est conçue pour représenter la population canadienne. Elle fournit des données de base sur plusieurs indicateurs de santé, y compris les expositions environnementales à des produits chimiques tels que l'arsenic. Ces données de biosurveillance tiennent compte de toutes les voies d'exposition.

On peut estimer l'exposition à l'arsenic inorganique à partir de la somme des concentrations urinaires de deux espèces inorganiques, As(III) et As(V), et de leurs métabolites méthylés (organiques), le MMA et le DMA. Le MMA et le DMA urinaires peuvent également provenir directement de la consommation de plusieurs aliments qui les contiennent, ou du métabolisme humain des arsénosucres et des arsénolipides, composés organoarséniques contenus dans les fruits de mer, mais on sait que la somme des concentrations urinaires d'As(III), d'As(V), de MMA et de DMA donne une estimation plus stable de l'exposition à l'arsenic inorganique que n'importe quelle espèce individuelle, étant donné que les variations de la population en degré de méthylation dues à des facteurs tels que l'âge, le sexe, l'indice de masse corporelle (IMC), etc., n'ont pas montré d'influence sur la somme (Hays et coll., 2010).

L'échantillonnage des espèces d'arsenic inorganique [As(III), As(V), MMA et DMA] dans l'urine s'étend sur cinq cycles de l'ECMS, de 2009 à 2019 (Santé Canada, 2021a). Les concentrations moyennes géométriques d'arsenic inorganique (calculées en prenant la somme des espèces d'arsenic inorganique) dans l'urine pour tous les groupes d'âge (de 3 à 79ans) de la population canadienne sont demeurées relativement inchangées au cours des cinq cycles d'échantillonnage, allant de 5,1 à 5,5μg d'arsenic/L. Les concentrations urinaires d'arsenic inorganique par âge et sexe sur les cinq cycles sont présentées dans le Tableau 5. Le volet de biosurveillance de l'ECMS fournit un instantané de l'exposition de la population (à l'arsenic inorganique) intégré à partir de toutes les sources. On a comparé les concentrations d'arsenic inorganique dans l'urine de 2016 à 2017 (Faure et coll., 2020) et de 2018 à 2019 (rapport à paraître) à un niveau dans l'urine équivalent à une valeur guide d'exposition basée sur la santé (équivalent de biosurveillance). L'équivalent de biosurveillance pour l'arsenic dans l'urine utilisé pour la comparaison est de 6,4μg d'arsenic/L, que l'on a calculé à partir d'une dose de référence de 0,0003mg/kg de poids corporel par jour en fonction de l'hyperpigmentation, de la kératose et des complications vasculaires possibles. Le quotient de danger obtenu, calculé comme le rapport entre les concentrations à l'échelle de la population et l'équivalent de biosurveillance, était supérieur à 1 au 95ecentile des concentrations de la population. Toutefois, il ne dépassait pas 1 lorsqu'on utilisait la moyenne géométrique des concentrations à l'échelle de la population, ce qui laisse croire que l'exposition peut dépasser les valeurs guides existantes pour une partie de la population, au moins par intermittence.

L'étude mère-enfant sur les composés chimiques de l'environnement (MIREC) est une étude nationale prospective de biosurveillance portant sur des femmes et des personnes enceintes âgées de 18ans et plus recrutées dans 10villes du Canada entre 2008 et 2011 (Arbuckle et coll., 2013). Les auteurs ont mesuré l'arsenic total dans le sang des mères aux premier et troisième trimestres ainsi que dans le sang de cordon ombilical et le méconium. Les taux de détection étaient les plus élevés dans le sang au premier trimestre (92,5%) et les plus bas dans le méconium (6,1%). L'arsenic total dans les échantillons de sang total du premier trimestre (n=1938) affichait respectivement des concentrations moyennes géométriques, au 95ecentile et maximales de 0,75μg/L, 2,32μg/L et 34,46μg/L (Ettinger et coll., 2017). De plus, les auteurs ont mesuré la spéciation de l'arsenic dans l'urine au premier trimestre (n=1933); toutefois, ils ont seulement détecté du DMA, respectivement à des concentrations moyennes géométriques, au 95ecentile et maximales de 2,30μg/L, 11,99μg/L et 64,42μg/L. Les concentrations d'arsenic total dans le sang et de DMA dans l'urine aux premier et troisième trimestres étaient plus élevées chez les femmes âgées, nées à l'étranger ou ayant un niveau d'éducation supérieur. Les auteurs ont également observé des relations positives et statistiquement significatives entre les taux d'arsenic total dans le sang au premier trimestre, les taux de DMA chez la mère et le diabète gestationnel dans cette cohorte (Shapiro et coll., 2015; Ashley-Martin et coll., 2018). Les concentrations d'arsenic total dans le sang au premier trimestre étaient également associées à un risque accru d'hypertension gestationnelle et de prééclampsie chez les participantes à l'étude MIREC. Les personnes ayant des niveaux de manganèse plus élevés étaient moins sujettes aux effets nocifs de l'arsenic sur l'hypertension gestationnelle (Borghese et coll., 2023). Des données supplémentaires sont disponibles pour l'arsenic total dans les échantillons de sang d'enfants âgés de 2 à 5ans provenant d'une étude de suivi sur le développement de l'enfant (MIREC-CD Plus). Les concentrations médiane et maximale d'arsenic total dans des échantillons de sang total prélevés chez des enfants (n=449) étaient respectivement de 0,464μg/L et 20,7μg/L (Ashley-Martin et coll., 2019). On n'a trouvé aucune association entre l'exposition de l'enfant à l'arsenic et les mesures anthropométriques (par exemple, l'IMC). Dans une étude de suivi (MIREC-ENDO, 2018 à 2021) menée auprès de participants à l'étude MIREC âgés de 7 à 9ans, les auteurs ont détecté des concentrations d'arsenic dans le sang total chez 48% des enfants de sexe masculin et chez 55% des enfants de sexe féminin; les concentrations médianes étaient de 0,23μg/L chez les garçons et de 0,38μg/L chez les filles (données non publiées). Les auteurs ont mesuré l'arsenic total dans le sang chez les mères de ces enfants au même moment (de 7 à 9ans après l'accouchement); ils ont détecté des concentrations médianes de 2,30μg/L et un 95ecentile de 0,38μg/L chez 97% des mères (données non publiées).

2.0 Considérations relatives à la santé

2.1 Cinétique

2.1.1 Absorption

Le tractus gastro-intestinal absorbe bien la plupart des composés inorganiques de l'arsenic (>80%); cependant, l'absorption décroît avec la diminution de la solubilité (CIRC, 2012). Le MMA et le DMA sont également bien absorbés (environ 75% à 85%) après ingestion orale (ATSDR, 2007). L'absorption par inhalation se produit dans une moindre mesure que l'absorption par ingestion; toutefois, la hausse de la solubilité et la diminution de la taille des particules peuvent augmenter l'absorption. Les grandes particules aéroportées contenant de l'arsenic qui pénètrent dans les voies respiratoires supérieures peuvent également être absorbées dans l'intestin si elles sont avalées par la suite. L'arsenic organique et l'arsenic inorganique sont mal absorbés par la peau, de sorte que cette voie d'exposition est d'une importance mineure comparativement à l'ingestion (U.S. NRC, 1999; ATSDR, 2007, 2016; CIRC, 2012).

Le mouvement de l'As(III) à travers les cellules humaines est facilité par les aquaglycéroporines (AQP) et les hexoses perméases (CIRC, 2012; Mukhopadhyay et coll., 2014). Alors que l'AQP9 se trouve dans les astrocytes et les cellules hépatiques, l'AQP7 se trouve dans le rein, le tissu adipeux et le testicule (Kageyama et coll., 2001). Liu et coll. (2002) ont signalé que l'As(III) est transporté dans les cellules par les aquaglycéroporines AQP7 et AQP9, qui amènent également de l'eau et du glycérol dans les cellules. L'APQ9 transporte également l'arsenic monométhylé trivalent [MMA(III)] près de 3fois plus rapidement que l'As(III) (Liu et coll. 2006). Certaines études laissent entendre que le transport d'As(V) se fait par l'intermédiaire d'agents de transport de phosphate, car il est chimiquement comparable au phosphate (Huang et coll., 1996; Cohen et coll., 2013; Garbinski et coll., 2019).

2.1.2 Distribution

Une fois ingéré, l'arsenic inorganique apparaît rapidement dans la circulation sanguine, où il se lie principalement à l'hémoglobine (Axelson, 1980). On a signalé des corrélations entre l'augmentation des niveaux d'arsenic inorganique dans l'eau potable et les niveaux d'arsenic dans le sang (Arikan et coll., 2015; Rodrigues et coll., 2015). Dans le sang, les espèces d'arsenic inorganique peuvent se lier aux groupes sulfhydryle des protéines et aux composés de faible poids moléculaire tels que le glutathion et la cystéine (U.S. NRC, 1999). La persistance dans le sang dépend des caractéristiques de liaison et de transport des espèces d'arsenic. Par exemple, l'As(III) a une affinité environ 5 à 10fois plus grande pour les groupes sulfhydryle que l'As(V), ce qui pourrait expliquer la faible absorption cellulaire et les faibles concentrations tissulaires des formes pentavalentes (Jacobson-Kram et Montalbano, 1985).

Dans les 24heures suivant l'exposition par voie orale, la majeure partie de l'arsenic se retrouve dans le foie, les reins, les poumons, la rate et la peau (Wickström, 1972). Il s'accumule surtout dans la peau, les os et les muscles. L'accumulation d'arsenic dans la peau, par exemple, est probablement attribuable à l'abondance des protéines contenant des groupes sulfhydryle (Fowler et coll., 2007). Le transport de l'As(III) dans l'ensemble du corps humain serait lié à la perméase glucose, qui serait fortement exprimée dans les cellules cardiaques et cérébrales (Garbinski et coll., 2019). On a également signalé un transfert transplacentaire d'arsenic chez l'être humain (Amaya et coll., 2013).

Les espèces d'arsenic organique ingérées, comme l'acide monométhylarsonique [MMA(V)] et l'acide diméthylarsinique [DMA(V)], ne sont pas facilement absorbées par les cellules et sont en grande partie excrétées sous forme inchangée (Cohen et coll., 2006). Des études chez l'animal ont toutefois montré que l'exposition aiguë directe au MMA et au DMA entraînait une certaine distribution dans la vessie, les reins, les poumons et le sang (ATSDR, 2007).

Dans l'ensemble, de nombreux facteurs influent sur la distribution et la rétention de l'arsenic, notamment l'espèce chimique, le niveau de dose, le type de tissu, la capacité de méthylation, l'état de valence et la voie d'administration (Thomas et coll., 2001).

2.1.3 Métabolisme

Chez l'être humain, l'arsenic ingéré est principalement métabolisé dans le foie par biotransformation enzymatique par l'arsénite méthyltransférase (AS3MT) en méthylarsonate et en diméthylarsinate. La méthylation de l'arsenic se produit par des étapes alternées de réduction et de méthylation oxydante, avec l'espèce trivalente servant de substrat méthylé et la S-adénosylméthionine de cosubstrat du donneur de méthyle. La réduction et la méthylation séquentielles des composés arsenicaux donnent lieu à la création de MMA(V) et de DMA(V) pentavalents, ainsi que d'acide monométhylarsonique [MMA(III)] et d'acide diméthylarsénieux [DMA(III)] trivalents (U.S. NRC, 2001; Vahter et Concha, 2001). Il existe une autre voie de méthylation chez l'animal, par laquelle l'arsenic trivalent se conjugue au glutathion (qui catalyse le transfert de méthyle), créant des composés arsenicaux trivalents liés aux thiols qui servent de substrats pour la méthylation catalysée par l'AS3MT (PISC, 2001; EFSA, 2009; Watanabe et Hirano, 2013; Cullen, 2014).

Les polymorphismes génétiques dans les enzymes associés à la méthylation peuvent entraîner une augmentation du temps de rétention de l'arsenic total dans le corps, assortie d'une augmentation de l'élimination de l'arsenic inorganique et du MMA et d'une réduction de l'élimination du DMA. Les substitutions d'acides aminés dans les enzymes AS3MT peuvent réduire l'activité de méthylation en diminuant l'affinité du substrat et, par conséquent, en abaissant les taux globaux de catalyse et la stabilité. Les personnes présentant de tels polymorphismes peuvent courir un risque accru de maladies liées à l'arsenic (Li et coll., 2017). Les polymorphismes génétiques dans d'autres enzymes, comme la glutathion S-transférase oméga1, la méthylènetétrahydrofolate réductase (Ahsan et coll., 2007; Lindberg et coll., 2007; Luo et coll., 2018) et la formiminotransférase cyclodéaminase (Pierce et coll., 2019), ont également été associés à un risque de cancer modifié; cependant, le risque semble plus faible par rapport à celui des polymorphismes dans les enzymes AS3MT (Chung et coll., 2010; Gao et coll., 2015). Les autres facteurs qui peuvent influencer la méthylation de l'arsenic inorganique comprennent l'âge, le sexe, l'origine ethnique, le niveau de dose, la grossesse et la nutrition (voir la section2.2.2).

Contrairement à l'arsenic inorganique, les composés arsenicaux organiques ingérés comme le MMA(V) et le DMA(V) subissent une très faible biotransformation et sont excrétés sous forme presque entièrement inchangée; par conséquent, l'ingestion de formes organiques d'arsenic ne produit pas autant de composés arsenicaux trivalents hautement réactifs qui sont cytotoxiques et génotoxiques (Cohen et coll., 2006).

2.1.4 Élimination

L'As(III) a tendance à s'accumuler dans les tissus; cependant, l'As(V) et l'arsenic organique sont rapidement et presque complètement éliminés par les reins (Bertolero et coll., 1987). Le DMA semble être plus facilement excrété que le MMA (U.S. NRC, 2001). Chez l'être humain, les proportions relatives des espèces d'arsenic dans l'urine sont habituellement de 10 % à 30% d'arsenic inorganique, de 10 % à 20% de MMA et de 60 % à 70% de DMA (Vahter, 2000; Caldwell et coll., 2009). Christian et coll. (2006) ont signalé que les femmes enceintes et les personnes enceintes exposées à des niveaux élevés d'arsenic inorganique dans l'eau potable excrètent l'arsenic ingéré principalement sous forme de DMA (79% à 85%), les quantités excrétées sous forme d'arsenic inorganique (8% à 16%) et de MMA (5% à 6%) étant moindres. Les frères et sœurs et les parents afficheraient des tendances semblables à la méthylation de l'arsenic dans l'urine, ce qui laisse supposer que le métabolisme de l'arsenic inorganique peut être influencé par des facteurs génétiques (Chung et coll., 2002).

Il semble exister, pour l'élimination de l'As(III) ingéré, deux procédés principaux qui se déroulent à des vitesses différentes (Lowell et Farmer, 1985). Le premier est celui de l'excrétion par voie urinaire rapide de l'arsenic inorganique sous les formes trivalente et pentavalente (près de 90% de la totalité de l'arsenic excrété par voie urinaire pendant les 12premières heures). Le second consiste en la méthylation séquentielle de l'As(III) dans le foie dans les formes organiques MMA(III), DMA(III), MMA(V) et DMA(V) (Buchet et Lauwerys, 1985; Lovell et Farmer, 1985). L'excrétion des composés méthylés commence environ cinqheures après l'ingestion, mais elle atteint son niveau maximal deux ou trois jours plus tard. Parmi les voies d'élimination moins importantes de l'arsenic inorganique, mentionnons la peau, les cheveux, les ongles, la sueur et le lait maternel (CIPR, 1975; Concha et coll., 1998; Kurttio et coll., 1999). Chez l'être humain, on estime que la demi-vie de l'arsenic inorganique se situe entre 2 et 40jours (Pomroy et coll., 1980).

La bile est également une voie importante de détoxification de l'arsenic, grâce à laquelle l'excès d'arsenic dans le foie est pompé sous forme de complexe arsenic-glutathion (sous formes inorganiques et méthylées) par un transporteur à cassette liant l'adénosine triphosphate spécifique connu sous le nom de protéine associée à la multirésistance aux médicaments (Leslie, 2011; Garbinski et coll., 2019).

2.1.5 Modélisation pharmacocinétique à base physiologique

On a mis au point des modèles pharmacocinétiques à base physiologique (PBPK) de l'arsenic inorganique à la fois pour l'animal et l'être humain (Mann et coll., 1996a,b; Yu, 1999; Gentry et coll., 2004; El-Masri et Kenyon, 2008; El-Masri et coll., 2018). Ces modèles ont été élaborés pour prédire l'élimination urinaire et fécale de l'arsenic et de ses métabolites en utilisant les paramètres du flux sanguin et du volume tissulaire propres à l'espèce (en tenant compte de l'âge) ainsi que des considérations liées au métabolisme tissulaire (notamment linéaire, du premier ordre ou saturable selon l'équation de Michaelis-Menten).

Une grande partie de la littérature scientifique sur les mécanismes de la toxicité de l'arsenic laisse entendre que les formes trivalentes [As(III), MMA(III) et DMA(III)] en sont probablement responsables. Cependant, on ne sait pas encore quelles formes d'arsenic sont responsables des réponses tissulaires qui mènent à des effets cancéreux et non cancéreux. De plus, les enzymes qui interviennent dans l'oxydation tissulaire des espèces trivalentes et les processus de transfert impliqués dans le transport des espèces trivalentes des tissus au sang, puis à l'urine ne sont pas entièrement compris. Les modèles PBPK actuellement disponibles décrivent l'apparition d'espèces trivalentes d'arsenic dans l'urine sans qu'elles passent par les systèmes de circulation et de filtration du corps. En d'autres termes, ils décrivent l'élimination directe de l'arsenic du foie, des poumons et des reins (les sites du métabolisme de l'arsenic) par l'urine, ce qui ne correspond pas aux approches de modélisation physiologique. Jusqu'à ce que l'on comprenne mieux les formes d'arsenic responsables de la toxicité et du cancer, ainsi que les processus d'oxydation et de transfert qui déplacent les espèces trivalentes par le sang des tissus à l'urine, les modèles PBPK actuels ne sont pas considérés comme suffisamment développés pour être utilisés dans une évaluation détaillée des risques liés à l'arsenic et à ses divers métabolites (RSI, 2022).

2.2 Effets sur la santé

La base de données épidémiologiques sur l'arsenic inorganique est vaste, et la documentation évaluée par les pairs comporte de nombreuses études primaires et revues et de nombreuses évaluations par des organismes de réglementation et des organismes faisant autorité. L'exposition à l'arsenic chez l'être humain a été associée (faiblement ou fortement) à de nombreux effets nocifs sur la santé, notamment le cancer de la vessie, du sein, du col de l'utérus, du côlon, de la vésicule biliaire, des reins, des poumons, de la prostate et de la peau. On l'a également associée à la leucémie et au lymphome, ainsi qu'à plusieurs autres effets non cancéreux, notamment le diabète, les maladies cardiovasculaires, l'hypertension, les lésions cutanées, les effets sur le développement neurologique et les issues défavorables de la grossesse. Les données chez l'animal sont d'une utilité limitée pour l'évaluation des risques pour l'être humain, car les animaux réagissent différemment à l'arsenic inorganique. En outre, le métabolisme de l'arsenic inorganique chez l'animal est quantitativement différent du métabolisme chez l'être humain. Par conséquent, ce document technique porte sur les données chez l'être humain concernant l'exposition orale par l'eau potable, et les données chez l'animal sont incluses uniquement pour étayer l'analyse du mode d'action (MOA), puisque les éléments moléculaires et cellulaires qui composent le mode d'action devraient être similaires entre les cellules humaines et animales.

Santé Canada a commandé une étude (RSC, 2019) utilisant une approche systématique en vue de déterminer les principaux effets cancéreux et non cancéreux chez l'être humain ayant les liens de causalité les plus forts avec l'exposition orale à l'arsenic inorganique dans l'eau potable. La recherche documentaire a porté sur des articles évalués par des pairs et des évaluations d'organismes internationaux, et visait à recenser les études primaires clés en vue d'une analyse approfondie. Les chercheurs ont procédé à une évaluation critique des méthodes utilisées dans chaque article de revue afin d'estimer le degré de confiance des conclusions de l'étude, de manière que seules les revues les plus solides issues de la littérature soient consultées comme sources pour le repérage des études primaires clés. Ce document technique porte uniquement sur les principaux effets cancéreux et non cancéreux sur la santé, tels que l'étude du Risk Services Center (RSC) les définit (2019).

2.2.1 Effets sur la santé chez l'être humain

Dans les sections suivantes, l'arsenic inorganique dans l'eau potable sera simplement appelé arsenic, à moins qu'il ne soit nécessaire de le différencier d'autres espèces. Les formes organiques de l'arsenic, ou les valences spécifiques, seront différenciées selon les besoins.

Effets aigus

On a signalé des symptômes d'intoxication aiguë par l'arsenic à la suite de l'ingestion d'eau de puits contenant de l'arsenic à des concentrations de 1200 et 21000μg/L (Feinglass, 1973; Wagner et coll., 1979). Les symptômes courants de l'exposition orale aiguë à une haute dose d'arsenic comprennent les nausées, les vomissements et la diarrhée probablement dû à l'irritation de la muqueuse gastro-intestinale; les autres effets comprennent les signes cliniques comme la confusion, les hallucinations, les troubles de la mémoire et les sautes d'humeur, ainsi que les changements neurocomportementaux chez les enfants (ATSDR, 2007). L'exposition à long terme (durée non fournie) à des concentrations plus faibles d'arsenic (par exemple, de 0,03 à 0,1mg d'As/kg par jour) peut entraîner un engourdissement et des picotements aux extrémités, des crampes musculaires, des éruptions cutanées, une sensation de brûlure (fourmillement) dans les extrémités; un épaississement excessif de l'épiderme de la peau des paumes et de la plante des pieds, des lignes de Mees sur les ongles et la détérioration progressive des réponses motrices et sensorielles (Fennell et Stacy, 1981; Murphy et coll., 1981; Wesbey et Kunis, 1981; ATSDR, 2007).

Effets cancéreux

Étant donné le grand nombre d'études sur le cancer publiées, l'évaluation des effets cancéreux se concentre sur les études de cohorte et les études cas-témoins et exclut les études transversales et écologiques. Dix-sept revues scientifiques publiées (Chu et Crawford-Brown, 2006; Celik et coll., 2008; Mink et coll., 2008; Begum et coll., 2012; McClintock et coll., 2012; Christoforidou et coll., 2013; St-Jacques et coll., 2014; Tsuji et coll., 2014; Bardach et coll., 2015; Karagas et coll., 2015; Lamm et coll., 2015; Mayer et Goldman, 2016; Gamboa-Loira et coll., 2017; Lynch et coll., 2017; Yuan et coll., 2018; Mendez et coll., 2019; Tsuji et al., 2019) ont fait l'objet d'une évaluation critique pour déterminer les meilleures études disponibles portant sur l'association entre les effets cancéreux et l'exposition à l'arsenic. Les études clés répertoriées à partir de ces revues ont fait l'objet d'une évaluation critique de la qualité de l'étude et du potentiel de description de la courbe dose-réponse dans la région des faibles doses, en fonction du nombre de groupes d'exposition et de l'espacement des doses inférieures à 100μg/L d'arsenic dans l'eau potable (la gamme de doses d'intérêt). On a accordé la préférence aux études menées aux États-Unis ou dans d'autres pays occidentaux. Toutefois, dans certains cas, les études sur les populations asiatiques ont été jugées plus appropriées en fonction du nombre de groupes d'exposition dont l'exposition était inférieure à 100μg/L. Les études menées avec un groupe témoin recevant une faible dose et au moins un autre groupe recevant une dose dans la gamme des faibles doses ont reçu une pondération supplémentaire. Les principaux effets cancéreux potentiels sur la santé sont le cancer de la vessie, le cancer du poumon et le cancer de la peau. Le tableauD-1 de l'annexeD présente une liste des principales études consultées à la suite des discussions sur les revues scientifiques susmentionnées. Les meilleures études primaires disponibles montrant les relations de causalité les plus fortes pour ces effets cancéreux chez l'être humain sont discutées ci-dessous. Les critères de sélection des meilleures études disponibles pour le cancer comprenaient les études de cohorte ou cas-témoins prospectives, les études portant sur des participants nord-américains atteints d'un cancer confirmé histologiquement, les estimations rapportées d'une mesure d'association (rapport de cotes [RC], indice de risque [IR] ou risque relatif [RR]) avec intervalles de confiance (IC), la prise en compte du tabagisme et des facteurs de confusion pertinents ainsi que les estimations des risques multiples associés à des concentrations inférieures à 100μg/L.

Cancer de la vessie

Baris et coll. (2016) ont mené une étude cas-témoins à grande échelle pour évaluer le risque de cancer de la vessie et l'exposition à de faibles concentrations d'arsenic dans l'eau potable. La population de l'étude provenait du Maine, du New Hampshire et du Vermont, où les taux de mortalité par cancer de la vessie sont plus élevés que ceux des États-Unis dans leur ensemble. Les auteurs ont évalué 1079 patients au total âgés de 30 à 79ans et atteints d'un cancer de la vessie histologiquement confirmé et nouvellement diagnostiqué entre 2001 et 2004. Les auteurs ont recensé les patients par l'intermédiaire des services de pathologie des hôpitaux ainsi que des registres des hôpitaux et des registres des cancers d'État. Ils ont sélectionné les sujets témoins (1287) au hasard dans les dossiers du Department of Motor Vehicle d'État (personnes âgées de 30 à 64ans) et les dossiers des bénéficiaires (personnes âgées de 65 à 79ans) des centres de services de Medicare et Medicaid. Les auteurs ont apparié les sujets témoins par fréquence aux patients cas selon l'État, sexe et groupe d'âge quinquennal au moment du diagnostic.

Les concentrations d'arsenic dans l'eau de puits ont été estimées au moyen d'une combinaison de mesures sur place et de modélisation géostatistique. Les auteurs ont divisé les groupes d'exposition en plages, selon les concentrations moyennes suivantes: inférieure ou égale à 0,4μg/L, supérieure à 0,4 jusqu'à 0,7μg/L, supérieure à 0,7 jusqu'à 1,6μg/L, supérieure à 1,6 jusqu'à 5,7μg/L, supérieure à 5,7 jusqu'à 8,7μg/L et supérieure à 8,7μg/L. Ils ont calculé les RC avec un IC à 95% pour les risques de cancer de la vessie sur 40ans (ce qui signifie que les expositions inférieures ou égales à 40ans avant le diagnostic ont été exclues) pour chaque groupe d'exposition comme suit: 1,0, 0,91 (0,71 à 1,17), 0,93 (0,72 à 1,20), 1,06 (0,81 à 1,40), 0,92 (0,51 à 1,66) et 1,49 (0,85 à 2,61). Les auteurs ont ajusté les RC en fonction de l'âge, du sexe, de l'origine ethnique, de l'État de résidence, du tabagisme, de la profession à risque élevé et de l'exposition aux sous-produits de désinfection de l'eau potable.

Une augmentation statistiquement significative du risque de cancer de la vessie (tendance positive de la relation exposition-réponse) était associée à la fois à l'apport quotidien moyen d'arsenic et à l'apport cumulatif sur 40ans (P_tendance respective de 0,01 et de 0,004). Toutefois, les auteurs n'ont pas observé cette association pour les plages d'exposition moyennes e décalées sur 40ans ou avec une concentration dans l'eau du puits (décalée ou non). Cette tendance était significative chez les participants ayant des antécédents d'utilisation de puits privés, en particulier ceux qui utilisaient des puits creusés peu profonds qui sont vulnérables à la contamination anthropique, comme l'utilisation de pesticides arsenicaux dans la zone d'étude avant 1960. Les auteurs ont conclu que la tendance positive significative entre l'apport en eau potable (provenant de l'eau, des boissons et des aliments préparés avec de l'eau) et le risque de cancer de la vessie était principalement attribuable à la quantité d'eau potable consommée et non à la concentration d'arsenic dans l'eau.

Les points forts de cette étude tiennent à l'envergure de cette étude cas-témoins qui évalue le risque de cancer de la vessie découlant d'une exposition faible à modérée à l'arsenic dans l'eau potable; au fait qu'elle repose sur un modèle basé sur la population utilisant des patients atteints d'un cancer de la vessie confirmé histologiquement; et à la prise en compte des facteurs de confusion des autres risques de cancer de la vessie dans les estimations du risque. Une limitation de l'étude est l'imprécision de l'évaluation de l'exposition à l'arsenic, laquelle est attribuable à une incertitude substantielle liée aux grandes variations des concentrations d'arsenic dans l'eau souterraine sur de courtes distances et aux difficultés d'estimation des niveaux historiques dans les puits privés. Les auteurs ont indiqué que cette limitation explique probablement l'incapacité de l'étude à quantifier avec précision la contribution de l'exposition à l'arsenic à l'incidence excessive du cancer de la vessie observée en Nouvelle-Angleterre.

Chen et coll. (2010a) ont mené une étude de cohorte prospective portant sur 8086 résidents (âgés de 40ans et plus) dans 18villages et 4586ménages dans le Nord-Est de Taiwan, de 1991 à 1994, afin d'explorer l'association entre le risque de cancer de l'appareil urinaire (y compris les cancers de la vessie et d'autres cancers des voies urinaires) et l'exposition à de faibles niveaux d'arsenic dans l'eau de puits. Les participants ont fait l'objet d'un suivi pendant 12ans. Les auteurs ont obtenu l'incidence du cancer de l'appareil urinaire à partir du registre national des cancers.

Les concentrations d'arsenic dans l'eau de puits ont été estimées à partir de 3901échantillons d'eau. Pour 685ménages, les puits n'existaient plus; par conséquent, l'exposition de 1136 résidents a été classée comme inconnue. De plus, il n'a pas été possible de déterminer les concentrations d'arsenic des échantillons d'eau de puits pour 62participants, ce qui donne un total de 1198 participants à l'étude dont l'exposition est inconnue. L'exclusion de ces personnes a donné un nombre total de 6888participants pour l'analyse finale. Les auteurs ont catégorisé les concentrations d'arsenic dans l'eau de puits recueillie au moment de l'inscription à l'étude comme suit: moins de 10μg/L, de 10 à 49,9μg/L, de 50 à 99,9μg/L, de 100 à 299,9μg/L, égale et supérieure à 300μg/L et inconnue. Ils n'ont obtenu aucun renseignement sur la concentration d'arsenic dans l'eau de puits pour les résidences précédentes. Les auteurs ont évalué d'autres mesures de l'exposition à l'arsenic (au moyen d'un questionnaire), y compris la durée de l'exposition, l'âge auquel les résidents ont commencé à boire de l'eau de puits (latence) et l'âge auquel ils ont cessé de boire de l'eau de puits (passage à un réseau d'approvisionnement en eau communautaire), si les résidents consommaient toujours de l'eau de puits au moment de l'inscription à l'étude (exposition récente) et l'état de l'exposition cumulative (concentration et durée). Les auteurs ont signalé 45cas de cancer de l'appareil urinaire. Ils ont ajusté les RR selon plusieurs variables pour tous les cancers de l'appareil urinaire (avec IC à 95%) et les ont estimés comme suit pour chacun des groupes exposés: 1,0, 1,66 (de 0,53 à 5,21), 2,42 (de 0,69 à 8,54), 4,13 (de 1,32 à 12,9), 7,80 (de 2,64 à 23,1) et 3,40 (de 1,05 à 11,0). Ils ont ajusté les RR en fonction de l'âge, du sexe, du niveau d'éducation, de la consommation d'eau potable depuis la naissance ainsi que du tabagisme et de la consommation d'alcool au moment de l'inscription à l'étude.

Ils ont observé une courbe dose-réponse significative entre l'augmentation de la concentration d'arsenic et le risque accru de cancer de l'appareil urinaire pour les expositions supérieures à 100μg/L. Les résidents qui ont déclaré qu'ils consommaient encore de l'eau de puits contenant des concentrations d'arsenic égales ou supérieures à 10μg/L au moment de l'inscription couraient un risque significativement accru de cancer de l'appareil urinaire (RR, 3,54 [1,35 à 9,32]) par rapport à ceux qui consommaient de l'eau de puits dont les concentrations d'arsenic étaient inférieures à 10μg/L. Les résidents qui avaient consommé de l'eau de puits aux concentrations élevées dès la naissance (RR, 3,69 [1,31 à 10,4]) continuaient de consommer de l'eau de puits au moment de l'inscription (RR, 3,50 [1,33 à 9,22]) et ont consommé de l'eau de puits pendant plus de 50ans (RR, 4,12 [1,48 à 11,5]). Ils présentaient tous un risque de cancer de l'appareil urinaire significativement plus élevé que les résidents qui consommaient de l'eau de puits dont la teneur en arsenic était inférieure à 10μg/L. Enfin, toutes les estimations du risque pour les concentrations dans l'eau de puits et les autres mesures d'exposition à l'arsenic étaient plus élevées lorsque seulement le carcinome urothélial était considéré au lieu de considérer tous les cancers de l'appareil urinaire.

Les points forts de l'étude tiennent au plan de suivi prospectif, à la taille importante de l'échantillon, à la longueur de la période de suivi, à l'homogénéité de la cohorte pour laquelle il existe des renseignements sur les concentrations d'arsenic dans chaque puits ainsi que des renseignements sur la durée de l'exposition à l'eau de puits. Les données sur l'arsenic dans les puits n'étaient pas disponibles pour près de 15% des participants, car leurs puits n'existaient plus au moment où l'étude a été menée, ce qui constitue une limitation de l'étude. Cependant, selon les auteurs, leur exclusion de l'analyse n'a pas eu d'incidence sur les résultats de l'étude.

Cancer du poumon

En utilisant la même cohorte et les mêmes groupes d'exposition à l'eau du puits (le groupe dont l'exposition était inconnue étant exclu) que ceux qui sont décrits ci-dessus dans l'étude de Chen et coll. (2010a), Chen et coll. (2010b) ont étudié l'association entre le risque d'incidence du cancer du poumon et l'exposition à de faibles concentrations d'arsenic dans l'eau de puits pendant 40ans. Les auteurs ont recensé un total de 178cancers du poumon dans les profils du registre national des cancers de Taïwan; 75cancers étaient identifiés comme un carcinome épidermoïde de la peau, 51 comme un adénocarcinome, 22 comme un carcinome à petites cellules, et les 30autres étaient principalement qualifiés comme «aucune confirmation microscopique» ou «autre malignité».

Les auteurs ont estimé les RR (avec un IC à 95%), qu'ils ont ajustés en fonction de plusieurs variables pour tous les cancers du poumon, comme suit pour chacun des groupes exposés: 1,00, 1,10 (0,74 à 1,63), 0,99 (0,59 à 1,68), 1,54 (0,97 à 2,46) et 2,25 (1,43 à 3,55). Ils les ont également ajustés en fonction de l'âge, du sexe, du niveau d'éducation, du tabagisme et de la consommation d'alcool. Comme la plupart des participants à l'étude étaient des agriculteurs, les auteurs ont tenu compte de l'utilisation antérieure de pesticides contenant de l'arsenic, et n'ont inclus dans l'analyse que les participants qui ont déclaré n'avoir jamais utilisé de pesticide contenant de l'arsenic (93% des participants). Ils ont observé une tendance dose-réponse significative (valeur de p égale à 0,001) entre le risque de cancer du poumon (pour les carcinomes épidermoïdes de la peau et les carcinomes à petites cellules) et l'augmentation de la concentration d'arsenic, en tenant compte ou non de l'effet synergique du tabagisme. Ils n'ont pas observé cette tendance pour l'adénocarcinome. Malgré une faible précision statistique, lorsque les auteurs ont tenu compte de la durée d'exposition, tous les niveaux d'exposition accroissaient le risque de cancer du poumon, ces associations augmentant avec l'augmentation de la durée d'exposition. Enfin, les auteurs ont observé que les participants exposés à des concentrations élevées d'arsenic pendant de longues périodes couraient un risque beaucoup plus élevé de développer un cancer du poumon que ceux qui étaient exposés à des concentrations plus faibles ou pendant une durée plus courte. Les points forts et les limitations de cette étude sont les mêmes que ceux de l'étude de Chen et coll. (2010a) décrite ci-dessus.

Smith et coll. (2009) ont procédé à une nouvelle analyse d'une étude cas-témoins dans le Nord du Chili, analysée précédemment par Ferreccio et coll. (2000), qui a étudié la relation entre le cancer du poumon et l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable sur une période de 65ans. L'analyse initiale a divisé la cohorte en huitgroupes d'exposition, ce qui a donné lieu à une efficacité statistique très faible dans la région des faibles doses. En revanche, la réanalyse de Smith et coll. (2009) a regroupé les participants à l'étude en six groupes d'exposition, ce qui a augmenté l'efficacité statistique. Les auteurs de l'étude ont recensé 151cas de cancer du poumon et 419cas témoins en hôpital appariés par fréquence entre 1994 et 1996. Ils ont demandé aux participants de fournir des renseignements sur les sources d'eau potable, le tabagisme, le statut socioéconomique, les antécédents de résidence depuis la naissance et la profession (pour déterminer l'exposition potentielle par la fusion du cuivre).

Dans le Nord du Chili, chaque ville reçoit l'eau d'une source municipale. La surveillance de l'arsenic pour ces sources remonte aux années1950; par conséquent, les auteurs ont facilement déterminé les concentrations d'arsenic en fonction du lieu de résidence des participants. Ils ont divisé l'exposition en six groupes comme suit: de 0 à 9, de 10 à 59, de 60 à 199, de 200 à 399, de 400 à 699 et de 700 à 999μg/L. Ces expositions représentent les concentrations moyennes pendant la période d'exposition à l'arsenic de pointe de 1958 à 1970. Les auteurs ont déterminé les RC (avec IC à 95%), ajustées en fonction de l'âge, du sexe, du tabagisme, de l'emploi dans la fonderie de cuivre et du statut socioéconomique, comme suit: 1,0, 0,7 (0,3 à 1,7), 3,4 (1,8 à 6,5), 4,7 (2,0 à 11,0), 5,7 (1,9 à 6,9) et 7,1 (3,4 à 14,8) pour chacun des groupes d'exposition. Les points forts de cette étude tiennent au fait qu'elle repose sur une population importante (plus de 600000habitants dans 22villes) et que toute l'eau potable provient d'une source municipale, ce qui rend les estimations de l'exposition plus exactes au niveau individuel. La principale limitation de l'étude concerne le choix des témoins. Idéalement, les témoins en hôpital sont appariés avec des cas de cancer du poumon en hôpital pour faire correspondre les expositions entre les deux groupes de comparaison, puisque les concentrations d'arsenic dans les approvisionnements en eau varient selon la ville et l'emplacement géographique. Dans cette étude, les auteurs ont sélectionné un nombre plus important de témoins dans la ville très exposée d'Antofagasta que dans les villes moins exposées d'Arica et d'Iquique. Les auteurs ont conclu que cela fausserait les résultats et conduirait à sous-estimer les risques pour les expositions les plus élevées.

Cancer de la peau

La base de données épidémiologiques sur le cancer de la peau contient plusieurs études sur l'exposition faible (Karagas et coll., 2001; Baastrup et coll., 2008; Leonardi et coll., 2012; Gilbert-Diamond et coll., 2013; Kim et coll., 2017) qui n'ont rapporté aucun effet ou qui présentaient des problèmes liés à des facteurs de confusion potentiels ou à un mauvais plan d'étude. D'autres études ont porté sur des expositions supérieures à 100μg/L avec des groupes de référence également exposés à des concentrations élevées (Tseng et coll., 1968; Tseng, 1977; Hsueh et coll., 1997). Des études transversales et écologiques ont également été publiées, comme celles de Lamm et coll.. (2007) et de Knobeloch et coll. (2006); cependant, ces types d'étude sont de faible qualité pour l'analyse de la courbe dose-réponse.

Effets non cancéreux

Comme pour les effets cancéreux, les meilleures études scientifiques disponibles sur les effets non cancéreux ont été choisies et sont présentées ci-dessous. L'accent a été mis sur les revues de haute qualité qui évaluaient la causalité ou les associations dose-réponse, ainsi que les revues pertinentes produites par des organismes faisant autorité, y compris les organismes internationaux, les commissions de sécurité alimentaire et divers organes directeurs comme l'Environmental Protection Agency des États-Unis (U.S. EPA), l'Institut néérlandais pour la santé publique et l'environnement (RIVM) et l'Organisation mondiale de la Santé (OMS). Les études publiées dans une langue autre que l'anglais ou qui évaluaient uniquement les expositions professionnelles à l'arsenic se sont vu exclues. En évaluant les données épidémiologiques disponibles et l'information sur les modes d'action, les chercheurs ont déterminé que les principaux effets non cancéreux sur la santé sont le diabète, les maladies cardiovasculaires et les effets sur le développement neurologique. L'annexeD présente toutes les études primaires sur le diabète, les maladies cardiovasculaires et les effets sur le développement neurologique qui ont été évaluées. Les meilleures études primaires disponibles recensées pour ces effets sur la santé sont discutées ci-dessous.

Diabète

Les ouvrages scientifiques font état d'une association entre l'exposition à l'arsenic et le diabète. Bien que les données sur le diabète de type1 soient limitées, il existe des données adéquates pour évaluer le risque de développer un diabète de type2 (DT2). Les facteurs de confusion à prendre en compte pour évaluer le risque de DT2 découlant d'une exposition à l'arsenic comprennent une mauvaise alimentation, l'inactivité physique, les facteurs génétiques (y compris les antécédents familiaux et la race), l'âge, le syndrome des ovaires polykystiques et l'obésité, l'hypertension ou les taux anormaux de cholestérol.

Quinze revues scientifiques (Tseng et coll., 2002; Navas-Acien et coll., 2006; Chen et coll., 2007; Pimparkar et Bhave, 2010; Huang et coll., 2011; Maull et coll., 2012; Andra et coll., 2013; Kuo et coll., 2013, 2017; Hong et coll., 2014; Wang et coll., 2014; Sung et coll., 2015; Bommarito et Fry, 2016; Khan et coll., 2017; Young et coll., 2018) ont fait l'objet d'une évaluation afin de répertorier les meilleures études disponibles pour examiner l'association entre le DT2 et l'exposition à l'arsenic. Ces revues montrent une association entre l'apport d'arsenic et le risque de DT2; cependant, la courbe dose-réponse pour les expositions à des concentrations faibles à modérées d'arsenic n'est pas claire. Le tableauD-2 de l'annexeD présente une liste des principales études consultées à la suite des discussions sur les revues scientifiques susmentionnées. Les études de James et coll. (2013) et de Kim et coll. (2013) sont considérées comme les meilleures études primaires disponibles pour illustrer l'association entre le DT2 et l'exposition à l'arsenic. Elles sont résumées ci-après.

James et coll. (2013) ont mené une étude cas-cohorte prospective fondée sur des estimations individuelles de l'exposition à vie à l'arsenic, afin d'examiner le lien entre l'exposition chronique à de faibles concentrations d'arsenic dans l'eau potable et le risque de DT2. Les auteurs ont mené l'analyse sur 141cas (âgés de 20 à 74ans) de DT2 diagnostiqués entre 1984 et 1998 dans le cadre de l'étude prospective sur le diabète dans la vallée de San Luis auprès de résidents hispaniques et non hispaniques des comtés d'Alamosa et de Conejos, dans la région centre-sud du Colorado. Ils ont comparé les cas de l'étude à une sous-cohorte de 488participants échantillonnée au hasard parmi 936participants admissibles qui étaient exempts de maladie à la date de référence. La mesure de l'exposition utilisée était une dose moyenne pondérée dans le temps, et les quatre groupes de doses étaient les doses inférieures ou égales à 4μg/L-an, les doses supérieures ou égales à 4μg/L-an et inférieures ou égales à 8μg/L-an, les doses supérieures ou égales à 8μg/L-an et inférieures ou égales à 20μg/L-an, et les doses supérieures ou égales à 20 μg/L-an. Les auteurs ont noté que, dans l'ensemble des groupes d'exposition, les participants hispaniques et à faible revenu affichaient une représentation en pourcentage plus élevée dans les groupes d'exposition aux faibles doses d'arsenic, tandis que les participants non hispaniques et à revenu élevé affichaient une représentation plus élevée dans les groupes d'exposition aux doses élevées. Les autres facteurs de risque du DT2 se sont révélés similaires dans tous les groupes d'exposition.

Après ajustement pour tenir compte des facteurs de risque connus du DT2 (âge, sexe, origine ethnique, revenu, IMC, activité physique, tabagisme, consommation d'alcool et antécédents familiaux), les auteurs ont estimé les IR (avec IC à 95%) pour chaque groupe d'exposition à 1,0, 1,11 (0,82, 1,95), 1,42 (0,94, 2,48) et 1,55 (1,00, 2,51). Dans l'ensemble, ils ont estimé le risque rajusté de DT2 pour chaque augmentation de 15μg/L de la concentration d'arsenic dans l'eau pondérée en fonction du temps à 27% (IR=1,27; 1,02; 1,64). Les auteurs ont conclu que leur analyse montrait que l'exposition à des concentrations d'arsenic supérieures à 20μg/L dans l'eau potable entraînait une augmentation du risque de DT2 de 55%.

Les points forts de cette étude tiennent à son plan d'étude cas-témoins prospective, au faible taux d'émigration de la zone d'étude, à la variabilité spatiale bien caractérisée et à la stabilité temporelle des concentrations d'arsenic dans l'eau potable. En outre, les auteurs ont ajusté les chiffres en fonction de la plupart des principaux facteurs de confusion et ont utilisé les antécédents résidentiels pour reconstituer les estimations de l'exposition à l'arsenic au cours de la vie. Les auteurs n'ont pas directement étudié l'impact du régime alimentaire, ce qui constitue une limitation de l'étude. Il est donc possible que d'autres facteurs de risque du diabète plus importants aient influé sur les résultats observés.

Kim et coll. (2013) ont mené une étude cas-témoins prospective sur le diabète dans une population autochtone Pima de la communauté autochtone de Gila River en Arizona, où l'incidence du DT2 est élevée. Les concentrations d'arsenic dans l'eau de puits n'ont pas fait l'objet de mesures pendant la période visée par l'étude. Les auteurs ont utilisé l'arsenic urinaire comme mesure de la dose pour l'exposition. Ils ont noté que, puisque la population à l'étude consommait peu de fruits de mer, l'eau potable contenait probablement des concentrations d'arsenic inorganique modérément élevées, les espèces d'arsenic étant mesurables dans l'urine.

Entre 1965 et 2007, chaque membre de la communauté âgé de 5ans ou plus a été invité à se soumettre à un examen (y compris un test d'hyperglycémie provoquée par voie orale) tous les deux ans, quel que soit son état de santé. Un total de 150sujets non diabétiques âgés de 25ans et plus qui ont par la suite développé un DT2 ont été appariés, selon l'année d'examen et le sexe, à 150témoins qui sont restés non diabétiques pendant 10ans et plus. Les concentrations d'arsenic total dans l'urine (espèces inorganiques et méthylées; ajustées en fonction de la créatinine urinaire pour tenir compte de la dilution de l'urine) variaient de 6,6 à 123,1μg/L, et les concentrations d'arsenic inorganique allaient de 0,1 à 36,0μg/L. Les auteurs ont estimé les RC (IC à 95%) pour le DT2 ajustés en fonction de l'âge, du sexe, de l'IMC et du taux de créatinine urinaire à 1,11 (0,79, 1,57) et à 1,16 (0,89, 1,53) respectivement pour une multiplication par deux de la quantité d'arsenic total et de la quantité d'arsenic inorganique dans l'urine.

Les points forts de cette étude tiennent à son plan d'étude cas-témoins prospective, au fait que les concentrations d'arsenic dans l'eau potable dans la zone à l'étude sont suffisamment élevées pour permettre la détection des espèces d'arsenic dans l'urine, et au fait que le régime alimentaire extrêmement pauvre en fruits de mer permet de supposer que les concentrations d'arsenic dans l'urine sont presque entièrement dues à l'arsenic inorganique et à ses métabolites méthylés. L'étude était fondée sur la concentration d'arsenic dans l'urine provenant d'un échantillon ponctuel d'urine, ce qui reflète l'exposition à un seul moment dans le temps; il s'agit d'une limitation de l'étude. Cependant, les auteurs ne s'attendaient pas à ce que les concentrations d'arsenic dans l'eau souterraine fluctuent considérablement au fil du temps. Les auteurs n'ont procédé à aucun ajustement en fonction de l'alimentation ou d'autres facteurs de risque du DT2, ce qui constitue une autre limitation de l'étude. Ils ont attribué la faible association entre l'arsenic dans l'urine et le DT2 à la taille limitée de l'échantillon, à une variabilité insuffisante des niveaux d'exposition au sein de cette population homogène, et à l'utilisation de la mesure unique de l'arsenic.

Maladie cardiovasculaire

La maladie cardiovasculaire (MCV) est une maladie du cœur et des vaisseaux sanguins qui comprend de multiples affections spécifiques, dont la maladie coronarienne (MC), l'athérosclérose, l'infarctus du myocarde, l'accident vasculaire cérébral (AVC) et l'insuffisance cardiaque. Les facteurs de confusion à prendre en compte pour évaluer le risque de MCV découlant d'une exposition à l'arsenic comprennent le sexe, l'âge, l'IMC, le tabagisme, l'hypertension, le diabète, l'activité physique, les facteurs héréditaires et alimentaires et la maladie rénale.

Seize recensions scientifiques (Navas-Acien et coll., 2005; Chen et coll., 2007; Kwok, 2007; Wang et coll., 2007; Abhyankar et coll., 2012; Abir et coll., 2012; Moon et coll., 2012, 2017; Tsuji et coll., 2014; Sidhu et coll., 2015; Kuo et coll., 2017; Phung et coll., 2017; Chowdhury et coll., 2018; Smeester et Fry, 2018; Young et coll., 2018; Tchounwou et coll., 2019) ont fait l'objet d'une évaluation afin de déterminer les meilleures études disponibles pour examiner l'association entre la MCV (à la fois les maladies vasculaires périphériques et la cardiopathie ischémique) et l'exposition à l'arsenic. Dans l'ensemble, ces revues présentent des données probantes claires à l'appui d'un lien entre l'exposition aux concentrations élevées d'arsenic et les MCV. Toutefois, la courbe dose-réponse n'est pas claire pour les concentrations d'arsenic faibles à modérées, étant donné qu'il n'y a pas suffisamment de données illustrant le lien de causalité avec les expositions à faible concentration. Bien que la maladie du pied noir soit un type de MCV dont on a clairement établi l'association avec l'exposition à l'arsenic, cet effet n'a pas été évalué, car cette maladie est causée par une exposition à des concentrations élevées (supérieures à 100μg/L) d'arsenic, qui ne sont pas caractéristiques des expositions dans l'eau potable au Canada. Le tableauD-3 de l'annexeD présente une liste des principales études consultées à la suite des discussions sur les revues scientifiques susmentionnées. Les études de Moon et coll. (2013) et de James et coll. (2015) sont considérées comme les meilleures études primaires disponibles pour illustrer l'association entre la MCV et l'exposition à l'arsenic. Elles sont résumées ci-dessous.

Moon et coll. (2013) ont étudié l'association entre une exposition chronique à des concentrations faibles à modérées d'arsenic et l'incidence des MCV chez 3575hommes et femmes autochtones américains vivant en Arizona, en Oklahoma, dans le Dakota du Nord et du Sud, qui ont participé à l'étude Strong Heart. Cette étude de cohorte prospective basée sur la population a examiné les paramètres cliniques et cardiovasculaires des hommes et des femmes âgés de 45 à 75ans au cours de visites cliniques entre 1989 et 1991, puis les a suivis activement jusqu'en 2008. Les auteurs n'ont pas mesuré les concentrations d'arsenic dans l'eau potable à la date de l'étude; toutefois, elles variaient entre moins de 10 et 61μg/L dans les réseaux publics d'eau potable en Arizona, moins de 10μg/L en Oklahoma et moins de 1 à 21μg/L dans les Dakotas. Selon les données d'un rapport du Geological Survey des États-Unis, les concentrations d'arsenic dans les puits privés dépasseraient probablement 10 et même 50μg/L en Arizona et dans les Dakotas (Focazio et coll., 2000). En Arizona et dans les Dakotas, l'eau potable était probablement la principale source d'arsenic inorganique pour les participants, tandis qu'en Oklahoma (où les concentrations d'arsenic dans l'eau potable sont faibles), le régime alimentaire était probablement la principale source d'exposition à l'arsenic.

Les auteurs ont utilisé la somme des espèces d'arsenic inorganique et méthylé dans l'urine au début de l'étude comme biomarqueur de l'exposition chronique à l'arsenic. Ils ont divisé les concentrations d'arsenic dans l'urine (en μg/L) par les concentrations de créatinine dans l'urine (en g/L) pour tenir compte de la dilution de l'urine et ont exprimé le résultat en μg/g de créatinine. Les participants ont fait l'objet d'un suivi concernant les maladies cardiovasculaires mortelles et non mortelles, y compris la coronaropathie et l'AVC. Au total, 1184participants ont développé une MCV mortelle (439participants) ou non mortelle (745participants). Les auteurs ont ajusté les IR en fonction des facteurs sociodémographiques, du tabagisme, de l'IMC et des lipides. En comparant les concentrations d'arsenic dans l'urine du quartile supérieur au quartile inférieur (plus de 15,7 contre moins de 5,8μg/g de créatinine [groupe témoin]), les IR (IC à 95%) pour la mortalité par MCV, par MC et par AVC étaient respectivement 1,65 (1,20, 2,27), 1,71 (1,19, 2,44) et 3,03 (1,08, 8,50). Les IR correspondants pour l'incidence des MCV, de la MC et de l'AVC étaient respectivement de 1,32 (1,09, 1,59), 1,30 (1,04, 1,62) et 1,47 (0,97, 2,21). Les courbes dose-réponse entre les concentrations d'arsenic et l'incidence et la mortalité des MCV et de la MC étaient statistiquement significatives; toutefois, en ce qui concerne l'incidence et la mortalité des AVC, la courbe dose-réponse n'était pas statistiquement significative. Ces associations varient selon la région à l'étude. Lorsque les auteurs ont ajusté encore les chiffres pour tenir compte du diabète, de l'hypertension et des mesures de la maladie rénale, les associations observées étaient moindres, mais toujours apparentes, affichant une signification statistique pour l'incidence et la mortalité des MCV et de la MC.

Les points forts de cette étude tiennent à ses méthodes de collecte de données de haute qualité, à la surveillance à long terme de l'issue des maladies cardiovasculaires, et à une analyse rigoureuse de l'arsenic dans l'urine. Les limitations comprennent l'absence de concentrations individuelles d'arsenic dans l'eau potable, l'utilisation d'un seul échantillon d'arsenic dans l'urine comme mesure d'exposition, la possibilité de facteurs de confusion résiduels (par exemple, l'accès aux soins, les facteurs géographiques, les facteurs héréditaires et alimentaires et le niveau d'activité physique), le surajustement en fonction de variables causales (diabète, hypertension, maladie rénale) et une mauvaise classification de l'exposition et des résultats.

James et coll. (2015) ont effectué une analyse cas-cohorte prospective de l'étude sur le diabète de la vallée de San Luis afin d'examiner la relation entre l'exposition chronique à une faible concentration d'arsenic et le risque de MC. L'étude a porté sur 555participants hispaniques et non hispaniques, âgés de 20 à 74ans, des comtés d'Alamosa et de Conejos dans la région centre-sud du Colorado. Entre 1984 et 1998, 96cas de MC, définis comme un infarctus du myocarde, une angioplastie et un décès dû à une cardiopathie ischémique aiguë, subaiguë ou chronique, ont été diagnostiqués. Les auteurs ont obtenu les estimations de l'exposition à vie à l'arsenic en utilisant les antécédents de résidence et la modélisation géospatiale des concentrations d'arsenic prévues dans l'eau potable. Ils ont ensuite corrélé les estimations de l'exposition à vie à l'arsenic avec les concentrations d'arsenic dans l'urine recueillies par le passé.

Les auteurs ont ajusté les IR pour la MC en fonction de l'âge, du sexe, des antécédents de MC dans la famille au premier degré et des taux sériques de lipoprotéines de faible densité. Ils ont estimé l'IR (IC à 95%) pour la MSC pour une augmentation de 15μg/L de l'exposition moyenne pondérée en fonction du temps (TWA) à l'arsenic à 1,36 (1,06, 1,75). Comparativement au groupe à l'exposition TWA la plus faible à l'arsenic (c'est-à-dire moins de 20μg/L), les IR des groupes d'exposition TWA à l'arsenic de 20 à 30μg/L, de 30 à 45μg/L et de 45 à 88μg/L étaient estimés respectivement à 1,2 (0,6, 2,2), 2,2 (1,2, 4,0) et 3 (1,1, 9,1).

Les points forts de cette étude tiennent à un large éventail de données cliniques, comportementales et démographiques longitudinales fournies par l'étude sur le diabète de la vallée de San Luis, ainsi qu'à un faible taux d'émigration et à une faible variabilité des expositions à l'arsenic inorganique. Les auteurs ont souligné qu'une limitation importante de l'étude était la possibilité d'une classification erronée de l'exposition en raison de l'utilisation des modèles de prédiction de l'exposition et de la reconstitution des antécédents de résidence (par opposition aux concentrations mesurées dans l'eau potable), même si les concentrations modélisées de l'eau souterraine étaient corrélées avec les échantillons d'arsenic dans l'urine.

Effets sur le développement neurologique chez les nourrissons et les enfants

Les effets sur le développement neurologique font référence aux impacts sur le développement du système nerveux central, qui peuvent être bénéfiques ou nocifs. Les effets nocifs entraînent des troubles tels que des effets neurocomportementaux (l'autisme, par exemple) et des déficiences de la fonction motrice, de l'intelligence, des compétences verbales et de l'apprentissage. La majeure partie de la recherche sur les effets nocifs de l'exposition à l'arsenic porte sur les changements dans le quotient intellectuel global et dans le quotient intellectuel verbal. Les facteurs de confusion à prendre en compte pour évaluer le risque des impacts de l'exposition à l'arsenic sur l'intelligence comprennent le sexe, l'âge, l'éducation des parents et des enfants, le nombre d'enfants à la maison, les facteurs de naissance (comme le périmètre crânien et la longueur à la naissance) et les taux sanguins d'autres substances neurotoxiques.

Onze revues scientifiques (Kapaj et coll., 2006; Wasserman et coll., 2008; Brinkel et coll., 2009; Rodriguez-Barranco et coll., 2013; Hong et coll., 2014; Tolins et coll., 2014; Tsuji et coll., 2015; Bommarito et Fry, 2016; Saghazadeh et Rezaei, 2017; Smeester et Fry, 2018; Tchounwou et coll., 2019) ont fait l'objet d'un examen afin d'évaluer l'association entre les effets sur le développement neurologique et l'exposition à l'arsenic chez les nourrissons et les enfants. Ces revues ne fournissent que de faibles données probantes d'une relation entre l'apport en arsenic et la diminution des quotients intellectuels global et verbal. Bien que le National Research Council (NRC) des États-Unis (2013) ait signalé une association entre les concentrations faibles à modérées d'arsenic (inférieures à 100μg/L) et des déficits neurocognitifs chez les enfants, la base de données pour évaluer la relation entre l'exposition à l'arsenic et le développement neurologique est considérée comme insuffisante. Le tableauD-4 de l'annexeD présente une liste des principales études consultées à la suite des discussions sur les revues scientifiques susmentionnées.

Résumé

Les liens de causalité les plus étroits établis entre le cancer chez l'être humain et l'exposition orale à l'arsenic inorganique dans l'eau potable (à des concentrations inférieures à 100μg/L) concernent la vessie et les poumons. Les études clés disponibles pour l'évaluation de la courbe dose-réponse sont décrites dans les sections sur le cancer ci-dessus. Pour le cancer de la peau, il n'existe aucune étude clé appropriée pour la modélisation de la courbe dose-réponse à de faibles niveaux d'exposition.

Pour les principaux effets non cancéreux dont il a été question ci-dessus, on a effectué une analyse détaillée de la force probante de la preuve pour la causalité à l'aide des critères évolués de BradfordHill (concordance biologique, caractère essentiel des événements clés, concordance des observations empiriques, cohérence et composés analogues). Pour le DT2, l'association observée avec l'exposition à de faibles concentrations d'arsenic est faible, la tendance dose-réponse étant faible à modérée. La détermination du risque de DT2 induit par l'arsenic est limitée par la présence de nombreux facteurs de risque, notamment une mauvaise alimentation, l'inactivité physique, les facteurs génétiques, l'âge et les antécédents de diabète gestationnel ainsi que l'obésité, l'hypertension et des taux anormaux de cholestérol. L'Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA, 2021) conclut également qu'il n'y a pas suffisamment d'éléments probants pour établir un lien entre une exposition faible à modérée à l'arsenic inorganique et le diabète. En ce qui concerne les MCV, la base de données scientifiques fournit des données probantes à l'appui d'une association avec l'exposition à des concentrations élevées d'arsenic. Toutefois, la courbe dose-réponse n'est pas claire pour les concentrations d'arsenic faibles à modérées, et il n'y a pas suffisamment de données illustrant le lien de causalité avec les expositions à faible concentration. En ce qui concerne les effets sur le développement neurologique, la base de données épidémiologiques disponibles est insuffisante pour étudier l'association potentielle entre l'intelligence verbale et générale et l'exposition à l'arsenic inorganique. Les coexpositions à d'autres substances toxiques pour le développement neurologique (comme le plomb et le manganèse) peuvent influencer les diminutions de ces indicateurs du développement neurologique. Dans l'ensemble, les effets cancéreux se sont révélés avoir la plus forte association avec une exposition à de faibles concentrations d'arsenic inorganique dans l'eau potable. Par conséquent, le cancer est considéré comme l'effet sur la santé le plus approprié pour évaluer les risques pour la santé liés à l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable.

2.2.2 Populations qui pourraient être touchées de façon disproportionnée

On peut caractériser les populations pouvant être touchées de façon disproportionnée comme les populations qui ont une sensibilité accrue aux effets de l'arsenic en raison du stade de la vie, d'une réduction de la capacité de méthylation (en raison de polymorphismes géniques), de facteurs alimentaires (comme les carences nutritionnelles en folate et en sélénium), de facteurs liés au mode de vie (tels que le tabagisme ou la coexposition à d'autres métaux cancérigènes) ou la grossesse. Voici un court résumé de certaines données probantes indiquant que ces facteurs peuvent accroître la sensibilité d'une personne aux effets médiés par l'arsenic.

Stade de la vie

Bon nombre des études épidémiologiques de la littérature scientifique qui étudient les effets de l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable concernent les expositions à long terme; par conséquent, les effets décrits sont en grande partie ceux que l'on observe chez l'adulte. Certaines études ont porté sur l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable à un jeune âge et le développement du cancer et des maladies cardiaques ainsi que les expositions prénatales et l'issue de la grossesse. Ces études montrent que certains des effets observés chez l'adulte découlant d'expositions de longue durée peuvent également se produire chez l'enfant à la suite d'expositions de courte durée et que les premières expositions peuvent augmenter le risque d'effets nocifs plus tard dans la vie. Steinmaus et coll. (2014) ont étudié l'association entre l'incidence du cancer du poumon et du cancer de la vessie chez les résidents de différentes régions du Nord du Chili (population supérieure à 250000personnes) et l'âge de l'exposition. Leur analyse a montré que le risque de cancer du poumon et de la vessie chez les adultes exposés à l'arsenic dans les premières années de la vie était plus élevé que chez les adultes exposés à l'âge adulte seulement. Cela donne à penser que l'exposition précoce peut augmenter le risque de ces cancers plus tard dans la vie. Chen et coll. (2019) ont examiné l'association entre l'exposition à l'arsenic pendant la petite enfance, l'enfance et l'adolescence et la tension artérielle à l'adolescence. L'étude transversale menée auprès de 726adolescents (âgés de 14 à 17ans), dont la mère participaient à l'étude Health Effects of Arsenic Longitudinal Study au Bangladesh, a montré que chaque doublement de l'arsenic urinaire chez les adolescents ou doublement de l'arsenic urinaire maternel (mesure de l'exposition des jeunes enfants) était associé à une augmentation de la tension artérielle systolique de 0,7mm de mercure, en particulier chez les sujets dont l'IMC était supérieur à la médiane. Farzan et coll. (2022) ont démontré l'influence de l'exposition à l'arsenic sur la santé cardiovasculaire chez 200enfants et adolescents (âgés de 15 à 19ans) d'adultes participant à l'étude susmentionnée sur les effets sur la santé au Bangladesh. Le dysfonctionnement endothélial était plus élevé chez les personnes qui ont déclaré toujours boire de l'eau provenant de puits contenant des concentrations d'arsenic supérieures à 50μg/L que chez les participants qui buvaient exclusivement de l'eau provenant de puits dont les concentrations d'arsenic étaient inférieures ou égales à 50μg/L. Cette constatation laisse entendre que l'exposition chronique à l'arsenic peut avoir des répercussions sur la santé cardiovasculaire chez les adolescents. Bulka et coll. (2022) ont trouvé une association entre l'exposition à l'arsenic provenant d'environ 20000 puits privés et le résultat défavorable de la grossesse dans l'ensemble des États-Unis. Ils ont démontré que le poids à la naissance avait diminué lorsque les concentrations d'arsenic dans l'eau de puits dépassaient 5 et 10μg/L. Enfin, Richter et coll. (2022) ont démontré une association entre l'exposition maternelle à l'arsenic dans l'eau potable et les maladies cardiaques congénitales chez 1042413enfants nés vivants dans une population danoise. Les auteurs ont indiqué que l'exposition maternelle à des concentrations d'arsenic aussi faibles que 0,5 à 0,9μg/L dans l'eau potable augmentait le risque de cardiopathie congénitale chez la progéniture.

Polymorphismes géniques

On a avancé que la réduction de la capacité de méthylation, qui entraîne un rapport plus élevé entre le MMA et le DMA dans l'urine, était associée à un risque accru de cancer. Les polymorphismes dans les gènes liés à la méthylation et à la réparation de l'ADN pourraient également influer sur le risque d'effets cancéreux et non cancéreux. Plusieurs études ont quantifié les changements dans le métabolisme de l'arsenic (Schlebusch et coll., 2013, 2015; Apata et coll., 2017) ou dans les risques d'effets cancéreux ou non cancéreux en fonction des différences dans le métabolisme de l'arsenic (Chung et coll., 2010; Beebe-Dimmer et coll., 2012; McClintock et coll., 2012; Pierce et coll., 2013, 2019; Gamboa-Loira et coll., 2017; Luo et coll., 2018). Cependant, on ne sait pas exactement dans quelle mesure la différence est due à la génétique par rapport aux facteurs nutritionnels ou environnementaux. Il est difficile de quantifier l'impact en raison des différences dans les mesures utilisées et des incohérences dans la prise en compte du tabagisme et d'autres facteurs.

Carence en folate et en sélénium

On a signalé que le folate et le sélénium peuvent modifier la toxicité de l'arsenic chez l'animal et chez l'être humain. Une recension de Bae et coll. (2021) a décrit deux essais contrôlés à répartition aléatoire portant sur 822adultes du Bangladesh, qui ont évalué l'effet de la prise de suppléments d'acide folique sur les concentrations d'arsenic et d'homocystéine (un marqueur de l'inflammation et de la carence en folate) dans le plasma, le sang et l'urine. L'un des essais a également évalué les effets des suppléments d'acide folique et de créatine. Les résultats de l'étude laissent supposer que, par rapport à un placebo, les suppléments d'acide folique, pris seuls ou en association avec d'autres nutriments, peuvent réduire les concentrations sanguines d'arsenic et les concentrations plasmatiques d'homocystéine et potentiellement améliorer les profils de méthylation de l'arsenic urinaire (une mesure de la toxicité de l'arsenic) chez les adultes qui ont déjà été exposés à de l'eau potable contaminée par de l'arsenic. Par rapport à un placebo, l'administration d'acide folique s'est révélée réduire la proportion de l'arsenic total urinaire excrété sous forme d'arsenic inorganique et de MMA tout en augmentant la proportion excrétée sous forme de DMA, ce qui donne à penser que l'acide folique améliore la méthylation de l'arsenic. Zwolak (2020) a réalisé une revue des études disponibles sur l'animal et l'être humain in vivo et in vitro afin d'explorer le rôle du sélénium dans la toxicité de l'arsenic (et du cadmium). Les études examinées montrent que le sélénium, quelle que soit sa forme, peut réduire la toxicité de l'arsenic dans le foie, les reins, la rate, le cerveau ou le cœur. Les données disponibles laissent entendre que le sélénium contrecarre la toxicité de l'arsenic principalement par l'un des mécanismes suivants: sa conversion en un complexe sélénium-arsenic biologiquement inerte; l'action d'enzymes antioxydants dépendants du sélénium; ou un accroissement de l'efficacité de la méthylation.

Tabagisme

Folesani et coll. (2023) ont réalisé une revue de 16études pour examiner la synergie entre l'arsenic et le tabagisme. Quatre études portaient sur l'exposition professionnelle à l'arsenic et les autres études portaient sur l'exposition à l'eau potable ou aux aliments. Cinq études ont établi une synergie entre l'exposition à l'arsenic et la fumée de cigarette qui a donné lieu à un carcinome pulmonaire. La synergie avec le tabagisme augmentait considérablement le risque de cancer du poumon lorsque les personnes étaient exposées à des concentrations d'arsenic supérieures à 100μg/L dans l'eau potable comparativement à des concentrations plus faibles, où la synergie était négligeable. Certaines études, cependant, ne proposaient pas une caractérisation quantitative complète de l'exposition, ou il leur manquait des détails sur la consommation de tabac. Les limitations de cette analyse sont l'inclusion d'études comprenant l'exposition professionnelle et la grande abondance d'études rétrospectives, ce qui pourrait introduire un biais d'information. De plus, l'usage du tabac n'était pas toujours bien caractérisé. Dans une étude, par exemple, les auteurs ont évalué l'usage du tabac en fonction des ventes de cigarettes dans les municipalités.

Coexpositions à d'autres substances cancérigènes

La coexposition à d'autres substances cancérigènes peut également accroître la vulnérabilité aux effets de l'arsenic par synergie. Par exemple, Cobbina et coll. (2015) ont évalué les effets de l'exposition au plomb (0,01mg/L), au mercure (0,001mg/L), au cadmium (0,005mg/L) et à l'arsenic (0,01mg/L) administrés individuellement et sous forme de mélanges à 10groupes de 40souris âgées de trois semaines pendant 120jours. L'étude a montré que les expositions à de faibles doses causaient une toxicité au cerveau, au foie et aux reins, les mélanges présentant des toxicités plus élevées par rapport aux métaux individuels. En particulier, l'exposition à de faibles doses des quatre métaux a provoqué des lésions hépatocellulaires ainsi qu'une nécrose des tubules rénaux dans les reins. Arain et coll. (2014) ont évalué les effets synergiques de l'arsenic et du cadmium chez les patients atteints d'insuffisance rénale adultes (âgés de 30 à 50ans) qui consommaient de l'eau de lac contaminée et fumaient des cigarettes locales contenant du tabac provenant de plantes irriguées avec la même eau de lac contaminée. Les concentrations d'arsenic et de cadmium dans l'eau de lac étaient supérieures aux limites respectives de l'OMS pour l'eau potable, et les concentrations dans les cigarettes locales étaient trois à quatre fois plus élevées que celles des cigarettes de marque. La N-acétyl-β-glucosaminidase urinaire, un indicateur précoce de maladie rénale, était plus élevée chez les participants exposés que chez les patients non exposés; elle était également plus élevée chez les patients atteints d'insuffisance rénale exposés que chez les patients atteints d'insuffisance rénale non exposés. De plus, les concentrations d'arsenic et de cadmium dans les échantillons sanguins et urinaires des participants exposés et des patients atteints d'insuffisance rénale étaient supérieures à celles des sujets non exposés.

Femmes enceintes

En plus du résultat défavorable de la grossesse mentionnée précédemment, l'exposition à l'arsenic peut aussi être associée au diabète gestationnel (DG) pendant la grossesse. Les femmes enceintes peuvent être plus vulnérables à l'impact de l'arsenic sur le métabolisme du glucose en raison de la sensibilité des processus physiologiques en cours qui soutiennent la croissance fœtale. Le DG est une intolérance au glucose qui survient pendant la grossesse et peut entraîner des résultats indésirables chez la mère et le fœtus. Salmeri et coll. (2020) ont effectué une revue systématique et une méta-analyse des données de 10études pour examiner l'association possible entre l'exposition à l'arsenic et le risque de DG. Les mesures d'exposition comprenaient les concentrations d'arsenic dans le sang, l'urine, l'eau du robinet et les ongles des pieds ou le méconium. L'analyse indique une association possible entre l'exposition à l'arsenic et le DG, ce qui correspond au rôle potentiel de l'arsenic dans la perturbation du métabolisme du glucose. Des recherches plus poussées sont toutefois nécessaires pour confirmer ces constatations.

2.2.3 Génotoxicité

Il existe des données scientifiques substantielles indiquant que l'arsenic inorganique et ses métabolites n'interagissent pas directement avec l'ADN pour produire des mutations ponctuelles (Rossman et coll., 1977, 1980; Lee et coll., 1985; Moore et coll., 1997a; Hei et coll., 1998; U.S. NRC, 1999, 2013; Nesnow et coll., 2002; Kligerman et coll., 2003; Mure et coll., 2003; Klein et coll., 2007; Kitchin and Wallace, 2008; U.S. EPA, 2010, 2014; CIRC, 2012; Cohen et coll., 2013; Tsuji et coll., 2019).

L'arsenic inorganique est considéré comme clastogène et s'est révélé induire des aberrations chromosomiques (Moore et coll., 1997a; CIRC, 2004, 2012; Roy et coll., 2018) et la formation de micronoyaux (mesure de clastogénicité) (Gebel, 2001; CIRC, 2004). La U.S. EPA (2010) a signalé plusieurs études chez l'être humain montrant une augmentation des micronoyaux ou des aberrations chromosomiques dans la muqueuse buccale ou les cellules exfoliées de la vessie de personnes exposées à de fortes concentrations d'arsenic (plus de 200μg/L dans l'eau potable ou des expositions équivalentes provenant d'autres sources) (Warner et coll., 1994; Moore et coll., 1997b; Basu et coll., 2002; Ghosh et coll., 2006). Cependant, Cohen et coll. (2013) ont indiqué qu'il se peut que l'interprétation de ces micronoyaux observés soit erronée. En outre, Tsuji et coll. (2019) ont signalé que ces études n'indiquaient pas si les chiffres tenaient compte du tabagisme et, dans certaines des études, seule une augmentation minime du nombre de micronoyaux était associée à l'augmentation de la dose.

On a montré que l'aneuploïdie se produit à la suite d'un traitement in vitro par de l'As(III) à des concentrations inférieures à celles qui causent les aberrations chromosomiques (Bernstam et Nriagu, 2000; CIRC, 2012).

Il a été démontré que l'As(III) et l'As(V) augmentaient les échanges de chromatides sœurs in vitro. Bien que l'échange de chromatides sœurs soit révélateur de lésions de l'ADN, il n'indique pas si des mutations génétiques se sont produites. Le CIRC (2012) a signalé que les données sur les échanges de chromatides sœurs dans les lymphocytes provenant de populations exposées à des concentrations d'arsenic supérieures à 100μg/L ne sont pas claires.

En général, les données disponibles sur la génotoxicité indiquent qu'il est peu probable que l'arsenic inorganique interagisse directement avec l'ADN.

2.2.4 Mode d'action

Les effets cancéreux chez l'être humain se sont révélés avoir la plus forte association avec une exposition à de faibles concentrations d'arsenic inorganique dans l'eau potable. Cependant, il est peu probable que l'arsenic soit une substance cancérigène génotoxique à action directe (voir la section2.2.2). Les données sur l'être humain et l'animal laissent supposer que l'arsenic agit par deux événements moléculaires déclencheurs (EMD): 1) il se lie aux cystéines (groupes sulfhydryles) dans les protéines régulatrices et perturbe de nombreuses fonctions biologiques cruciales; 2) il perturbe la signalisation cellulaire normale à médiation par des espèces réactives de l'oxygène, ce qui s'accompagne d'un stress oxydatif et de lésions aux macromolécules à des concentrations élevées. Les deux EMD semblent avoir une incidence similaire sur les événements en aval; cependant, leur contribution relative à la carcinogenèse n'est pas claire. On a avancé que, à la suite de ces EMD, les voies génotoxiques, les voies épigénétiques et les voies de dérégulation de l'ADN conduisent à la perturbation de l'expression génique et de la signalisation cellulaire en aval. Cela provoque une prolifération cellulaire soutenue, l'évasion de la suppression de croissance, la résistance à l'apoptose, l'inflammation chronique et l'angiogenèse. À la suite de la transformation maligne, la transition vers un cancer malin se produit, y compris l'échappement à la surveillance et à la destruction immunitaires, l'acquisition de l'immortalité réplicative, l'augmentation de l'angiogenèse, l'invasion et la métastase (RSC, 2019; RSI, 2023).

RSC (2019) et Risk Sciences International (RSI, 2023) ont réalisé une revue détaillée de la littérature et une analyse des données disponibles sur le mode d'action de l'arsenic pour le compte de SantéCanada. Un résumé des données probantes disponibles sur le mode d'action et les événements clés (triés par niveau d'organisation biologique, du plus simple au plus complexe) de ces rapports est présenté dans la Figure1.

Bien que la littérature contienne des données à l'appui du mode d'action avec seuil proposé pour le cancer, il existe d'importantes incertitudes à prendre en compte dans le choix de l'approche dose-réponse appropriée. Le cancer induit par l'arsenic est un processus complexe en raison des multiples formes d'arsenic [As(III), As(V) et métabolites] qui ont des puissances et des actions distinctives avec de nombreuses cibles de voies moléculaires, biochimiques et cellulaires. Par conséquent, il est difficile de prédire l'incidence du cancer en fonction d'un seul événement clé.

Le risque de cancer associé à la concentration de fond est également un facteur important. Par exemple, dans le cas du cancer du poumon, plusieurs événements clés induits par l'arsenic devraient être les mêmes que pour le cancer du poumon en raison d'autres causes, en particulier aux niveaux de la signalisation cellulaire et de la transformation de l'organisation (RSI, 2023). L'exposition à l'arsenic provenant de l'eau potable peut donc s'ajouter à la concentration de fond des événements clés qui se produisent déjà indépendamment de l'exposition à l'arsenic, les petites expositions pouvant déclencher une cascade d'événements menant à un cancer. Conolly et coll. (2005) et Lutz et coll. (2005) signalent que si une population non exposée présente un niveau de fond de maladies ou d'événements clés, l'exposition supplémentaire peut s'ajouter progressivement au niveau de fond de la réponse, ce qui influe sur la forme de la courbe dose-réponse. Crump et coll. (1976) ont démontré qu'un paramètre qui augmente le taux de fond d'une maladie présente une relation linéaire en présence d'une exposition supplémentaire à ce paramètre. Cela appuie l'utilisation d'une approche d'extrapolation linéaire à faible dose (sans seuil) pour l'évaluation de la courbe dose-réponse.

La variabilité interindividuelle en réponse à l'exposition à l'arsenic est une autre considération importante. La variabilité interindividuelle est notable pour l'arsenic, plus que pour les autres polluants chimiques. Comme il a été expliqué plus en détail à la section2.2.2, on peut caractériser les populations pouvant être touchées de façon disproportionnée comme les populations qui ont une sensibilité aux effets de l'arsenic en raison du stade de la vie, d'une réduction de la capacité de méthylation (en raison de polymorphismes géniques), de facteurs alimentaires (comme les carences nutritionnelles en folate et en sélénium), de facteurs liés au mode de vie (tels que le tabagisme ou la coexposition à d'autres métaux cancérigènes) ou la grossesse. Un ou plusieurs de ces modificateurs de risque (ainsi que les concentrations de fond des réponses) déterminent la dose seuil d'une personne. Au niveau de la population, compte tenu des nombreux modificateurs de risque à prendre en considération, il est probable que la variabilité de la réponse dans l'ensemble de la population sera importante et introduira une plus grande incertitude dans le processus de détermination du seuil de réponse de la population.

Compte tenu du mode d'action complexe, de l'additivité potentielle des expositions à l'eau potable aux concentrations de fond continues d'événements clés (conduisant au cancer du poumon) et de la variabilité interindividuelle importante due à la présence de nombreux modificateurs de risque, il est difficile d'estimer un seuil pour la population. En outre, ce seuil s'accompagnerait d'un faible niveau de confiance en ce qui a trait à une protection adéquate de la santé. Ensemble, ces considérations appuient une approche linéaire à faible dose (sans seuil) concernant l'élaboration de recommandations pour la santé relatives à l'arsenic dans l'eau potable.

2.2.5 Études clés choisies

Les meilleures données épidémiologiques disponibles montrent que l'exposition à de faibles niveaux d'arsenic dans l'eau potable est la plus fortement associée au cancer du poumon et de la vessie. Bien qu'il existe des données épidémiologiques sur les effets non cancéreux (comme il a été abordé à la section2.2.1), les associations et les tendances dose-réponse aux expositions à faible dose sont généralement faibles. Par conséquent, le cancer est considéré comme le principal effet sur la santé le plus approprié pour évaluer les risques pour la santé liés à l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable.

Santé Canada a demandé à RSI (2022) de mener une méta-analyse des meilleures données épidémiologiques disponibles pour les principaux effets sur la santé associés à l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable. La méta-analyse combine les données probantes de plusieurs études pour modéliser la courbe dose-réponse afin de déterminer des points de départ (PDD) [doses à effet significatif (BMD) et limites inférieures de l'intervalle de confiance de la dose à effet significatif (BMDL)] pour le cancer du poumon et le cancer de la vessie (voir la section3.0 pour plus de détails sur l'analyse). Comme le montre le Tableau 6, l'analyse a révélé que le cancer du poumon est un effet sur la santé plus sensible que le cancer de la vessie, comme l'indiquent les valeurs plus faibles de la BMD/BMDL.

Les cinq études clés sur le cancer du poumon qui ont fourni suffisamment de renseignements pour mener une méta-analyse sont énumérées dans le Tableau 7. Il s'agit notamment des études de Smith et coll. (2009) et de Chen et coll. (2010b), décrites à la section2.1.1, ainsi que de trois études complémentaires avec des données adéquates pour une méta-analyse (Mostafa et coll., 2008; Dauphine et coll., 2013; Steinmaus et coll., 2013).

3.0 Calcul de la valeur basée sur la santé (VBS)

La force probante de la preuve continue de soutenir que le cancer est le principal effet sur la santé qui affiche l'association la plus forte avec l'exposition à de faibles concentrations d'arsenic dans l'eau potable. De plus, à la suite de l'évaluation des meilleures données épidémiologiques disponibles sur les effets cancéreux, le cancer du poumon est considéré comme l'effet sur la santé le plus sensible (voir la section2.2.4) afin d'évaluer les risques pour la santé liés à l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable.

Bien qu'il existe des données disponibles pour étayer un mode d'action avec seuil pour le cancer du poumon, plusieurs incertitudes importantes demeurent quant à la façon dont une exposition faible à l'arsenic mène au cancer, comme il a été abordé dans la section2.2.3. Ces incertitudes remettent en question le bien-fondé d'une approche avec seuil. Elles comprennent l'incertitude entourant le ou les événements, la ou les voies d'exposition et la ou les formes d'arsenic qui jouent un rôle clé dans le déclenchement du cancer; la possibilité que l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable s'ajoute aux concentrations de fond continues des événements clés (conduisant au cancer du poumon) résultant d'une exposition à l'arsenic provenant d'autres sources ou à d'autres substances causant le cancer du poumon; et la variabilité interindividuelle importante dans la population canadienne (voir la section2.2.2) due à la présence de nombreux modificateurs de risque qui peuvent modifier la réponse d'une personne à l'exposition à l'arsenic. Compte tenu de ces incertitudes importantes, on considère qu'une approche linéaire à faible dose pour évaluer le risque de cancer du poumon lié à l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable est la plus appropriée.

Pour obtenir un PDD pour le cancer du poumon, RSI (2022) a effectué une méta-analyse combinant les résultats dose-réponse des études clés sur le cancer du poumon (voir la section2.2.5) pour la modélisation de la BMD. La méta-analyse est une procédure statistique qui consiste à combiner des données provenant de plusieurs études afin de surmonter les limitations d'une étude (comme la taille limitée de l'échantillon, les intervalles de confiance larges et les variations dans la conception de l'étude). Dans le contexte présent, l'objectif ultime était de réduire l'incertitude associée aux BMD/BMDL calculées. Bien que les auteurs aient modélisé les réponses de référence de 1%, 5% et 10%, ils ont choisi les données de réponse de 1% en raison de la gravité de l'effet sur la santé. Les résultats de l'analyse sont présentés dans le tableau8.

Les auteurs ont effectué une analyse groupée des risques relatifs provenant des cinq études indiquées à la section2.2.4 pour les expositions à l'arsenic de 250μg/L ou moins, afin de réduire l'influence des réponses aux niveaux d'exposition très élevés, qui ne sont pas représentatives des expositions typiques à l'eau potable au Canada. Ils ont utilisé des modèles paramétriques log-linéaires pour décrire la forme de la courbe dose-réponse dans l'intervalle de réponse observable. Les auteurs ont utilisé un modèle log-linéaire à deux étapes pour obtenir des estimations de paramètres de pente pour chaque étude, puis ont utilisé des moyennes pondérées pour obtenir une estimation de paramètre de pente pour la méta-analyse. Ils ont supposé qu'un modèle à effets aléatoires était plus approprié qu'un modèle à effets fixes en raison de l'hétérogénéité entre les études. L'hétérogénéité (I²; Tableau8) est un indicateur des différences dans les paramètres de l'étude entre les études, notamment la conception de l'étude, les caractéristiques des participants et les niveaux d'exposition moyens. Dans la méta-analyse des cinq études, bien que la valeur de p de 0,418 pour le critère de «qualité de l'ajustement» indique un ajustement acceptable (une valeur de p supérieure à 0,1 indique un ajustement approprié), la statistique d'hétérogénéité de 80,6% (IC: 54,7% à 91,7%) indique des différences substantielles entre les études. Deeks et coll. (2021) fournissent les recommandations sur l'interprétation de l'hétérogénéité suivantes: non importante (0 % à 40%), modérée (30 % à 60%), substantielle (50 % à 90%) et considérable (75 % à 100%). Lorsqu'il existe des degrés élevés d'hétérogénéité, il faudrait faire preuve de prudence dans l'interprétation des résultats de la modélisation de la BMD. Dans l'étude de Smith et coll. (2009), le groupe le plus exposé (60 à 199ug/L) peut être un groupe influent dans la méta-analyse globale en raison de son RC important par rapport à celui des groupes les plus exposés dans les autres études. Lorsque l'on effectue méta-analyse en supprimant les données de l'étude de Smith et coll. (2009), la statistique d'hétérogénéité est réduite, passant ainsi à 42,1% (IC: 0%, 80,6%). De plus, les estimations de BMD₀₁ et de BMDL₀₁ à un risque excédentaire de 1% passent respectivement à 174,8 et à 32,9µg/L, par rapport aux valeurs respectives de BMD₀₁ et de BMDL₀₁ de 60,4 et 14,4µg/L, lorsque les données de l'étude Smith et coll. (2009) sont incluses. Bien que l'exclusion des données d'une étude donnée (par exemple, l'étude de Smith et coll., 2009) puisse réduire l'hétérogénéité, cela ne devrait pas suffire à justifier le retrait d'une étude ou de ses observations de l'analyse. Par conséquent, il est important d'inclure les données de l'étude Smith et coll. (2009) dans l'analyse globale de la BMD pour le cancer du poumon.

Les auteurs ont effectué la méta-analyse pour le cancer du poumon en ajustant les modèles dose-réponse aux valeurs de risque relatif des études clés sur le cancer du poumon afin de déterminer les BMD basées sur le risque excédentaire. Les auteurs ont réalisé les analyses de la BMD à l'aide d'un modèle log-linéaire de l'ensemble de fonctions dosresmeta R pour la réalisation d'une méta-analyse de dose-réponse multivariée (version logicielle4.1.1), en choisissant le modèle basé sur le critère de la «qualité de l'ajustement». Ils ont normalisé les concentrations d'arsenic dans l'eau potable en fonction de l'exposition à l'arsenic, en appliquant une consommation quotidienne d'eau chez les adultes de 1,53L/jour et un poids corporel de 74kg pour la population canadienne (SantéCanada, 2022b). La modélisation a nécessité l'incorporation d'une concentration moyenne d'arsenic de fond dans l'eau potable et d'une concentration de fond du risque de cancer du poumon au Canada. Les auteurs ont supposé que la personne moyenne au Canada était exposée à l'arsenic inorganique dans l'eau potable à une concentration de 2,25μg/L, ce qui représente la valeur médiane des concentrations moyennes dans l'eau souterraine signalées dans plusieurs provinces canadiennes (SantéCanada, 2006a). Le risque de cancer du poumon associé aux concentrations actuelles d'exposition de fond au Canada est estimé à 6,7% (Comité consultatif des statistiques canadiennes sur le cancer, 2021).

À l'aide d'un total de 15points de données provenant des cinq études clés indiquées à la section2.2.4, les auteurs ont estimé que les valeurs de BMD₀₁ et de BMDL₀₁ représentant un risque excédentaire de cancer du poumon de 1% au-dessus de la concentration de fond au Canada étaient respectivement de 60,4 et de 14,4µg/L, comme il est indiqué dans le Tableau8.

Pour appliquer une approche d'extrapolation linéaire à faible dose à l'aide de la BMDL₀₁ de 14,4µg/L, on détermine la pente de la courbe dose-réponse comme suit:

Pente=niveau de risque excédentaire÷PDD

=0,01 ÷ 14,4µg/L

≈ 0,0007(µg/L)^-1 (1)

où:

• le niveau de risque excédentaire représente un risque excédentaire de cancer du poumon de 1% au-dessus de la concentration de fond canadienne;
• le PDD est le point de départ à un risque excédentaire de 1% au-dessus de la concentration de fond canadienne de 14,4μg/L.

À l'aide de la pente de la courbe dose-réponse, on peut déterminer une dose associée à un risque spécifique, comme suit:

Dose associée à un risque spécifique=niveau de risque÷pente

Dans le cadre des recommandations sur l'eau potable, Santé Canada définit le terme «essentiellement négligeable» comme étant une plage allant d'un nouveau cas de cancer de plus que la concentration de fond pour 1000000personnes à un nouveau cas de cancer de plus que la concentration de fond pour 100000personnes (10^-6 à 10^-5) au cours de la durée d'une vie. Le Tableau 9 montre le risque de cancer du poumon au cours de la vie (supérieur à la concentration de fond canadienne) associé aux diverses concentrations d'arsenic dans l'eau potable.

La concentration d'arsenic dans l'eau potable qui représente un risque de cancer du poumon «essentiellement négligeable» varie entre 0,0000014 et 0,000014mg/L (0,0014 à 0,014μg/L). Comme la population canadienne peut être exposée à l'arsenic par de multiples sources (comme les aliments, l'eau potable, l'air et le sol; voir la section1.3), la valeur basée sur la santé (VBS) pour l'eau potable est fixée à 0,0000014mg/L (0,0014μg/L), ce qui se situe près de la limite inférieure de la plage.

4.0 Méthodes analytiques de détection de l'arsenic

4.1 Méthodes standardisées

Les méthodes analytiques standardisées disponibles pour l'analyse de l'arsenic total dans l'eau potable et leurs limites de détection de la méthode (LDM) sont résumées dans le Tableau 10. Les LDM dépendent de la matrice d'échantillons, de l'instrumentation et des conditions de fonctionnement choisies et varient d'un laboratoire à l'autre. Ces méthodes sont sujettes à diverses interférences, qui sont décrites dans les références respectives. Ces méthodes permettent de déterminer la concentration d'arsenic total, mais elles ne différencient pas les différentes espèces d'arsenic.

Des laboratoires accrédités au Canada ont été contactés pour déterminer les LDM; les seuils de déclaration de la méthode de ces laboratoires pour l'analyse de l'arsenic total se situaient entre 0,5 et 1μg/L pour les méthodes fondées sur la spectrométrie de masse au plasma d'argon couplé avec un spectromètre de masse (ICP-MS) (AGAT Laboratories, 2019a,b,c; Paracel Laboratories Ltd., 2019). Les responsables des systèmes de traitement de l'eau potable devraient discuter des exigences d'échantillonnage avec le laboratoire accrédité qui effectue l'analyse pour s'assurer du respect des procédures de contrôle de la qualité. De plus, les seuils de déclaration de la méthode doivent être suffisamment bas pour assurer une surveillance précise à des concentrations inférieures à la CMA proposée.

4.2 Préparation des échantillons

L'arsenic total comprend les formes dissoutes et particulaires de l'arsenic dans un échantillon d'eau. Les méthodes utilisées pour l'arsenic total récupérable servent à analyser l'arsenic total, que l'on compare à la CMA proposée.

Les considérations relatives au traitement des échantillons pour l'analyse de l'arsenic dans l'eau potable (par exemple, la conservation, l'entreposage et la digestion des échantillons) se trouvent dans les références énumérées dans le Tableau 10. La quantification précise de l'arsenic dissous, particulaire et total dépend du respect des étapes appropriées de conservation et de préparation des échantillons. Les méthodes SM 3030B et SM 3030D fournissent des directives sur la filtration, la conservation (acidification) et la digestion à suivre pour déterminer les métaux dissous ou particulaires (APHA et coll., 2023). Pour déterminer les concentrations d'arsenic dissous, les échantillons devraient être filtrés au moment du prélèvement (et non au laboratoire). Le filtrat devrait être acidifié à un pH inférieur à 2 avec de l'acide nitrique concentré.

Actuellement, les méthodes EPA 200.8 et SM 3113 n'exigent pas la digestion thermique en milieu acide pour les métaux extractibles totaux, sauf si la turbidité de l'échantillon est supérieure à 1unité de turbidité néphélométrique. Cependant, des études menées sur d'autres métaux (par exemple, le plomb, le chrome) ont montré que cela ne quantifie pas avec exactitude la concentration de métaux totaux dans un échantillon d'eau potable (Triantafyllidou et coll., 2007, 2013; Deshommes et coll., 2010; Haas et coll., 2013; Clark et coll., 2014). En présence d'arsenic particulaire, cette approche peut sous-estimer la concentration d'arsenic total de l'eau potable. La digestion thermique en milieu acideest décrite dans la méthode EPA 200.8 Rev. 5.4 (U.S.EPA, 1994b). La digestion assistée par micro-ondes, décrites dans la méthode SM 3030 K (APHA et coll., 2023), peut également servir à l'analyse des métaux extractibles totaux dans le cas des méthodes basées sur l'ICP-MS.

4.3 Analyseurs en ligne et trousse portative de terrain

Des analyseurs commerciaux en ligne sont disponibles pour quantifier l'arsenic dissous ou soluble. Certains analyseurs en ligne ont une unité de digestion interne qui peut mesurer à la fois l'arsenic total et dissous. Selon l'analyseur, l'arsenic peut être déterminé par voltampérométrie ou par spectrophotométrie. Les analyseurs en ligne ont des plages différentes selon l'appareil et ont des limites de détection de 1μg/L ou moins.

Une méthode de spéciation de l'arsenic sur le terrain est présentée dans Edwards et coll. (1998). Cette méthode utilise une colonne de résine échangeuse d'anions pour séparer les espèces d'arsenic solubles. Une étape de filtration à l'aide d'un filtre de 0,45μm sert à séparer les formes solubles et insolubles de l'arsenic (Sorg et coll., 2014). Cette méthode permet de déterminer l'arsenic total, l'arsenic particulaire, l'arsenic soluble, l'As(III) soluble et l'As(V) soluble.

Des trousses de réactifs portatives, qui sont basées sur des méthodes colorimétriques et couvrent diverses plages, sont également disponibles. L'étude He et coll. (2023) présente une revue des différentes trousses de réactifs portatives et comprend les plages, la performance et les références. Les auteurs de cette revue indiquent que les trousses de réactifs sur le terrain ne garantissent pas la même performance que les méthodes analytiques en laboratoire. Ils recommandent de prélever des échantillons en duplicata, des blancs et des échantillons enrichis, et de les comparer aux méthodes standardisées.

Pour mesurer l'arsenic avec exactitude à l'aide de ces appareils, les responsables des systèmes de distribution d'eau potable devraient élaborer un programme d'assurance de la qualité et de contrôle de la qualité (AQ/CQ) semblable à ceux qui sont décrits dans la méthode SM3020 (APHA et coll., 2023). En outre, il est recommandé de faire vérifier périodiquement les résultats par un laboratoire accrédité. Les responsables des systèmes de distribution d'eau potable devraient vérifier auprès de l'autorité responsable en matière d'eau potable si les résultats de ces méthodes peuvent être utilisés pour la production de rapport de conformité.

5.0 Considérations relatives au traitement

Les technologies de traitement qui peuvent servir à réduire la concentration d'arsenic dans l'eau potable à l'échelle municipale sont la coprécipitation/adsorption, l'adsorption, la filtration sur membrane, l'échange d'ions et l'adoucissement à la chaux amélioré. Il est également possible de combiner ces technologies de traitement pour obtenir des concentrations d'arsenic plus faibles. Le choix d'un procédé de traitement dépend de plusieurs facteurs, notamment la composition chimique de la source d'eau, les procédés de traitement existants, les conditions opérationnelles et les préoccupations liées au traitement des résidus. Les essais à échelle pilote sont essentiels pour s'assurer que l'eau de la source peut être traitée avec succès et pour optimiser les conditions d'opération. Des études à l'échelle de banc d'essai peuvent être utilisées pour déterminer les paramètres opérationnels afin d'obtenir une performance optimale d'enlèvement de l'arsenic pour un système à grande échelle.

À l'échelle résidentielle, on s'attend à ce que les appareils de traitement certifiés reposant sur l'OI, l'adsorption ou la distillation enlèvent efficacement l'arsenic.

5.1 Chimie de l'arsenic

Les formes inorganiques de l'arsenic sont plus répandues dans l'eau. Les espèces présentes dépendent des conditions d'oxydoréduction et du pH (Fields et coll., 2000a; U.S. EPA, 2003b; Sorg et coll., 2014). Dans l'eau souterraine, dans des conditions anoxiques et à faibles potentiels d'oxydoréduction, l'arsenic est généralement présent sous forme réduite, c'est-à-dire As(III). Dans l'eau de surface, dans des conditions aérobies, sa forme oxydée, As(V), est généralement présente (Fields et coll., 2000a; U.S. EPA, 2003b; Katsoyiannis et coll., 2007; Ahmad et coll., 2017). Dans l'environnement, l'oxydation ou la réduction de l'arsenic est un processus lent, et une proportion de chaque espèce est généralement présente (Edwards, 1994).

Le programme de recherche sur le traitement de l'arsenic de la U.S.EPA a recueilli des données mensuelles sur la spéciation de l'arsenic dans 65puits pendant une période maximale de troisans (Sorg et coll., 2014). Comme il est indiqué précédemment, l'eau souterraine contient généralement de l'arsenic sous forme d'As(III); toutefois, cette étude de spéciation a montré qu'il n'est pas rare que l'eau souterraine contienne également de l'As(V). Les données provenant de ces sources d'eau souterraine ont montré que 31 des 65puits contenaient principalement de l'As(V), 29 contenaient principalement de l'As(III) et 5 en contenaient un mélange. Les analyses mensuelles effectuées dans ces puits ont montré que la spéciation ne variait pas de manière significative au fil du temps.

Dans le cas de l'enlèvement de l'arsenic, l'espèce [As(III) ou As(V)] est un facteur important. Comme l'As(III) existe principalement sous la forme de l'espèce neutre H₃AsO₃ à un pH inférieur à 9, la plupart des technologies de traitement ne l'enlèvent pas facilement (U.S. EPA, 2003b; Ahmad et coll., 2017). Comme l'As(V) existe principalement sous la forme de l'espèce à charge simple H₂AsO₄^- ou la forme de l'espèce à double charge HAsO₄^2-, à des valeurs de pH comprises entre 6 et 9, les méthodes de traitement disponibles peuvent l'enlever avec efficacité (U.S. EPA, 2003b; Ahmad et coll., 2017). Par conséquent, l'oxydation de l'As(III) en As(V) joue un rôle essentiel dans le procédé de traitement pour obtenir un enlèvement efficace (Ahmad et coll., 2017).

La quantité d'arsenic soluble par rapport à la quantité d'arsenic particulaire est un facteur important pour déterminer le traitement approprié. La prévalence de l'arsenic particulaire dans certaines sources d'eau peut indiquer que la filtration à elle seule diminuerait suffisamment l'arsenic (Edwards et coll., 1998; Chen et coll., 1999). Dans une étude, les auteurs ont échantillonné 428sources d'eau et détecté plus de 96% d'arsenic particulaire dans un échantillon d'eau souterraine, plus de 50% d'arsenic particulaire dans 30% des échantillons d'eau souterraine et entre 23% et 54% d'arsenic particulaire dans les échantillons d'eau de surface (Chen et coll., 1999).

5.2 Traitement à l'échelle municipale

Le choix d'un procédé de traitement approprié pour l'enlèvement de l'arsenic dans un approvisionnement en eau donné est complexe et dépend de nombreux facteurs, comme la qualité de l'eau (notamment la concentration en arsenic, les espèces d'arsenic, la concentration en fer soluble et le pH), les procédés de traitement existants, la simplicité et la fiabilité du système ou de l'opération, la production de résidus et l'élimination. La forme de l'arsenic (soluble ou particulaire) et la proportion de chaque espèce présente ont également une incidence sur le choix du traitement.

L'arsenic s'adsorbe facilement sur le fer soluble. Le fer joue un rôle important dans l'enlèvement de l'arsenic, qu'il soit présent dans l'eau de la source ou ajouté au procédé de traitement. De ce fait, le fer est un facteur critique dans le choix d'un traitement approprié, y compris les procédés d'enlèvement du fer (Wang et coll., 2004). Les procédés d'enlèvement du fer comprennent le procédé d'oxydation chimique/filtration, l'oxydation biologique et la filtration sur sable vert au manganèse (U.S. EPA, 2003b; Hoffman et coll., 2006). Sorg (2002) a mis au point un outil qui définit des zones en fonction du rapport entre la concentration de fer soluble et celle de l'arsenic. L'outil oriente le choix des technologies de traitement potentielles pour l'enlèvement de l'arsenic par rapport à ces zones définies (voir la Figure2). Dans le cas de l'eau de la zone A, le rapport entre la concentration de fer soluble et la concentration de l'arsenic soluble favoriserait le choix et l'optimisation d'un procédé d'enlèvement du fer (par exemple, un rapport fer soluble à arsenic de 20:1 est le minimum requis pour le procédé d'oxydation chimique/filtration; voir la section5.2.2). Dans le cas de l'eau de la zone B, il n'y a pas suffisamment de fer soluble, et il faudrait envisager un procédé modifié d'enlèvement du fer. Dans le cas de l'eau de la zone C, les faibles concentrations de fer soluble indiquent que les technologies à prendre en considération pour l'enlèvement de l'arsenic comprennent l'adsorption, l'échange d'ions, la coagulation/filtration du fer, l'enlèvement modifié du fer et les procédés sur membrane.

MCL: «maximum contaminant level»; SMCL: «secondary maximum contaminant level».

La présence d'ions concurrents peut avoir un impact sur l'efficacité des différentes technologies de traitement. Les phosphates, les sulfates, la matière organique naturelle (MON), les silicates, le fluorure, les carbonates, le vanadium, le sélénium et les métaux lourds à l'état de traces ont le potentiel d'avoir un impact négatif sur l'enlèvement de l'arsenic selon la technologie utilisée (Fields et coll., 2000a,b; Korngold et coll., 2001; Rubel, 2003a,b; U.S. EPA, 2003b; Sancha, 2006; Guan et coll., 2009a,b; Pallier et coll., 2010; Clifford et coll., 2011; Möller et coll., 2011; Mondal et coll., 2013; Sorlini et coll., 2014; Cortina, 2016; Hering et coll., 2017; Mohanty, 2017; Sorg et coll., 2017a; vanGenuchten et Ahmad, 2020). En raison de sa chimie similaire, le phosphate est fortement en concurrence avec l'arsenic dans diverses technologies de traitement. Il a été constaté que la présence de calcium améliore l'enlèvement de l'arsenic pour le traitement conventionnel et pour l'oxydation chimique/la filtration (vanGenuchten et Ahmad, 2020; Guan et coll., 2009b).

Santé Canada recommande fortement que tous les produits chimiques et composants utilisés dans les systèmes de traitement soient certifiés selon la norme NSF/CAN 60: Produits chimiques de traitement de l'eau potable– Effets sur la santé (NSF International, 2024a) et la norme NSF/ANSI/CAN 61: Composants du système d'eau potable– Effets sur la santé (NSF International, 2023a). Ces normes garantissent que les matériaux répondent aux exigences fondées sur la santé et leur innocuité dans l'eau potable.

Les sous-sections suivantes présentent les études menées à grande échelle et à l'échelle pilote. Il s'agit notamment d'études réalisées dans le cadre d'un programme de démonstration à grande échelle de la U.S. EPA qui évaluait diverses technologies de traitement auprès de petits systèmes et de systèmes semi-publics. Ce programme a généralement surveillé les systèmes sur plusieurs années. Dans certains cas, les systèmes ont subi des modifications pendant l'étude pour tenter d'améliorer l'enlèvement de l'arsenic (U.S. EPA, 2023).

5.2.1 Préoxydation

La plupart, voire la totalité des technologies de traitement enlèvent l'As(V) mieux que l'As(III), bien qu'elles puissent nécessiter un ajustement du pH pour l'optimisation. En présence d'une quantité significative d'As(III), la préoxydation améliore l'enlèvement de l'arsenic. Il est possible d'oxyder rapidement l'arsenic dans de nombreuses conditions à l'aide de chlore, de permanganate, d'ozone et de composés oxydants solide à base de dioxyde de manganèse (Ghurye et Clifford, 2001, 2004; Katsoyiannis et coll., 2004; Dodd et coll., 2006; Sorlini et Gialdini, 2010; Clifford et coll., 2011). Toutefois, l'oxygène, l'aération, le dioxyde de chlore, la chloramine et le traitement au rayonnement ultraviolets ne sont pas efficaces pour oxyder l'arsenic (Bissen et Frimmel, 2003; U.S. EPA, 2003b; Ghurye et Clifford, 2004; Hoffman et coll., 2006; Sorlini et Gialdini, 2010; Mohanty, 2017). Si l'on ajoute du chlore en présence d'ammoniac, des chloramines se forment et ont un effet négatif sur l'oxydation de l'As(III) (Chen et coll., 2018). La présence de MON dans la source d'eau peut également empêcher l'oxydation de l'As(III) lorsqu'on utilise du permanganate (Chen et coll., 2018) et de l'ozone (Ghurye et Clifford, 2001). On peut déterminer la dose appropriée de permanganate à l'aide d'un essai de floculation en bécher (jar test), comme il est indiqué dans l'étude menée par Chen et coll. (2018).

Une oxydation biologique de l'As(III) par des bactéries oxydant le fer ou le manganèse peut également se produire (Gude et coll., 2018a; Crognale et coll., 2019). Il existe aussi des bactéries oxydant l'arsenic qui peuvent se développer et survivre dans les filtres (Lytle et coll., 2007). Lorsque la préoxydation se fait au moyen de bactéries oxydant l'arsenic, une préaération est nécessaire pour assurer la croissance et le développement des bactéries (Lytle et coll., 2007; Gude et coll., 2018a;b; Crognale et coll., 2019). Le développement microbien dans ces conditions s'est révélé prendre entre 10jours et un mois pour s'établir (Zouboulis et Katsoyiannis, 2005; Lytle et coll., 2007). L'acheminement d'eau aérée dans de nouveaux milieux filtrants favorise la croissance rapide des bactéries, et l'ensemencement avec d'anciens milieux filtrants s'est avéré inutile (Lytle et coll., 2007).

Le choix de l'oxydant et du point de dosage sont des facteurs importants à prendre en compte dans la conception et dépendent de la qualité de l'eau brute (Hoffman et coll., 2006). La stratégie de préoxydation devrait comprendre une évaluation visant à déterminer si des sous-produits de désinfection (SPD) sont formés et à confirmer qu'aucun autre problème de conformité ne se produit. Des études à l'échelle de banc d'essai et à échelle pilote peuvent aider à optimiser la stratégie d'oxydation.

5.2.2 Coprécipitation/adsorption

Les procédés de coagulation/filtration et d'enlèvement du fer enlèvent l'arsenic en combinant la coprécipitation et l'adsorption. Dans les eaux contenant de grandes quantités d'oxyde de fer soluble [(Fe(II)], des procédés d'enlèvement du fer peuvent être utilisés pour enlever simultanément l'arsenic (Sorg, 2002; U.S. EPA, 2005). Lorsque la quantité de fer est insuffisante, un coagulant est ajouté dans un procédé de coagulation/filtration. Lorsque l'oxydation se produit, le fer et l'arsenic sont coprécipités, et l'arsenic s'adsorbe sur l'oxyde de fer [Fe(III)] nouvellement formé (Sorg, 2002; Katsoyiannis et Zouboulis, 2004; Hoffman et coll., 2006; Chen et coll., 2018).

Comme les particules de fer préformées ont une capacité moindre d'éliminer l'As(V) que les particules de fer qui se forment en présence d'As(V), l'oxydation du fer et de l'arsenic devrait avoir lieu en même temps pour obtenir un enlèvement optimal de l'arsenic (Edwards, 1994; Roberts et coll., 2004; Tresintsi et coll., 2013). Ces procédés s'améliorent avec l'augmentation de la teneur en fer naturel dans l'eau et l'augmentation de la superficie des particules (Lytle et coll., 2005; Hoffman et coll., 2006; Thirunavukkarasu et coll., 2014).

Coagulation/filtration

La coagulation/filtration est la méthode classique la plus utilisée pour traiter l'arsenic dans l'eau et elle convient aux systèmes de traitement de l'eau potable à grande capacité (Chen et coll., 2002; U.S. EPA, 2005; Cortina, 2016). Des flocs chargés d'arsenic se forment par l'ajout d'un coagulant, puis sont enlevés par décantation et filtration (U.S. EPA, 2005; Sancha, 2006; Mondal et coll., 2013; Cortina, 2016). L'enlèvement efficace est fonction des espèces d'arsenic et de la concentration initiale, du type de coagulant et de la dose, de l'intensité du mélange, du pH et de la composition de l'eau (Sancha, 2006; Hering et coll., 2017). Les coagulants couramment utilisés pour enlever l'arsenic par coagulation/filtration sont le sulfate d'aluminium (alun), le chlorure de fer, le sulfate de fer et les polymères cationiques (Fields et coll., 2000b; Han et coll., 2002; Sancha, 2006; Cortina, 2016). Un système optimisé peut enlever plus de 90% d'arsenic (U.S. EPA, 2005). Une sélection d'études menées à grande échelle est présentée dans le Tableau 11.

Un enlèvement plus importante de l'As(V) que de l'As(III) à toutes les valeurs de pH et avec tous les coagulants a été observé (U.S. EPA, 2005; Lakshmanan et coll., 2008; Sun et coll., 2013; Sorlini et Gialdini, 2014; Cortina, 2016). La présence d'ammoniac peut avoir entraîné la formation de chloramines et donc une oxydation incomplète de l'As(III) en As(V) (Valigore et coll., 2008a).

Les coagulants à base de fer se sont révélés mieux enlever l'arsenic que les coagulants à base d'aluminium (U.S. EPA, 2000; Odell, 2010). Les doses typiques de coagulants à base de fer qui sont efficaces sont de 5 à 30mg/L, avec un meilleur enlèvement à un pH inférieur à 8 (U.S. EPA, 2003b; Lakshmanan et coll., 2008; Odell, 2010; Cortina, 2016). La coagulation à l'alun (dose typique de 10 à 50mg/L, à un pH de 6 à 7) est moins efficace que la coagulation à base de fer pour l'As(V) et elle n'enlève pas l'As(III) (Lakshmanan et coll., 2008; Cortina, 2016).

L'enlèvement de l'As(V) dépend de la dose de coagulant et du pH, ainsi que du potentiel zêta de la suspension colloïdale (Edwards, 1994; Pallier et coll., 2010; Hu et coll., 2012; Pramanik et coll., 2016). Un pH plus faible augmente les sites d'adsorption à charge positive et diminue la concentration des ions OH^- concurrents (Ghurye et coll., 2004; Sancha, 2006; Pramanik et coll., 2016). L'abaissement du pH en deçà de 7 peut entraîner un enlèvement accru et nécessiter moins de coagulant (Sancha, 2006; Lakshmanan et coll., 2008; Cortina, 2016; Hering et coll., 2017). L'enlèvement de l'As(III) dépend de la dose de coagulant et, dans une moindre mesure, du pH (Edwards, 1994; Pallier et coll., 2010). Cependant, comme l'As(V) s'enlève plus facilement que l'As(III), la méthode préférée consiste à préoxyder la quantité totale d'As(III) en As(V) avant la coagulation/filtration classique. Une étude de Sorlini et coll. (2014) évaluant huit installations de traitement à grande échelle a montré que le taux d'enlèvement le plus élevé est atteint lorsqu'on procède soit à un ajout de fer en deux étapes, soit à une adsorption postérieure à l'ajout de fer.

En raison des doses de coagulant requises pour l'enlèvement de l'arsenic, d'importantes quantités de boues chargées d'arsenic peuvent être produites. Cela peut entraîner des difficultés pour éliminer les boues contaminées. La production de boues est un inconvénient important pour l'utilisation de la coagulation/filtration classique dans le processus d'enlèvement de l'arsenic de l'eau potable.

Oxydation chimique/filtration

Pour que l'oxydation chimique ou la filtration soit efficace, le rapport fer soluble-arsenic dans l'eau de la source doit être d'au moins 20:1 (Sorg, 2002; U.S. EPA, 2003b, 2005). Ce procédé, qui comprend l'ajout d'un oxydant fort, un temps de contact suffisant et une filtration, peut être utilisé sur une plage de pH de 5,5 à 8,5 (U.S. EPA, 2003b; Ghurye et Clifford, 2004; Hoffman et coll., 2006).

Étant donné que le chlore, le permanganate de potassium et l'ozone s'oxydent rapidement, le temps de contact n'est pas un facteur critique pour ces oxydants. Cependant, un temps de contact prolongé peut permettre une plus grande formation des particules et un meilleur enlèvement par filtration subséquente (Hoffman et coll., 2006). Il est recommandé de procéder à des essais de floculation en bécher (jar test) pour déterminer la dose optimale d'oxydant (Hoffman et coll., 2006).

Le point d'ajout de l'oxydant est important, car les particules de fer formées en présence d'As(V) ont une meilleure capacité d'enlèvement (Lytle et coll., 2005; Hoffman et coll., 2006; Tresintsi et coll., 2013). Une étude à l'échelle de banc d'essai a évalué la co-oxydation d'As(III) (50μg/L), de Fe(II) (5mg/L) et d'oxyde de manganèse (Mn(II)) (0,5mg/L) et a montré que le chlore et le permanganate de potassium sont capables de réduire les concentrations d'arsenic, les faisant passer à moins de 10μg/L, et le permanganate de potassium permet d'obtenir la plus grande diminution (vanGenuchten et Ahmad, 2020). La présence de MON dans la source d'eau peut également empêcher l'oxydation de l'As(III) par le permanganate (Chen et coll., 2018). L'ozone est également efficace (Ghurye and Clifford, 2004). La MON et d'autres contaminants peuvent entraver l'oxydation (Ghurye et Clifford, 2004; Chen et coll., 2018). Bien que l'aération puisse oxyder efficacement le Fe(II), elle est inefficace pour oxyder l'arsenic (vanGenuchten et Ahmad, 2020).

L'oxydation/lafiltration fournit continuellement de nouveaux sites pour l'adsorption de l'arsenic, de sorte qu'il n'est pas nécessaire de régénérer le filtre (Pokhrel et Viraraghavan, 2009). Il faut tenir compte de la formation de SPD lorsqu'on utilise l'oxydation chimique (Hoffman et coll., 2006; SantéCanada, 2006b, 2008a,b, 2011). Pour éviter la formation de SPD, on peut utiliser du permanganate pour oxyder efficacement l'As(III) et le Fe(II). Le dosage de permanganate est important, car une surdose peut colorer l'eau en rose. En présence de MON, des particules colloïdales de dioxyde de manganèse peuvent se former et sont difficiles à éliminer pendant la filtration sur milieu (Knocke et coll., 1987, 1991, 1994; Chen et coll., 2018). L'augmentation de la dose de permanganate pour surmonter l'effet de la MON réduirait la formation de particules de dioxyde de manganèse (Knocke et coll., 1991).

Le Tableau 12 résume les résultats des études menées à grande échelle sur l'enlèvement de l'arsenic au moyen de l'oxydation chimique/ la filtration pour des sources d'eau souterraine. Prises ensemble, ces études illustrent les défis et de nombreux facteurs (par exemple, oxydation incomplète, insuffisance de fer, ions concurrents, arsenic particulaire) qui influent sur le succès de cette technologie de traitement dans l'atteinte de faibles niveaux d'arsenic (entre 1 et 10µg/L) dans l'eau traitée. Les fuites de fer/d'arsenic peuvent se produire en raison des facteurs suivants: oxydation inadéquate permettant le passage du fer soluble, de l'As(III) et de l'As(V) par les procédés de filtration; lavage à contre-courant inadéquat ou trop de temps écoulé entre les lavages à contre-courant (Hoffman et coll., 2006).

Tableau 12. Études menées à grande échelle montrant les résultats de l'enlèvement de l'arsenic par oxydation chimique/filtration dans les sources d'eau souterraine

Oxydation biologique/filtration

L'oxydation biologique/la filtration consiste à utiliser des bactéries oxydant le fer ou le manganèse (favorisées par préaération) pour former des oxydes particulaires, qui sont ensuite filtrés (Zouboulis et Katsoyiannis, 2002, 2005; Katsoyiannis et coll., 2008). Les exemples d'oxydation/filtration biologique comprennent la filtration lente sur sable, la filtration rapide sur sable et la filtration sur charbon actif biologique (Pokhrel et coll., 2005; Lytle et coll., 2007; Gude et coll., 2016). Ces procédés ne nécessitent pas l'utilisation d'oxydants chimiques, ce qui peut aider à réduire le potentiel de formation de SPD (Zouboulis et Katsoyiannis, 2005). Cette technologie est mieux adaptée aux petits systèmes, car elle n'est peut-être pas rentable pour les systèmes de plus grande envergure (Pokhrel et Viraraghavan, 2009). Ce procédé est efficace en présence d'une quantité suffisante de fer soluble. Par exemple, une étude à l'échelle de banc d'essai a démontré l'enlèvement de l'arsenic jusqu'à une valeur de 5μg/L avec un rapport fer-arsenic de 40:1 (Pokhrel et Viraraghavan, 2009).

L'oxydation/filtration biologique à l'aide de bactéries oxydant le fer permet de mieux enlever l'arsenic qu'avec des bactéries oxydant le manganèse, car les oxydes de fer sont également de bons adsorbants de l'arsenic (Katsoyiannis et Zouboulis, 2004). Les bactéries oxydant le fer oxydent également l'As(III) en As(V), qui est ensuite adsorbé sur les oxydes de fer déposés dans le filtre (Katsoyiannis et coll., 2004; Lytle et coll., 2007). Les bactéries oxydant l'arsenic ont pu se développer et être maintenues dans des filtres à sable lent, même avec une faible concentration initiale d'arsenic (Gude et coll., 2018a,b). Les études portant sur l'utilisation de l'oxydation/filtration biologique pour enlever l'arsenic sont présentées dans le Tableau 13.

L'oxydation/filtration biologique produit continuellement un adsorbant d'oxyde de fer in situ, ce qui élimine les risques de percée (Katsoyiannis et Zouboulis, 2004, 2006; Pokhrel et Viraraghavan, 2009). Les oxydes de fer produits par oxydation bactérienne sont considérés comme étant plus denses, ont une surface spécifique plus grande et adsorbent plus d'arsenic (Katsoyiannis et Zouboulis, 2006). L'enlèvement de l'As(III) augmente avec le potentiel d'oxydoréduction et l'oxygène dissous (Katsoyiannis et Zouboulis, 2006).

Procédé sur sable vert au manganèse

Le procédé de filtration sur sable vert au manganèse comprend une oxydation par le permanganate de potassium ou le chlore, suivie de l'utilisation d'un milieu filtrant à base de sable vert (sable recouvert d'une couche de dioxyde de manganèse). Le sable vert catalyse l'oxydation et la précipitation des hydroxydes de fer et de manganèse, qui sont ensuite filtrés (U.S. EPA, 2003b; Hoffman et coll., 2006). Pour prolonger la durée de vie du filtre, une couche d'anthracite précède généralement la couche de sable vert au manganèse. Cela permettra de filtrer la plupart des hydroxydes de fer contenant de l'As(V) formés au cours de la préoxydation. L'eau passe ensuite dans le sable vert au manganèse, qui oxyde et précipite les résidus de fer, de manganèse et d'arsenic (Hoffman et coll., 2006).

Le procédé de filtration sur sable vert au manganèse peut fonctionner en continu ou par intermittence (U.S. EPA, 2003b; Hoffman et coll., 2006; Thirunavukkarasu et coll., 2014). Pour un fonctionnement continu, du permanganate ou du chlore est continuellement ajouté au système (U.S. EPA, 2003b). Dans le cas du procédé intermittent, le filtre sur sable vert est périodiquement régénéré pour permettre au MnO₂ sur la surface du filtre d'oxyder le fer et l'arsenic solubles lorsqu'ils entrent en contact avec le milieu. La régénération se fait à l'aide de permanganate de potassium ou de chlore. Si l'on utilise du chlore, il peut être nécessaire de régénérer périodiquement le filtre au permanganate de potassium (U.S. EPA, 2003b; Hoffman et coll., 2006).

Les études portant sur le système de filtration sur sable vert au manganèse sont présentées dans le Tableau 14. Une étude a utilisé du permanganate de sodium, car la présence d'ammoniac provoquerait la formation de chloramine si l'on utilisait du chlore. Comme la source d'eau contenait également des niveaux élevés de carbone organique total (COT), les auteurs ont procédé à des jar tests pour déterminer la dose requise de permanganate de sodium (Chen et coll., 2018).

5.2.3 Adsorption

L'efficacité de l'adsorption est fonction de la concentration initiale, du type d'adsorbant, de l'espèce d'arsenic et de la composition chimique de l'eau (pH et ions concurrents) (Su et coll., 2008; Clifford et coll., 2011). Les milieux adsorbants comprennent les oxydes métalliques granulaires comme l'aluminium, le fer ou le titane (Möller et coll., 2011). Pour tous les milieux contenant des (hydr)oxydes métalliques, l'adsorption de l'arsenic diminue avec l'augmentation du pH (Clifford et coll., 2011). Les matériaux d'adsorption présentent des variations importantes dans leur composition chimique et leurs propriétés physiques, qui ont une incidence sur les paramètres de conception clés (par exemple, temps de contact en fût vide [TCFV], taux de charge hydraulique, fréquence de lavage à contre-courant et exigences relatives au fonctionnement et à l'entretien). Certains milieux d'adsorption à usage unique peuvent nécessiter un lavage à contre-courant même si la régénération n'est pas possible.

Les études de traitement menées à grande échelle utilisant l'adsorption sont présentées dans le Tableau 15 (configuration en parallèle) et dans le Tableau 16 (configuration en série). Ces études illustrent la variabilité de la performance d'adsorption en termes d'enlèvement de l'arsenic. Dans certains cas, l'ajustement préalable du pH à des niveaux plus bas a fait augmenter le volume du lit (BV) jusqu'au point de percée (Valigore et coll., 2007; Stowe et coll., 2011b). Cependant, McCall et coll. (2008) n'ont pas démontré d'amélioration avec l'ajustement du pH. Lorsque l'arsenic était principalement présent sous la forme As(III), la préchloration améliorait la réduction (Chen et coll., 2006). La performance était moindre en présence d'ions concurrents (par exemple, silice ou phosphore) (Cumming et coll., 2009a,b).

Milieux adsorbants à base d'alumine

L'alumine activée (AA) peut atteindre un enlèvement élevé d'arsenic et a le potentiel de traiter des milliers de volumes de lit en fonction de la composition chimique de l'eau (Cortina, 2016; Sorg et coll., 2017a). Il est généralement nécessaire d'ajuster le pH avant et après le traitement à l'aide d'un acide fort et d'une base forte pour optimiser l'enlèvement de l'arsenic (U.S. EPA, 2003b; Mohanty, 2017). Un pH optimal de 5,5 a été établi pour l'AA et, dans de telles conditions acides, les temps de fonctionnement sont de 5 à 20fois plus longs qu'à un pH de 6 à 9 (Rubel, 2003a; Singh et Pant, 2004; Mohan et Pittman, 2007; Giles et coll., 2011; Cortina, 2016). Cependant, ce faible pH peut augmenter la solubilité de l'aluminium et entraîner des concentrations élevées d'aluminium, qui peuvent dépasser la CMA ou la valeur guide opérationnelle pour l'aluminium. Pour consulter une discussion plus détaillée, se reporter au document Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada: document technique– aluminium de SantéCanada (Santé Canada, 2021b).

Il a été démontré que le temps de contact en fût vide varie entre 3 et 10minutes (U.S. EPA, 2003b; Cortina, 2016). Il est possible de régénérer les milieux d'AA à l'aide d'une forte base, d'un rinçage à l'eau suivi d'une neutralisation à l'aide d'un acide fort (Rubel, 2003a; Clifford et coll., 2011; Ungureanu et coll., 2015; Cortina, 2016; Sorg et coll., 2017a).

La nécessité de stocker et d'utiliser des acides forts et des bases fortes est un inconvénient de la méthode à l'AA, en particulier pour les petits systèmes. Un ajustement incorrect du pH pourrait entraîner des problèmes au sein du réseau de distribution, comme une concentration élevée de plomb et de cuivre. De plus, la régénération de l'AA peut entraîner une dissolution importante des milieux et causer des difficultés opérationnelles et des problèmes de coûts.

Plusieurs études menées à grande échelle ont évalué l'adsorption à l'aide d'AA modifiée par le fer (voir le Tableau 16). Dans l'une des études, l'atteinte du point de percée s'est produite plus tôt que prévu, ce qui s'expliquait par un pH plus élevé combiné avec la présence de silice (Lipps et coll., 2008). Une autre étude a montré une performance inférieure aux attentes, ce que les auteurs ont attribué à un pH plus élevé (Lipps et coll., 2010). Une autre étude comportait un passage dans un milieu à un pH ajusté à 6,9, ce qui a permis d'augmenter les volumes de lit jusqu'au point de percée comparativement aux passages sans ajustement du pH (Valigore et coll., 2007).

Milieux adsorbants à base de fer

Les adsorbants à base de fer comprennent l'oxyde ferrique granulaire (GFO), l'hydroxyde ferrique granulaire (GFH), les oxydes-hydroxydes de fer, le fer zérovalent et d'autres adsorbants modifiés par le fer (Mohan et Pittman, 2007; Möller et coll., 2011). Le TCFV et la qualité de la source d'eau influent sur l'efficacité de l'enlèvement de l'arsenic (Mondal et coll., 2013; Sorg et coll., 2017a).

Historiquement, des études en laboratoire utilisant du sable enrobé de fer et le GFH ont montré que les concentrations d'arsenic dans l'eau traitée pouvaient être réduites à un niveau inférieur à 5μg/L (Pierce et Moore, 1980, 1982; Fuller et coll., 1993; Hsia et coll., 1994; Wilkie et Hering, 1996; Raven et coll., 1998; Driehaus et coll., 1998; Thirunavukkarasu et coll., 2001, 2003a,b). Plusieurs études menées à grande échelle ont montré un enlèvement réussi de l'arsenic à des niveaux allant de moins de 0,51μg/L à moins de 3,3μg/L tout au long de l'étude (voir le Tableau 15 et le Tableau 16) (Chen et coll., 2008; Williams et coll., 2009; Coonfare et coll., 2010; Darlington et coll., 2010; Stowe et coll., 2011b).

Une étude a obtenu une meilleure performance que prévu, ce qui semble être attribuable à un TCFV plus long (Wang et coll., 2008). Une autre étude a enregistré des BV moins élevés que prévu jusqu'au point de percée, probablement en raison d'un TCFV plus court et de la présence d'ions concurrents (silice et phosphore) (McCall et coll., 2009). Quelques autres études ont présenté une performance inférieure en raison de la présence d'ions concurrents: silice, phosphore (Cumming et coll., 2009a) et manganèse (Cumming et coll., 2009b). Dans une autre étude, la présence de silice n'a pas eu d'incidence sur l'enlèvement de l'arsenic (Wang et coll., 2010a).

Les milieux à base de fer ne sont pas aussi sensibles au pH que l'AA (Rubel, 2003a). Plusieurs études menées à grande échelle ont montré des taux d'enlèvement adéquats sur une longue période sans ajustement du pH (Williams et coll., 2009; Darlington et coll., 2010; Chen et coll., 2011c,d). Toutefois, les milieux à base de fer ont un niveau de pH au point de charge zéro (pH auquel la charge nette de la surface totale des particules est égale à zéro) en dessous duquel l'enlèvement de l'arsenic est plus efficace, et l'ajustement peut prolonger la durée de vie du lit (Rubel, 2003a; Sorg et coll., 2021). Plusieurs études menées à grande échelle ont utilisé l'ajustement du pH pour améliorer l'enlèvement de l'arsenic (Coonfare et coll., 2010; Stowe et coll., 2011b). Dans une autre étude, l'ajustement du pH n'a pas amélioré l'enlèvement de l'arsenic, probablement en raison du relargage provenant des milieux d'adsorption (McCall et coll., 2008).

Une étude menée dans un établissement scolaire a utilisé quatre milieux différents à base de fer, qui ont chacun affiché des performances variables (Chen et coll., 2011d). Ces résultats soulignent la nécessité de réaliser des études à l'échelle de banc d'essai ou à échelle pilote en utilisant l'eau de la source spécifique pour évaluer les milieux à utiliser dans une application à grande échelle.

Dans la plupart des études, la préchloration a été utilisée pour oxyder l'As(III) en As(V). Dans deux études, la préchloration a amélioré l'enlèvement de l'arsenic comparativement aux essais sans préchloration (Chen et coll., 2006, 2008).

Bien qu'il soit généralement impossible de régénérer les milieux à base de fer, certaines études ont réussi à le faire (Rubel, 2003a; Mohan et Pittman, 2007; Chen et coll., 2015; Sorg et coll., 2017a,b).

Autres milieux adsorbants

En plus de l'AA et du fer, on a eu recours à d'autres milieux d'oxydes-hydroxydes métalliques pour enlever l'arsenic, notamment l'hydroxyde de zirconium et le dioxyde de titane (Guan et coll., 2012; Sorlini et coll., 2014; Uddin et Jeong, 2020). Les études menées à grande échelle ont montré que les milieux à base d'hydroxyde de zirconium (Tableau 15) et les milieux à base de dioxyde de titane (Tableau 16) enlevaient efficacement l'arsenic (Chen et coll., 2010c; Darlington et coll., 2011).

5.2.4 Filtration sur membrane

Les options de filtration sur membrane comprennent la nanofiltration (NF), l'osmose inverse (OI), l'ultrafiltration (UF) et la microfiltration (MF). La NF et l'OI sont des techniques à haute pression qui constituent des options viables pour l'enlèvement de l'arsenic si les solides en suspension sont faibles (Uddin et coll., 2007; Figoli et coll., 2010; Akin et coll., 2011). La NF est une membrane qui permet d'améliorer l'écoulement d'eau et de réduire les besoins en énergie par rapport à l'OI (Uddin et coll., 2007; Akin et coll., 2011; Mondal et coll., 2013). L'OI est moins sensible au pH et à la force ionique que la NF et plus fiable en ce qui concerne l'enlèvement des ions (Velizarov et coll., 2004; Uddin et coll., 2007; Mondal et coll., 2013). La MF et l'UF ne sont pas capables, à elles seules, d'enlever l'arsenic soluble (Mondal et coll., 2013). La MF assistée par coagulation peut être une option, car les flocs chargés d'arsenic sont suffisamment gros pour être rejetés par la MF.

Osmose inverse et nanofiltration

Les procédés sur membrane comme la NF et l'OI enlèvent l'arsenic grâce à des propriétés comme la taille des particules, les caractéristiques diélectriques et l'hydrophobie/hydrophilie (U.S. EPA, 2005; Cortina, 2016). L'OI peut éliminer de 80 à 99% de l'As(V), tandis que les enlèvements d'As(III) signalées étaient aussi faibles que 5% et aussi élevées que ceux de l'As(V) (Waypa et coll., 1997; Brandhuber et Amy, 1998; Kang et coll., 2000; Ning, 2002; U.S. EPA, 2003b, 2006a; Uddin et coll., 2007; Walker et coll., 2008; Akin et coll., 2011; Schmidt et coll., 2016).

À un pH compris entre 6 et 9, l'As(V) est présent sous forme d'ions monovalents ou divalents, et l'enlèvement est accru par exclusion électrostatique (Moore et coll., 2008). Comme l'As(III) est neutre, s'il est présent, une préoxydation peut être nécessaire pour améliorer l'enlèvement (Uddin et coll., 2007; Moore et coll., 2008; Nguyen et coll., 2009; Richards et coll., 2009; Litter et coll., 2010; Akin et coll., 2011; Mondal et coll., 2013). L'ajout d'un oxydant avant la NF ou l'OI peut être difficile en raison du risque de dommages à la membrane. Les effets dépendent du type d'oxydant et de la tolérance de la membrane (Saitúa et coll., 2005; Moore et coll., 2008). Il est recommandé de procéder à des études à l'échelle de banc d'essai ou à échelle pilote pour évaluer l'oxydation et les impacts sur la membrane.

L'efficacité de l'enlèvement de l'arsenic par l'OI ou la NF dépend des caractéristiques de la membrane, de la composition de l'eau d'alimentation, de la charge, du pH, de la pression d'opération et de l'encrassement de la membrane (U.S. EPA, 2003b, 2005; Uddin et coll., 2007; Akin et coll., 2011; Saitúa et coll., 2011; Cortina, 2016). Dans le cas de l'OI, l'enlèvement de l'As(V) se produit à un pH supérieur à 4,1 et l'enlèvement de l'As(III) se produit à un pH supérieur à 9,1 (Akin et coll., 2011). Dans le cas de la NF, l'enlèvement est fonction à la fois de la taille des pores et de la charge de la membrane. Les membranes de NF chargées négativement affichent un enlèvement multivalente plus élevé par exclusion électrostatique (Velizarov et coll., 2004; Saitúa et coll., 2005, 2011; Uddin et coll., 2007; Padilla et Saitúa, 2010; Mondal et coll., 2013). L'enlèvement s'améliore avec l'augmentation du pH, à mesure que la spéciation de l'As(V) passe des ions monovalents aux ions divalents (Saitúa et coll., 2005, 2011; Uddin et coll., 2007; Nguyen et coll., 2009; Figoli et coll., 2010). Une étude évaluant 10systèmes d'OI à grande échelle a indiqué que certains systèmes pourraient avoir été inefficaces pour enlever l'arsenic en raison du seuil de coupure du poids moléculaire. Les auteurs ont également indiqué que le faible taux d'enlèvement pourrait être attribuable à la présence de niveaux élevés de sulfate, de MDT et de dureté dans l'eau brute (Thirunavukkarasu et coll., 2014). Les études menées à grande échelle et à l'échelle pilote montrant l'enlèvement de l'arsenic par OI et NF sont présentées dans le Tableau 17.

La double filtration à l'aide de l'OI pour enlever l'As(III) et l'As(V) a été testée à l'échelle de banc d'essai à l'aide d'eau du robinet enrichie d'arsenic. Après la première membrane d'OI, les auteurs ont observé un enlèvement de près de 100% d'As(V) et d'environ 80% d'As(III). L'enlèvement de l'As(III) a augmenté à environ 95% après la deuxième membrane d'OI (Víctor-Ortega et Ratnaweera, 2017).

Le procédé d'OI comporte certaines limites, notamment l'entartrage, l'encrassement et la défaillance possibles des membranes, ainsi qu'une forte consommation d'énergie et des coûts d'investissement élevés. On peut utiliser du charbon actif en grains, des préfiltres à particules et/ou des adoucisseurs d'eau avant la membrane d'OI pour enlever la MON, les particules et le chlore, ou pour protéger la membrane contre l'entartrage (U.S. EPA, 2006a). Le calcium, le baryum et la silice peuvent causer l'entartrage et réduire l'efficacité de la membrane. Comme OI enlève complètement l'alcalinité de l'eau, elle produire sans cesse une eau au pH plus faible et augmentera sa corrosivité. Par conséquent, le pH de l'eau ainsi produite doit être ajusté, et l'alcalinité pourrait devoir être augmentée afin d'éviter des problèmes de corrosion dans le réseau de distribution, comme le relargage de plomb et de cuivre (Schock et Lytle, 2011; U.S. EPA, 2012).

Microfiltration assistée par coagulant

La MF assistée par coagulant est semblable à la coagulation conventionnelle, sauf que la MF est utilisée pour séparer les flocs (Chang et coll., 2005; U.S. EPA, 2005; Odell, 2010). L'étape de floculation n'est pas nécessaire tant que les flocs sont plus gros que la taille des pores de la membrane (Chwirka et coll., 2004). Ce traitement enlève l'As(V) plus efficacement que l'As(III).

Les coagulants ferriques se sont révélés mieux enlever l'arsenic que les coagulants à base d'aluminium; avec un enlèvement de l'AS(V) de 95 % avec les coagulants ferriques et 90% avec le sulfate d'aluminium (U.S. EPA, 2000; Odell, 2010). La taille des pores de la membrane est un facteur important, une étude indiquant qu'une taille de pore inférieure ou égale à 0,2μm est nécessaire pour que la MF et l'enlèvement de l'arsenic soient efficaces (Ghurye et coll., 2004). Selon d'autres études, des tailles des pores de 0,2μm et de 0,45μm fonctionne mieux qu'une taille des pores de 1μm (Han et coll., 2002; Odell, 2010). Des études ont fait état d'un meilleur enlèvement à un pH inférieur (Han et coll., 2002; Ghurye et coll., 2004). Certaines études à l'échelle de banc d'essai et à l'échelle pilote ont utilisé la coagulation ferrique suivie d'une ultrafiltration (Floch et Hideg, 2004; Ahmad et coll., 2020; Moreira et coll., 2021).

Le flux de la membrane, sa charge en matières solides et la fréquence de son nettoyage chimique sont tous interdépendants (Chwirka et coll., 2004). Cette technologie présente l'avantage d'être adaptée à une large gamme de qualité d'eau, de nécessiter moins de produits chimiques et d'occuper un espace réduit. Les membranes doivent périodiquement être lavées à contre-courant pour en déloger les matières solides. La quantité de matières solides produite est fonction du type de coagulant, du dosage, de la longueur de la phase de filtration et de la concentration en matières solides ambiantes (U.S. EPA, 2003b).

5.2.5 Échange d'ions

L'enlèvement de l'As(V) par échange d'ions en utilisant une résine échangeuse d'anions fortement basique avec des ions chlorure (le plus courant) ou hydroxyde est efficace (Rubel, 2003b; U.S. EPA, 2003b; Sorlini et coll., 2014; Cortina, 2016). L'échange d'ions convient aux petits systèmes, est insensible au pH et a de faibles exigences chimiques (Kim et coll., 2003).

Pour les petits systèmes, la résine sous forme de chlorure est recommandée en raison de la facilité de manipulation des produits chimiques (U.S. EPA, 2003b). Cette technologie ne convient pas pour l'eau dont la concentration en sulfate est supérieure à 50mg/L ou dont les MDT sont supérieures à 500mg/L (Wang et coll., 2000; Rubel, 2003b). Les facteurs importants à prendre en compte pour l'utilisation de l'échange d'ions aux fins de l'enlèvement de l'arsenic sont le choix d'une résine échangeuse d'anions fortement basique, les contaminants concurrents, le pic chromatographique et le TCFV (Clifford et coll., 2011). Le Tableau 18 présente une liste d'études menées à grande échelle qui ont utilisé l'échange d'ions pour enlever l'arsenic.

L'As(III) n'est pas chargé et ne peut être enlevé par échange d'ions. Par conséquent, une préoxydation en As(V) est nécessaire. Toutefois, il faudrait maintenir les concentrations résiduelles d'oxydant aussi basses que possible afin qu'elles n'influent pas sur la résine (Korngold et coll., 2001; U.S. EPA, 2005; Odell, 2010; Clifford et coll., 2011; Sorlini et coll., 2014; Cortina, 2016). Korngold et coll. (2001) ont indiqué que l'As(V) divalent est enlevé plus efficacement à un pH élevé. Toutefois, Clifford et coll. (1998) ont déclaré que l'enlèvement de l'arsenic est indifférent aux changements du pH (plage de 6,5 à 9,0).

L'efficacité de l'enlèvement de l'arsenic par l'échange d'ions dépend de la régénération (U.S. EPA, 2003b; Chen et coll., 2020). Le moment de la régénération dépend du point de percée de l'arsenic ou des ions concurrents (par exemple, le sulfate) et devrait se produire à une fréquence qui évite la libération d'arsenic de la résine et les pics chromatographiques (Rubel, 2003b). Le processus comprend un lavage à contre-courant suivi d'une régénération à l'aide de saumure (pour la forme chlorure) ou d'hydroxyde de sodium (pour la forme hydroxyde) (U.S. EPA, 2003b). Cependant, lorsque la régénération est fréquente, il faut tenir compte des problèmes de corrosion et les surveiller. Dans une étude utilisant une résine échangeuse d'anions fortement basique, la fréquence de régénération initiale était tous les trois mois. Dans ces conditions, des pics chromatographiques se sont produits, probablement en raison de la présence de sulfate, et la concentration d'arsenic dans l'eau traitée a parfois dépassé celle de l'eau de la source. Après augmentation de la fréquence de régénération pour la faire passer à une régénération toutes les quatresemaines, la performance s'est améliorée, et des concentrations d'arsenic inférieures à 5μg/L ont été atteintes (Wang et coll., 2000).

L'enlèvement de l'arsenic par échange d'ions dépend de plusieurs paramètres de conception/procédé (type de résine, débit, rapport hauteur/profondeur de la résine) ainsi que des caractéristiques de qualité de l'eau (concentration d'arsenic dans l'eau à traiter, température, pH). En théorie, l'échange d'ions peut permettre d'obtenir de faibles concentrations d'arsenic dans l'eau traitée, surtout si la résine est régénérée fréquemment. Cependant, cette méthode n'est souvent pas pratique sur le plan opérationnel. En outre, la régénération fréquente s'est révélée causer des problèmes de corrosion (c'est-à-dire une libération de cuivre et de plomb) (Lowry, 2009, 2010), car l'échange d'ions réduit l'alcalinité et fait baisser le pH de l'eau traitée pendant les courts temps de fonctionnement (Wang et coll., 2010b; Clifford et coll., 2011).

5.2.6 Adoucissement à la chaux amélioré

À lui seul, l'adoucissement à la chaux pour l'enlèvement de l'arsenic peut être peu pratique, à moins que la diminution de la dureté ne soit un objectif simultané du traitement. Toutefois, il est possible d'améliorer le procédé pour coprécipiter l'As(V) en ajoutant suffisamment de chaux après l'étape de préoxydation pour augmenter le pH au-dessus de 10,5 (U.S. EPA, 2003b, 2005). McNeill et Edwards (1997) ont démontré que l'en;èvement de l'arsenic était inférieure à 10% à un pH inférieur à 10 et supérieure à 90% à un pH supérieur à 11. Une étude menée à grande échelle a confirmé l'importance du pH (arsenic moyen dans l'eau à traiter=32μg/L, As(III)=30,0μg/L, fer dissous=2303μg/L), étant donné que l'adoucissement à la chaux à un pH de 8,8 n'a permis qu'une diminution de 48% de l'arsenic (arsenic moyen dans l'eau traitée=16,6μg/L, As(III)=0,4μg/L) (Fields et coll., 2000b). Une quantité importante de boue chargée d'arsenic sera produite avec l'augmentation de la dose de chaux.

5.2.7 Traitement combiné

Une étude portant sur 19installations de traitement de l'eau potable en Italie, qui utilisaient diverses combinaisons de traitements, a fait l'objet d'un suivi pour déterminer si les installations enlevaient l'arsenic (Sorlini et coll., 2014). Dix des installations de traitement de l'eau potable, généralement celles dont le débit était élevé, utilisaient la précipitation chimique dans la chaîne de traitement. Cinq de ces installations, dont la concentration initiale en arsenic était plus élevée (supérieure à 40μg/L), utilisaient l'ajout de sel de fer en deux étapes ou après le GFH et obtenaient un enlèvement de l'arsenic supérieur à 90%. Les cinq autres installations qui utilisaient la précipitation chimique obtenaient un enlèvement de l'arsenic allant de 60% à 90%. Les installations qui avaient une phase d'échange d'ions obtenaient un enlèvement supérieur à 80%; celles qui avaient une phase d'OI obtenaient un enlèvement supérieur à 95%; et celles qui avaient une étape d'adsorption par GFH ou dioxyde de titane ont enlevé 75% à 99% de l'arsenic.

5.2.8 Résumé du traitement à grande échelle à partir des données provinciales/territoriales

Certaines provinces et certains territoires ont fourni des concentrations appariées d'arsenic dans l'eau à traiter et dans l'eau traitée, ainsi que des renseignements sur le traitement. Des facteurs opérationnels n'ont pas été fournis et il n'a pas été précisé si le traitement visait spécifiquement à enlever l'arsenic. En ce qui concerne les procédés de traitement nécessitant un lavage à contre-courant ou une régénération (par exemple, l'adsorption), on ne disposait d'aucune information sur le moment du prélèvement des échantillons pendant le cycle de traitement. Pour les besoins de l'analyse, on a uniquement pris en considération les paires de données dont la concentration dans l'eau à traiter était supérieure ou égale à 5μg/L, car on a supposé qu'en dessous de cette concentration, il était très probable qu'aucun traitement visant à enlever l'arsenic n'ait été mis en œuvre. On a analysé 227ensembles d'échantillons appariés au total; les résultats figurent à l'annexeE (tableauE-1) pour toutes les technologies de traitement, triés par technologie individuelle. Dans l'ensemble, on a observé une grande plage de valeurs pour l'efficacité de l'enlèvement (de moins de 0% à près de 100%). Certaines des plus faibles efficacités d'enlèvement peuvent être attribuables aux facteurs suivants: faibles concentrations d'arsenic dans l'eau à traiter; possibilité que le traitement ne visait pas à enlever l'arsenic; ou problème opérationnel, comme un pic chromatographique. La concentration moyenne d'arsenic dans l'eau traitée était de 3,5g/L et celle du 90e centile était de 6,8μg/L.

5.3 Considérations relatives aux réseaux de distribution

L'arsenic dans l'eau traitée peut se déposer et s'accumuler dans le réseau de distribution, ce qui crée un risque d'exposition à cet arsenic déjà en place. Si des changements chimiques ou des perturbations physiques surviennent, une remobilisation de l'arsenic déjà présent existant dans l'eau peut se produire, ce qui pourrait entraîner une augmentation des concentrations d'arsenic au robinet. Les épisodes d'eau colorée impliquant la libération de dépôts de fer et de manganèse sont susceptibles de s'accompagner du rejet de contaminants accumulés (y compris l'arsenic), car ils s'adsorbent facilement sur des dépôts composés de ces métaux. Par conséquent, les épisodes d'eau colorée ne devraient pas être considérés uniquement comme un problème esthétique, mais devraient déclencher un processus d'échantillonnage pour détecter la présence de métaux, y compris l'arsenic, et une opération d'entretien du réseau de distribution. Cependant, l'absence d'eau colorée ne signifie pas qu'aucun métal n'est libéré. Par exemple, la libération de particules solubles ou de microparticules peuvent entraîner une augmentation des concentrations d'arsenic sans couleur perceptible (Hill et coll., 2010).

5.3.1 Dépôt et accumulation d'arsenic

L'accumulation d'arsenic et d'autres contaminants inorganiques à l'état de traces dans le réseau de distribution d'eau potable est une fonction complexe de nombreux facteurs. Ces facteurs comprennent la concentration de contaminants dans l'eau traitée, les conditions de qualité de l'eau, le pH et les conditions d'oxydoréduction du réseau de distribution, le matériau des conduites, les conditions hydrauliques locales et les mesures de contrôle de la corrosion (Friedman et coll., 2010; Hill et coll., 2010; AWWA, 2017). Les principaux mécanismes par lesquels les métaux traces (par exemple, l'arsenic, le plomb, le cadmium) s'accumulent dans le réseau de distribution sont l'adsorption et la coprécipitation en substrat solide, en particulier les particules de fer et les dépôts de corrosion (par exemple, les oxydes de fer hydratés), les solides d'aluminium et de manganèse (par exemple, les oxydes de manganèse hydratés) (Hill et coll., 2010; Kim et Herrera, 2010; Friedman et coll., 2010, 2016; Han et coll., 2018; Gao et coll., 2019). L'accumulation d'arsenic par ces mécanismes est accrue dans des conditions de concentrations plus élevées d'arsenic dans l'eau qui entre dans le réseau de distribution, à des niveaux de pH réduits (généralement inférieurs ou égaux à 7,6 pour les solides à base de fer) et en présence de niveaux plus faibles d'anions potentiellement concurrents (par exemple, le bicarbonate, le phosphate, le silicate) (Friedman et coll., 2010). Le fer a tendance à s'accumuler à divers endroits dans les systèmes où il est ou était historiquement présent dans l'eau de la source ou dans le réseau de distribution ou de plomberie (c'est-à-dire les canalisations en fonte, en acier galvanisé ou en fer galvanisé) (SantéCanada, 2023).

Les essais de rinçage à l'eau des réseaux de distribution ont toujours affiché des concentrations d'arsenic particulaire plus élevées dans les échantillons d'eau de rinçage que dans l'eau du réseau de distribution (Lytle et coll., 2004; Friedman et coll., 2016). Dans une étude de Friedman et coll. (2010), les auteurs ont prélevé des échantillons d'incrustations et de sédiments dans les réseaux de distribution de 20systèmes de traitement de l'eau aux États-Unis, alimentés par des sources d'eau souterraine, des sources d'eau de surface ainsi que des sources d'eau souterraine et de surface. Dans cette étude, les auteurs ont constaté que la concentration d'arsenic se classait au cinquième rang des 12contaminants inorganiques à l'état de traces analysés. La concentration médiane d'arsenic dans tous les échantillons de dépôts d'incrustations et de sédiments combinés était de 13μg/g (1,3×10^-3% en poids). Le 90ecentile de ces dépôts était de 206μg/g (2,06×10^-2% en poids). Les auteurs ont conclu ce qui suit:

• Les deux échantillons d'eau ayant les concentrations les plus élevées d'arsenic présentaient des niveaux relativement faibles d'arsenic dans les solides résultant du rinçage des prises d'eau d'incendie. Ces échantillons présentaient également un pH élevé de 8, ce qui se situe en dehors de la plage considérée comme favorable pour l'adsorption de l'arsenic sur le fer.
• Six échantillons solides ayant la teneur en arsenic la plus élevée (supérieure ou égale à 200μg/g) proviennent de sites où:
  • Les concentrations d'arsenic dans l'eau traitée étaient parmi les plus élevées;
  • Le fer était prédominant dans les dépôts de solides (28 à 40% en poids);
  • Le pH était relativement bas (7,4 à 7,6); et
  • Les concentrations de manganèse cooccurrent étaient relativement élevées (médiane: 2700μg/g).

Les auteurs ont également signalé une masse d'arsenic estimée de 13lb (5,9kg) accumulée par 100milles de longueur de tuyau (160km) (d'après un tuyau de 12po de diamètre [30,5cm]). Théoriquement, une libération de moins de 1% du dépôt d'incrustations (en masse) dépasserait la norme de la U.S. EPA pour l'eau potable de 0,010mg/L.

Les études portant sur l'accumulation d'arsenic dans les solides de sections de conduites, les solides résultant du rinçage des prises d'eau d'incendie de conduites de divers matériaux et d'autres solides sont présentées dans le Tableau 19. Ces résultats montrent un large éventail de concentrations d'arsenic, ce qui indique une grande variabilité et la nécessité d'une évaluation du réseau de distribution propre au site.

Les profils des échantillons prélevés dans les conduites et des solides résultant du rinçage des prises d'eau d'incendie étaient différents. Dans l'étude de Friedman et coll. (2010), les dépôts d'incrustations et les solides résultant du rinçage des prises d'eau d'incendie avaient des concentrations médianes d'arsenic respectives de 22μg/g et 6μg/g (2,2×10^-3% en poids et 6×10^-4 % en poids).

5.3.2 Libération d'arsenic

Les incrustations et les dépôts existants dans un réseau de distribution représentent un réservoir potentiel cooccurrent d'arsenic concentré et d'autres contaminants inorganiques qui pourraient être rejetés dans l'eau. Les perturbations physiques/hydrauliques (par exemple, l'augmentation de la vitesse d'écoulement, les travaux routiers, le rinçage des prises d'eau d'incendie, les ruptures de conduites principales) et les changements dans la composition chimique de l'eau (par exemple, le pH) peuvent remobiliser l'arsenic par différents mécanismes. En général, la libération de l'arsenic sous forme soluble est plus susceptible de se produire à la suite de changements dans la composition chimique de l'eau (Friedman et coll., 2016). Les solides ayant une concentration initiale d'arsenic plus élevée et un pH accru (par rapport à une condition d'équilibre antérieure) peuvent entraîner une libération plus importante d'arsenic en raison de la désorption (Copeland et coll., 2007; Liu et coll., 2018). Le mélange incontrôlé ou dynamique de l'eau de surface avec l'eau souterraine et les eaux chlorées et chloraminées peut également avoir une incidence sur la composition chimique de l'eau, et devrait être évité (Friedman et coll., 2010). La perte de chlore résiduel et la baisse du potentiel d'oxydoréduction qui en découle peuvent entraîner une dissolution réductrice et la libération sous forme soluble de dépôts chargés d'arsenic.

Les perturbations hydrauliques entraînent une augmentation de la turbidité et de la couleur en raison de la mobilisation des précipités solides. Cependant, les rejets de particules de fer et de manganèse chargées d'arsenic peuvent parfois entraîner des concentrations élevées d'arsenic sans couleur perceptible (Hill et coll., 2010). Une concentration élevée d'arsenic au robinet peut également se produire dans les conditions hydrauliques courantes, en raison de la nature dynamique des réseaux de distribution (Lytle et coll., 2010).

Dans certains cas, l'arsenic déjà présent était libéré dans l'eau à des concentrations dépassant les niveaux de la source (U.S.EPA, 2006b; Schock et coll., 2008; Friedman et coll., 2010; Hill et coll., 2010; Kim et Herrera, 2010; Peng et coll., 2012; AWWA, 2017). Dans un cas, un incident d'eau colorée a affiché des concentrations d'arsenic de 1 à 5mg/L au robinet comparativement aux concentrations de 0,003 à 0,008mg/L dans l'eau de la source (U.S. EPA, 2006b). Dans une autre étude de cas, une installation de traitement des eaux qui utilisait de l'eau souterraine (concentration d'arsenic inférieure à 7μg/L) n'était antérieurement pas chloré. Après l'introduction de la chloration dans le système, des événements d'eau colorée se sont produits, la concentration d'arsenic atteignant 5mg/L au robinet (Reiber et Dostal, 2000). Une autre étude a évalué l'impact des perturbations hydrauliques (par la purge des prises d'eau d'incendie) à 21sites. L'eau du robinet avait une concentration maximale d'arsenic de 0,002mg/L comparativement à une concentration de 0,015mg/L dans l'eau distribuée (Han et coll., 2018). Dans une autre étude de cas, la concentration d'arsenic dans la source d'eau était de 0,01016mg/L et, après dix minutes de rinçage, elle était de 0,151mg/L dans l'eau de rinçage (Clement et Carlson, 2004).

Dans une étude de désorption, les auteurs ont évalué deux solides de conduites différentes. Ils ont défini la fraction non associée aux oxydes de fer cristallins comme étant la fraction mobile. Dans chacun de ces deux solides de conduites, plus de 95% de l'arsenic était associé aux fractions mobiles (Friedman et coll., 2016). Toutefois, une autre étude a examiné les solides de trois échantillons de conduite et de deux rinçages des prises d'eau d'incendie, et environ 80% d'arsenic était associé aux fractions résistantes à la mobilité (Peng et Korshin, 2011).

Dans plusieurs études, la présence d'ions concurrents comme le sulfate, le phosphate et l'orthophosphate a entraîné une augmentation de la désorption de l'arsenic (Copeland et coll., 2007; Sun et coll., 2017; Liu et coll., 2018). Le phosphate est un agent de contrôle de la corrosion, et il peut concurrencer et déplacer l'arsenic adsorbé (Lytle et coll., 2004; Friedman et coll., 2010, 2016; Hill et coll., 2010; Peng et Korshin, 2011; Liu et coll., 2018). Des études de désorption portant sur des dépôts lâches recueillis dans un réseau de distribution ont montré que la libération d'arsenic augmentait progressivement à mesure que la concentration en phosphate augmentait (s'aggravait) (Liu et coll., 2018). La présence de sulfate de calcium a diminué la quantité d'arsenic désorbé (Copeland et coll., 2007). Cette diminution était probablement due à l'adsorption d'ions de calcium sur les surfaces d'oxyde, ce qui a augmenté le nombre de sites positifs sur les surfaces et accru la rétention de l'arsenic.

Une étude menée sur une période de 7,5ans a utilisé un tuyau en fonte corrodé d'environ 100ans, prélevé dans un système de distribution d'eau potable. Les auteurs ont examiné l'adsorption et le rejet de l'arsenic dans différents scénarios. Ils ont évalué des événements séquentiels en faisant recirculer des eaux contenant différentes concentrations d'arsenic (0,75 et 180μg/L) et de phosphate (0 et 3mg/L). En général, l'arsenic s'accumulait lorsque la concentration de phosphate était de 0mg/L et se libérait lorsqu'il était de 3mg/L. Les auteurs ont indiqué que des pics d'arsenic peuvent se produire dans les premiers temps de l'ajout de phosphate pour contrôler la corrosion (Tang et coll., 2021).

Un essai de désorption à l'aide de trois solides provenant de l'échantillon de tuyaux et de deux solides résultant du rinçage des prises d'eau d'incendie a été effectué. La concentration moyenne d'arsenic était de 0,44μg/L dans les solides provenant de l'échantillon de tuyau et de 0,14μg/L dans les solides résultant du rinçage des prises d'eau d'incendie (Peng et Korshin, 2011).

L'arsenic peut également s'accumuler dans les biofilms du réseau de distribution et se libérer dans l'eau dans diverses circonstances. Il a été déterminé que le biofilm sur un tuyau en polyéthylène haute densité présentait le plus grand potentiel de rejet d'arsenic (Liu et coll., 2017).

Une étude portant sur 20systèmes de distribution d'eau potable a révélé trois tendances différentes. Les sixsystèmes à faible concentration de fer et de manganèse et avec de la tuyauterie en plastique (principalement du chlorure de polyvinyle ou non répertorié) ont affiché un comportement conservateur dans le réseau de distribution, car la concentration d'arsenic ne variait pas entre le point d'entrée et les robinets. Les huitsystèmes à concentration élevée de fer et de manganèse et avec des conduites en fer affichaient systématiquement des concentrations d'arsenic plus élevées au robinet que dans l'eau traitée, une constatation que les auteurs ont attribuée au rééquilibrage chimique et à la libération. Les sixautres systèmes présentaient des complications occasionnelles du traitement de l'arsenic, et les résultats ont montré de multiples pics d'arsenic aux robinets des consommateurs (Triantafyllidou et coll., 2019).

5.4 Gestion des résidus

Les technologies de traitement, comme la coagulation, la floculation, la sédimentation, le lavage à contre-courant des filtres et d'autres procédés, peuvent produire divers résidus contenant de l'arsenic (Litter et coll., 2019). Il faudrait consulter les autorités appropriées pour s'assurer que l'enlèvement des déchets liquides et solides provenant du traitement de l'eau potable est conforme aux règlements applicables. Des recommandations à ce sujet peuvent être consultées ailleurs (CCME, 2003, 2007; Cornwell, 2006; McTigue et Cornwell, 2009).

5.5 Traitement à l'échelle résidentielle

Dans les cas où l'on souhaite enlever l'arsenic au niveau du ménage, par exemple lorsqu'un ménage obtient son eau potable à partir d'un puits privé, un dispositif de traitement résidentiel de l'eau potable peut être une option. Les dispositifs classés comme résidentiels peuvent avoir une capacité nominale de traitement supérieure à la capacité nécessaire pour une seule résidence. Par conséquent, ces systèmes peuvent également être utilisés dans de petits systèmes.

Avant d'installer un dispositif traitement, il faudrait faire analyser l'eau pour en déterminer les caractéristiques chimiques générales et la concentration d'arsenic total. Un laboratoire accrédité devrait faire des analyses périodiques de l'eau qui entre dans le dispositif de traitement et de l'eau traitée, afin de confirmer l'efficacité du dispositif de traitement. La capacité d'enlèvement de ces unités peut diminuer avec l'utilisation et au fil du temps, et il faut les entretenir ou les remplacer. Les consommateurs devraient être conscients de la durée de vie prévue des composants du dispositif de traitement (selon les recommandations du fabricant) et faire entretenir le dispositif au besoin. Il est conseillé de choisir un dispositif munie d'un signal d'alarme ou d'un voyant lumineux qui indique quand un entretien est nécessaire.

SantéCanada ne recommande aucune de marque particulière de dispositif de traitement de l'eau potable, mais conseille fortement aux consommateurs d'utiliser des dispositifs certifiés par un organisme de certification accrédité. Cette certification s'assure que le dispositif de traitement de l'eau potable est conforme aux normes appropriées de NSF International/de l'American National Standards Institute (NSF/ANSI). Ces normes ont pour objet d'établir des exigences minimales concernant les matériaux, la conception et la construction des dispositifs de traitement de l'eau potable. Un tiers effectue la certification des dispositifs de traitement. On s'assure que les matériaux du dispositif ne libèrent pas de contaminants dans l'eau potable (c'est-à-dire, innocuité des matériaux). De plus, les normes comprennent des exigences en matière de performance qui établissent le degré d'enlèvement qui doit être assuré à l'égard de certains contaminants (par exemple, déclaration de réduction) potentiellement être présents dans les approvisionnement en eau.

Les organismes de certification (en d'autres termes, les tiers) garantissent qu'un produit est conforme aux normes en vigueur. Ils doivent être accrédités par le Conseil canadien des normes. Parmi les organisations accréditées au Canada (CCN, 2025), citons:

• Groupe CSA
• NSF International
• Water Quality Association (en anglais seulement)
• UL LLC
• Bureau de normalisation du Québec
• International Association of Plumbing and Mechanical Officials
• ALS Laboratories (en anglais seulement)

Une liste à jour des organismes de certification accrédités peut être obtenue auprès du Conseil canadien des normes.

Il existe actuellement plusieurs dispositifs de traitement résidentiel certifiés visant à enlever l'arsenic de l'eau potable. Ces dispositifs reposent sur les technologies d'adsorption (charbon actif), d'OI et de distillation. Dans les milieux résidentiels, il est possible d'installer les dispositifs de traitement de l'eau potable au robinet (point d'utilisation) ou à l'endroit où l'eau entre dans la maison (point d'entrée) pour réduire les concentrations de contaminants.

Les dispositifs de traitement de l'eau potable peuvent être certifiés selon la norme NSF/ANSI 53 (Drinking Water Treatment Units– Health Effects) ou NSF/ANSI 58 (Revers Osmosis Drinking Water Treatment Systems) pour l'enlèvement de l'arsenic. Pour les deux normes, plus d'une déclaration est possible (NSF International, 2023b,c). Les déclarations peuvent concerner la réduction de l'arsenic pentavalent seulement ou la réduction de l'arsenic (total) [As(III) et As(V)].

En ce qui concerne la déclaration de réduction de l'As(V), l'eau à traiter doit contenir uniquement de l'As(V) et avoir un résidu de chlore libre détectable. Il existe deux concentrations initiales possibles d'As(V): 0,050mg/L ou 0,30mg/L. Pour être certifié, un dispositif doit réduire la concentration d'As(V) à 0,010mg/L. Pour remplir les conditions requises pour une déclaration de réduction de l'arsenic total, le dispositif de traitement doit satisfaire à la déclaration de réduction d'As(V) et à une déclaration de réduction d'As(III) avec une concentration initiale d'As(III) de 0,050mg/L ou 0,30mg/L. Pour être certifié, le dispositif doit également avoir une concentration dans l'eau traitée de 0,010mg/L pour l'As(III) et pour l'As(V).

En 2023 et 2024, plusieurs dispositifs certifiés pour la réduction de l'As(III) étaient disponibles. La Water Quality Association (WQA) a certifié plusieurs dispositifs (WQA, 2024) et NSF International a certifié un dispositif selon la norme NSF/ANSI 58 (WQA, 2024; NSF International, 2024b).

Les dispositifs de traitement de l'eau potable peuvent également être certifiés selon la norme NSF/ANSI 62 (Drinking Water Distillation Systems) pour l'enlèvement de l'arsenic, mais aucun n'est actuellement en vente (NSF International, 2023d).

L'eau traitée par OI et distillation peut être corrosive pour les composants internes de la plomberie. De plus, comme il faut d'importantes quantités d'eau à traiter pour obtenir le volume requis d'eau traitée, ces appareils ne sont généralement pas pratiques à installer au point d'entrée. Par conséquent, il faudrait les installer uniquement au point d'utilisation.

Le New Jersey (É.-U.) a imposé un «maximum contaminant level» de 5μg/L et indiqué que l'option de traitement préférée est un dispositif au point d'entrée utilisant deux filtres GFH en série (New Jersey Geological Survey, 2007; NJDEP, 2022). Compte tenu de ces renseignements et de ceux qui se trouvent dans la section sur le traitement à l'échelle municipale (section5.2), on s'attend à ce que le traitement par GFH enlève efficacement l'arsenic.

5.5.1 Réalisabilité du traitement à l'échelle résidentielle

Pour que les dispositifs résidentiels soient certifiés conformes aux normes en vigueur, la concentration d'As(V) dans l'eau traitée doit être inférieure ou égale à 10μg/L. Pour déterminer les concentrations d'arsenic dans l'eau traitée que ces dispositifs atteignaient réellement, SantéCanada a demandé à deux organismes, la WQA et NSF International, d'examiner les données sur l'enlèvement de l'As(V) au moyen des dispositifs d'OI qu'ils avaient testés et certifiés (WQA, 2019; NSF, 2019). Un rapport combinant les données des deux études examine l'efficacité globale du traitement par les dispositifs d'OI certifiés. Pour les 223échantillons, le 90ecentile de la concentration d'As(V) dans l'eau traitée par les appareils d'OI était de 4μg/L (WQA, 2019). Les données sur la performance indiquent qu'un dispositif d'OI à l'échelle résidentielle pourrait atteindre la CMA proposée. Toutefois, si la concentration dans l'eau traitée dépasse la CMA proposée, cela peut indiquer la présence d'As(III) dans l'eau. Comme l'As(III) ne s'enlève pas aussi facilement, il peut être nécessaire d'oxyder (prétraiter) l'As(III) en As(V) pour obtenir l'enlèvement requis. Comme les oxydants peuvent endommager la membrane, il faudrait enlever tout oxydant résiduel pour l'empêcher d'atteindre la membrane d'OI. Il faudrait aussi envisager une autre méthode de traitement. Il faudrait consulter un spécialiste local de l'eau pour déterminer l'étape de prétraitement ou les options de traitement appropriées.

Brodeur et Barbeau (2015) ont préparé un rapport détaillé à l'aide des données de l'étude de Barbeau et coll. (2011) sur l'efficacité des technologies de traitement pour l'enlèvement du manganèse dans l'eau souterraine. Ce rapport comprenait également les résultats de l'enlèvement de l'arsenic total pour 25systèmes utilisant diverses technologies de traitement à une concentration médiane dans l'eau à traiter de 8,70μg/L et une concentration dans l'eau traitée de 7,4μg/L (enlèvement médian de 15%). Le rapport ne mentionnait pas les espèces d'arsenic dans l'eau à traiter. Au total, respectivement 72% et 32% des systèmes ont pu atteindre des concentrations dans l'eau traitée inférieures à 10μg/L (0,010mg/L) et à 5μg/L (0,005mg/L). Certaines unités ont affiché des enlèvements négatifs, ce qui indique une libération d'arsenic. Il convient de noter que 17 des 25systèmes utilisaient des systèmes d'échange d'ions (seuls ou combinés) et qu'il n'existe actuellement aucune norme NSF/ANSI pour la réduction de l'arsenic au moyen de l'échange d'ions. Par conséquent, il n'existe pas de système à échange d'ions certifié pour la réduction de l'arsenic. Les résultats pour chaque technologie sont résumés à l'annexeE (tableauE-2).

Une étude de démonstration de la U.S. EPA a évalué les dispositifs d'OI au point d'utilisation dans neufhabitations. La source d'eau contenait en moyenne 56,3μg/L d'As(V), 1,5μg/L d'As(III), 10,2mg/L de nitrate (sous la forme N) et 27,4μg/L d'uranium. Dans les 100échantillons prélevés au cours de l'étude, la concentration d'arsenic était inférieure à 0,1μg/L dans tous les échantillons sauf quatre (8,7, 5,1, 1,2 et 1,2μg/L) (Lewis et coll., 2007; Chen et coll., 2020). Les auteurs ont prélevé des échantillons d'eau du robinet de 156ménages dans le Maine et de 94ménages dans le New Jersey qui avaient installé des dispositifs d'OI pour le traitement de l'arsenic (Yang et coll., 2020). Dans les ménages du Maine, la plupart des dispositifs d'OI étaient installés au point d'utilisation et les concentrations médianes d'arsenic dans l'eau brute et traitée étaient respectivement de 71,7μg/L et 0,8μg/L. Au total, 29unités (19%) produisaient des concentrations supérieures à 10μg/L et 41échantillons (26%) avaient des concentrations supérieures à 5μg/L dans l'eau traitée. Dans les ménages du New Jersey, la plupart des dispositifs d'OI étaient installés au point d'entrée, et les concentrations médianes d'arsenic dans l'eau brute et traitée étaient respectivement de 8,6μg/L et 0,2μg/L. Au total, 5unités (5%) présentaient des concentrations supérieures à 10μg/L et 15échantillons (16%) avaient des concentrations supérieures à 5μg/L dans l'eau traitée. Dans les deux États, plus la concentration d'arsenic dans l'eau non traitée et le rapport entre l'As(III) et l'arsenic total étaient élevés, plus le taux de dépassement de la limite réglementaire (10μg/L pour le Maine et 5μg/L pour le New Jersey) était élevé (Yang et coll., 2020).

On a étudié trois dispositifs au point d'utilisation munis de milieux d'adsorption à base de fer installés sur des fontaines d'eau potable. Les auteurs n'ont pas précisé les espèces d'arsenic. Deux des dispositifs ont systématiquement réduit l'arsenic, le faisant passer à moins de 1μg/L dans le cadre du traitement d'un volume allant jusqu'à 740gallons d'eau. Le troisième dispositif a enlevé l'arsenic à moins de 2,1μg/L après avoir traité 500gallons d'eau; la concentration est passée à 6μg/L après le traitement de 1000 gallons (Chen et coll., 2011d).

Une autre étude a évalué les dispositifs d'OI existants dans 59ménages du Nevada dont la concentration en arsenic variait de 4 à 4100μg/L (Walker et coll., 2008). La concentration d'arsenic dans l'eau traitée variait de moins de 3 à 180μg/L. Dans les ménages où l'As(III) représentait plus de 50% du total, l'enlèvement de l'arsenic total était inférieur à 60%. Les auteurs ont estimé que la différence dans l'efficacité d'enlèvement était due à la qualité de l'eau brute, à la proportion d'As(III), à l'entretien et à l'âge du dispositif.

Une étude a porté sur 19foyers du Nevada qui utilisaient des dispositifs d'OI dont la concentration initiale en arsenic variait entre 36 et 2363μg/L (George et coll., 2006). Dans cette étude, plus de la moitié des unités n'ont pas réduit l'arsenic à moins de 10μg/L. Les auteurs n'ont pas précisé les espèces d'arsenic. Ils ont fait remarquer que la taille de l'échantillon était petite et que les sites n'avaient pas été choisis au hasard. Toutefois, l'étude souligne l'importance d'un entretien adéquat des filtres, de la durée de vie limitée des filtres et de la nécessité potentielle d'analyse de l'arsenic, d'autres dispositifs de traitement ou d'une autre source d'eau.

Deux études ont examiné l'efficacité de l'enlèvement de l'arsenic par les filtres pour pichet à eau, qui ont affiché des performances variables. Un filtre a enlevé à la fois l'As(III) et l'As(V) à moins de 10μg/L, tandis que d'autres étaient moins efficaces (Barnaby et coll., 2017; Tomlinson et coll., 2019).

6.0 Stratégies de gestion

Les responsables de systèmes de distribution devraient mettre en œuvre un plan complet et à jour de gestion des risques en matière de salubrité de l'eau. Il convient d'adopter une approche «de la source au robinet» qui assure le maintien de la sécurité sanitaire de l'eau (CCME, 2004; OMS, 2012, 2017). Ces approches exigent une évaluation du réseau, pour caractériser la source d'approvisionnement en eau, décrire les procédés de traitement qui empêchent ou réduisent les contaminants, déterminer les conditions pouvant entraîner la contamination, et mettre en œuvre des mesures de contrôle. Une surveillance opérationnelle est ensuite établie, et des protocoles opérationnels et de gestion (par exemple, les procédures opérationnelles standardisées, mesures correctives et interventions en cas d'incident). Une surveillance de la conformité est établie, ainsi que d'autres protocoles permettant de valider le plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau sont mis en oeuvre (par exemple, tenue de registres, satisfaction des consommateurs). Les opérateurs doivent aussi recevoir une formation pour assurer en tout temps l'efficacité du plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau (Smeets et coll., 2009).

6.1 Stratégies de contrôle

Dans les sources d'eau dont la concentration d'arsenic est supérieure aux concentrations acceptables, on peut mettre en œuvre une ou plusieurs options de traitement (voir la section5.0). Dans certaines situations, la mise en œuvre d'un nouveau traitement ou l'adaptation des systèmes existants pour atteindre la CMA proposée peuvent être difficiles et coûteuses. L'évaluation de la disponibilité de sources d'eau qui ne contiennent que peu ou pas d'arsenic peut offrir des options acceptables. Si une telle source d'eau est disponible, on peut aussi envisager des stratégies comme le mélange contrôlé avant les points d'entrée dans le réseau ou l'utilisation d'autres approvisionnements en eau.

Blute et coll. (2023) présentent un bon aperçu des stratégies et des considérations relatives au mélange ou à l'introduction d'une nouvelle source d'eau. Ce rapport comprend des méthodologies pour les collecter des tuyaux; la construction et l'utilisation d'un montage de tuyaux en boucle; l'analyse des incrustations; et la détermination des conditions qui pourraient causer de la corrosion dans un réseau de distribution et dans la plomberie des bâtiments. Il fournit également des stratégies pour aider à minimiser la corrosion lors de l'introduction d'eau nouvelle. Il faut tenir compte de la qualité et de la compatibilité de l'eau d'une nouvelle source avant d'apporter des modifications à un approvisionnement en eau existant (par exemple, un changement de source, un mélange et une interconnexion). Il convient de noter que si l'approvisionnement en eau contenait de l'arsenic dans le passé, les solides et les incrustations du réseau de distribution contiendront de l'arsenic déjà présent. Si la nouvelle source d'eau a un profil chimique différent de celui des sources existantes (comme un désinfectant différent), elle pourrait provoquer une déstabilisation ou une désorption de l'arsenic existant (et d'autres contaminants métalliques) dans le réseau de distribution, ainsi que des problèmes de corrosion.

Une fois l'option de la technologie de traitement choisie, il faudrait identifier les espèces d'arsenic (sinon, on peut mettre en œuvre une préoxydation pour s'assurer que tout l'arsenic est sous la forme As(V)) et de déterminer la conception du procédé. Des essais à échelle pilote sont recommandés pour s'assurer que l'eau de la source peut être traitée avec succès.

Comme il est difficile de contrôler l'accumulation et la libération d'arsenic et d'autres contaminants préoccupants pour la santé dans le réseau de distribution, les stratégies de contrôle devraient minimiser la concentration d'arsenic et la charge qui entre dans le réseau de distribution à partir de l'installation de traitement. En général, il faudrait gérer le réseau de distribution de sorte que l'eau potable soit transportée de l'installation de traitement au consommateur avec une perte de qualité minimale. Les activités d'entretien du réseau de distribution, comme un programme de nettoyage de routine et de rinçage des conduites principales, peuvent contribuer à réduire durablement l'accumulation au minimum. Il est également important de maintenir constante la composition chimique de l'eau du réseau de distribution pour réduire le risque de déstabilisation et de désorption. Comme les sources d'eau, les installations de traitement et les réseaux de distribution peuvent considérablement différer, une stratégie de contrôle propre au réseau est nécessaire (Friedman et coll., 2016; Han et coll., 2018; Santé Canada, 2022c).

6.2 Surveillance

La surveillance des concentrations d'arsenic total est importante pour assurer la qualité de l'eau. On peut également surveiller divers autres paramètres permettant d'évaluer les options de traitement et les facteurs opérationnels propres à l'arsenic pendant le traitement et dans le réseau de distribution. Par exemple, les paramètres qui peuvent avoir une incidence sur le traitement comprennent le fer et les ions concurrents comme le phosphate et le silicate. D'autres paramètres encore (pH, alcalinité, orthophosphate, chlore résiduel) peuvent avoir un impact sur la libération d'arsenic dans le réseau de distribution ou l'accompagner (manganèse, fer).

Les changements apportés à la source d'eau, pendant le traitement ou au sein du réseau de distribution peuvent avoir une incidence sur les concentrations d'arsenic et devraient faire l'objet d'une surveillance. Le tableau20 présente des suggestions d'emplacements et de conditions pour la surveillance.

6.2.1 Source d'eau

La surveillance de la source d'eau devrait faire partie des évaluations courantes du réseau pour déterminer si de l'arsenic est présent. La caractérisation devrait comprendre la détermination des espèces d'arsenic et des paramètres chimiques qui revêtent de l'importance pour le traitement et le comportement dans les réseaux de distribution. La présence de fer et de manganèse est importante, car ces métaux peuvent être utilisés dans le traitement pour enlever l'arsenic et servir également de substrats pour la coaccumulation de l'arsenic dans le réseau de distribution. La surveillance de la source d'eau devrait se faire à une fréquence (par exemple, mensuelle) suffisante pour détecter les changements qui peuvent se produire de façon saisonnière ou temporaire ou qui sont liés à des événements tels que la sécheresse, les inondations ou les feux de forêt.

6.2.2 Surveillance opérationnelle/surveillance du traitement

Lorsqu'un traitement est nécessaire pour enlever l'arsenic, il faudrait mettre en œuvre une surveillance opérationnelle afin de confirmer si le procédé de traitement fonctionne comme prévu (par exemple, des échantillons appariés de la source d'eau et de l'eau traitée pour confirmer l'efficacité du traitement). Selon le type de traitement utilisé, la surveillance d'autres paramètres de qualité de l'eau peut fournir des renseignements opérationnels utiles.

La fréquence de la surveillance opérationnelle dépend du procédé de traitement. Par exemple, si l'enlèvement de l'arsenic se fait par adsorption, il faut déterminer la fréquence de remplacement des milieux. Cela peut se faire en effectuant une surveillance trimestrielle (au minimum) ou en utilisant une méthode pour estimer les BV au point de percée. Tout traitement entraînant des modifications d'autres paramètres chimiques et paramètres de qualité de l'eau devrait également faire l'objet d'une surveillance selon le même calendrier que celui de l'arsenic.

6.2.3 Surveillance de la conformité

L'arsenic peut s'accumuler et être libéré dans les réseaux de distribution où il est présent ou était historiquement présent dans l'eau de la source. Il faudrait effectuer une surveillance de la conformité dans l'eau qui entre dans le réseau de distribution, ainsi que dans l'eau qui se trouve dans le réseau. Comme la VBS est nettement inférieure à la CMA proposée, il est recommandé d'effectuer la surveillance au robinet du consommateur, en donnant la priorité aux foyers équipés de tuyaux fabriqués en matériaux à base de fer (par exemple, la fonte non revêtue ou le fer/l'acier galvanisé). La détermination du nombre de sites de surveillance se fait en collaboration avec l'autorité réglementaire responsable en fonction de la taille du système d'approvisionnement en eau potable.

Il est recommandé d'effectuer une surveillance de la conformité pour l'arsenic total au moins une fois par année afin de confirmer que la CMA n'est pas dépassée. La fréquence peut être réduite si aucune défaillance ne s'est produite au cours d'une période définie, déterminée par l'autorité réglementaire responsable. Toutefois, les événements liés aux changements climatiques (par exemple, les feux de forêt, les inondations, la sécheresse) peuvent entraîner des variations de la concentration d'arsenic dans l'eau de la source, ce qui entraîne la nécessité d'augmenter la fréquence.

6.2.4 Réseau de distribution

L'arsenic peut s'accumuler et être libéré dans les réseaux de distribution. La surveillance devrait se faire à divers endroits dans les réseaux où l'arsenic est présent ou était historiquement présent dans l'eau de la source ou dans le réseau lui-même. On peut comprendre les tendances du réseau de distribution et les points chauds d'accumulation d'arsenic déjà présent en prélevant des échantillons de solides (par exemple, les dépôts provenant de la purge, du nettoyage de la conduite principale et des échantillons de tuyaux) et en les analysant. La surveillance pendant la purge unidirectionnelle peut également servir à caractériser spatialement la présence et le degré d'arsenic déjà présent hydrauliquement mobile dans l'eau. Il faudrait prélever des échantillons pour pouvoir effectuer une évaluation globale des concentrations d'arsenic dans le réseau de distribution.

Idéalement, les sites d'échantillonnage du réseau de distribution devraient se situer là où il y a des facteurs de risque accrus de libération d'arsenic (par exemple, les sites à haut risque de libération de fer tels que les zones connues pour avoir des tuyaux corrodés/tuberculisés, les matériaux de tuyauterie, le biofilm). Il faudrait également effectuer une surveillance pendant tout événement d'eau colorée. Cependant, il ne faudrait pas interpréter l'absence d'eau colorée comme l'absence de libération d'arsenic.

La surveillance de l'arsenic devrait se faire en conjonction avec d'autres métaux qui peuvent coexister dans le réseau de distribution et qui se sont révélés se libérer avec l'arsenic (par exemple, le fer, le plomb, le manganèse). Les installations de traitement de l'eau qui prennent des mesures préventives dans les conditions hydrauliques, physiques et de qualité de l'eau stables et dont les données de base indiquent que la concentration de l'arsenic est minime ou nulle dans le réseau peuvent faire l'objet d'une surveillance moins fréquente.

6.2.5 Surveillance résidentielle

Les ménages qui possèdent des puits privés sont encouragés à faire analyser leur eau pour déterminer la concentration d'arsenic total afin de s'assurer que la concentration dans leur approvisionnement en eau est inférieure à la CMA proposée. De plus, les particuliers avec des puits privés et qui utilisent des dispositifs de traitement résidentiel devraient effectuer des analyses régulières de l'eau qui entre dans le dispositif de traitement et de l'eau traitée pour vérifier que le dispositif de traitement est efficace.

7.0 Considérations internationales

D'autres organisations nationales et internationales ont des recommandations, des normes ou des valeurs guides pour l'arsenic dans l'eau potable (voir le Tableau 21). Les variations de ces valeurs sont attribuables à l'âge des évaluations ou aux différences dans les politiques et les approches, notamment le choix des études clés et l'utilisation de différents taux de consommation, poids corporels et facteurs d'attribution des sources.

8.0 Justification

Largement répandu dans toute la croûte terrestre, l'arsenic est un élément constituant très important de nombreuses espèces minérales. Les sources naturelles d'arsenic comprennent les sédiments volcaniques, les minéraux sulfurés et les oxydes métalliques. L'arsenic peut pénétrer dans les sources d'eau potable par l'érosion et l'altération du sol, des minéraux et des minerais, par les effluents industriels, les procédés d'exploitation minière et de fonte, par l'utilisation de composés arsenicaux pour la préservation du bois, par la combustion du charbon, du bois et des déchets, et par le dépôt atmosphérique.

Les gens vivant au Canada sont exposés à l'arsenic principalement par les aliments et l'eau potable. La contribution respective de ces deux sources dépend de la concentration d'arsenic dans l'eau destinée à la consommation et utilisée pour reconstituer des boissons ou des aliments. Lorsqu'une population vit dans une région où les concentrations d'arsenic présent à l'état naturel sont élevées ou qui se trouve à proximité d'un site contaminé, l'eau potable peut être le facteur le plus important de l'exposition globale aux formes inorganiques d'arsenic.

L'arsenic est présent tant dans les eaux de surface que dans les eaux souterraines, ses concentrations étant généralement plus élevées dans ces dernières. On a observé des points chauds de concentration d'arsenic dans les sources d'eau au Canada, dont les niveaux dépassent la CMA proposée. En général, la concentration dans les eaux traitées et distribuées au Canada était inférieure à la CMA proposée de 5μg/L.

La base de données épidémiologiques sur l'arsenic inorganique est vaste. Les données chez l'animal sont d'une utilité limitée pour l'évaluation des risques pour l'être humain, car les animaux réagissent différemment à l'exposition à l'arsenic. Les études épidémiologiques font état d'associations entre l'exposition orale à l'arsenic dans l'eau potable et de nombreux effets cancéreux et non cancéreux. Les liens de causalité les plus étroits établis entre le cancer chez l'être humain et l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable (à des concentrations inférieures à 100μg/L) concernent la vessie et les poumons. Le cancer du poumon représente l'effet le plus sensible. Une évaluation des meilleures données scientifiques disponibles sur les effets cancéreux et non cancéreux indique que le cancer du poumon représente l'effet préoccupant le plus sensible.

Malgré certaines données probantes scientifiques à l'appui d'un mode d'action avec seuil pour le cancer du poumon induit par l'arsenic, il reste des incertitudes importantes quant à la façon dont une exposition à de faibles niveaux d'arsenic entraîne le cancer. Le mode d'action du cancer causé par l'arsenic est complexe, et il existe une incertitude entourant les événements, voies et formes de l'arsenic qui jouent un rôle clé dans la formation du cancer. Pour le cancer du poumon, on s'attend à ce que plusieurs événements clés induits par l'arsenic soient les mêmes que pour le cancer du poumon induit par l'exposition à d'autres substances cancérigènes. Par conséquent, une exposition supplémentaire à de faibles concentrations d'arsenic dans l'eau potable peut s'ajouter à la concentration de fond des réponses, amplifiant potentiellement les événements en cours ou déclenchant de nouveaux événements clés qui augmentent le risque de cancer. De plus, on a démontré qu'une exposition qui s'ajoute à un processus de maladie de fond suit une relation linéaire. La variabilité interindividuelle est notable pour l'arsenic, plus que pour les autres polluants chimiques. On peut caractériser les populations pouvant être touchées de façon disproportionnée comme les populations qui sont sensibles aux effets de l'arsenic en raison du stade de la vie, d'une réduction de la capacité de méthylation, de facteurs alimentaires, de facteurs liés au mode de vie, de la grossesse ou d'une combinaison de ces facteurs. Si l'on tient compte de ces modificateurs de risque dans l'ensemble de la population, la variabilité de la réponse à l'exposition à l'arsenic sera probablement importante, ce qui fait qu'il est difficile d'établir un seuil de réponse de la population. Compte tenu de ces incertitudes importantes, on considère qu'une approche linéaire à faible dose pour évaluer le risque excédentaire de cancer du poumon lié à l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable au-dessus de la concentration de fond canadienne est la plus appropriée.

Pour estimer ce risque excédentaire de cancer du poumon supérieur à la concentration de fond canadienne en raison de l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable, on a appliqué une approche linéaire aux données sur la courbe dose-réponse de cinq études sur le cancer du poumon. Dans le cadre des recommandations sur l'eau potable, Santé Canada définit le terme «essentiellement négligeable» comme étant une plage allant d'un nouveau cas de cancer de plus que la concentration de fond pour 1000000personnes à un nouveau cas de cancer de plus que la concentration de fond pour 100000personnes (10^-6 à 10^-5) au cours d'une période d'exposition à vie. La concentration d'arsenic dans l'eau potable qui représente un risque excédentaire de cancer du poumon «essentiellement négligeable» au-dessus de la concentration de fond canadien varie entre 0,0000014 et 0,000014mg/L (0,0014 à 0,014μg/L). Étant donné que la population canadienne peut être exposée à l'arsenic par de multiples sources (comme les aliments, l'eau potable, l'air et le sol, voir la section1.3), on établit la VBS à la concentration inférieure de la plage, soit à 0,0000014mg/L (0,0014μg/L).

On propose une CMA de 0,005mg/L (5μg/L) pour l'arsenic dans l'eau potable sur la base des considérations suivantes:

• La concentration d'arsenic dans l'eau potable représentant un risque à vie excédentaire de cancer du poumon «essentiellement négligeable» au-dessus de la concentration de fond canadienne est de 0,0000014mg/L (0,0014μg/L).
• On peut mesurer l'arsenic total avec exactitude à des concentrations bien inférieures à la CMA proposée.
• Il est possible de réduire l'arsenic à des concentrations inférieures à la CMA proposée à l'échelle municipale grâce à diverses technologies de traitement. À l'échelle résidentielle, les unités de traitement par OI peuvent réduire l'arsenic au-dessous de la CMA proposée. Il est également possible de gérer l'arsenic par mélange ou par l'utilisation d'une autre source d'eau.
• L'arsenic peut s'accumuler dans le réseau de distribution. La concentration d'arsenic dans l'eau potable qui entre dans le réseau de distribution devrait être aussi faible que possible afin de réduire la charge d'arsenic.

Le risque à vie excédentaire de cancer du poumon au-delà de la concentration de fond canadienne associée à l'ingestion d'eau potable contenant de l'arsenic à 0,005mg/L (5μg/L) est supérieur au niveau considéré comme «essentiellement négligeable». Le risque excédentaire de cancer du poumon au-dessus de la concentration de fond canadienne est associé à l'ingestion d'eau contenant de l'arsenic à 0,005mg/L (5μg/L) est de 3,5×10^-3. Compte tenu des incertitudes importantes entourant la façon dont une exposition à de faibles concentrations d'arsenic entraîne le cancer du poumon, étant donné son mode d'action complexe, l'additivité de l'exposition à l'eau potable aux risques de cancer du poumon de fond, la grande variabilité des réponses à l'exposition à l'arsenic à l'échelle de la population, ainsi que les différentes difficultés pratiques associées à l'enlèvement de l'arsenic de l'eau potable au niveau des petits systèmes municipaux et résidentiels, il faudrait déployer tous les efforts possibles pour réduire les concentrations d'arsenic dans l'eau potable au niveau le plus bas qu'il soit raisonnablement possible d'atteindre.

Étant donné les limites des technologies de traitement à l'échelle municipale et résidentielle en ce qui concerne la concentration d'arsenic dans l'eau potable à un niveau égal ou inférieur à la VBS et des risques pour la santé associés aux concentrations d'arsenic supérieures à la VBS, le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable propose une CMA de 0,005mg/L (5μg/L). Cette valeur est le résultat d'une décision de gestion des risques, puisqu'elle dépasse la VBS.

Dans le cadre de son processus continu de révision des recommandations, Santé Canada continuera à suivre les nouvelles recherches dans ce domaine et recommandera au besoin les modifications jugées appropriées.

9.0 Bibliographie

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AnnexeA: Liste des sigles et abréviations

AA

alumine activée

ACIA

Agence canadienne d'inspection des aliments

ADN

acide désoxyribonucléique

ANSI

American National Standards Institute

AQ/CQ

assurance de la qualité/contrôle de la qualité

AQP

aquaglycéroporine

As

arsenic

As(III)

arsénite

As(V)

arséniate

AS3MT

arsénite méthyltransférase

BMD

dose à effet significatif

BMDL

limite inférieure de confiance de la dose à effet significatif

BV

volume du lit

CCME

Conseil canadien des ministres de l'environnement

CCN

Conseil canadien des normes

CIRC

Centre international de recherche sur le cancer

CMA

concentration maximale acceptable

COT

carbone organique total

DG

diabète gestationnel

DGSPNI

Direction générale de la santé des Premières Nations et des Inuits

DMA

acide cacodylique

DMA(III)

acide diméthylarsénieux

DMA(V)

acide diméthylarsinique

DT2

diabète de type2

ECCC

Environnement et Changement climatique Canada

ECMS

Enquête canadienne sur les mesures de la santé

EFSA

Autorité européenne de sécurité des aliments

EMD

événement moléculaire déclencheur

ENEP

Enquête nationale sur l'eau potable

ET

écart-type

Fe(II)

oxyde de fer(II)

Fe(III)

oxyde de fer(III)

GFH

hydroxyde ferrique granulaire

GFO

oxyde ferrique granulaire

IC

intervalle de confiance

IMC

indice de masse corporelle

IR

indice de risque

LD

limite de détection

LDM

limite de détection de la méthode

LM

limite maximale

MC

maladie coronarienne

MCL

«maximum contaminant level»

MCV

maladie cardiovasculaire

MF

microfiltration

MIREC

Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l'environnement

MMA

acide monométhylarsinique

MMA(III)

acide monométhylarsénieux

MMA(V)

acide monométhylarsonique

Mn(II)

oxyde de manganèse

MON

matière organique naturelle

MP

matière particulaire

MS

méthode standardisée

ND

non détectable

NF

nanofiltration

NSF

NSF International

OI

osmose inverse

OMS

Organisation mondiale de la Santé

PBPK (modèle)

pharmacocinétique à base physiologique

PDD

point de départ

PDE

point d'entrée

PDU

point d'utilisation

PT

provinces et territoires

RC

rapport de cotes

RR

risque relatif

RSC

Risk Services Center

RSI

Risk Science International

SPD

sous-produit de désinfection

TCFV

temps de contact en fût vide

TWA

moyenne pondérée en fonction du temps

U.S. EPA

US Environmental Protection Agency

U.S. NRC

U.S. National Research Council

U.S.

États-Unis

VBS

valeur basée sur la santé

WQA

Water Quality Association

AnnexeB: Répercussions prévues sur les provinces et les territoires

Les membres du Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable (CEP) ont fourni des renseignements supplémentaires sur les répercussions prévues dans certains secteurs de compétence, qui sont présentés textuellement ci-dessous.

• Veuillez noter que ces renseignements ne sont pas disponibles dans les deux langues officielles, car la source de l'information n'est pas assujettie à la Loi sur les langues officielles.

Énoncé d'impact général

Pour déterminer s'il convient de proposer d'abaisser la concentration maximale acceptable (CMA) de l'arsenic dans l'eau potable en la faisant passer de 10μg/l à 5μg/l, les membres du Comité sur l'eau potable (CEP) ont examiné attentivement les risques pour la santé liés à l'exposition à l'arsenic dans l'eau potable, la capacité de mesurer l'arsenic et de l'enlever des sources d'eau potable, ainsi que les impacts possibles dans leur secteur de compétence.

La CMA proposée pour l'arsenic dans l'eau potable est basée sur le cancer du poumon chez l'être humain. En raison des limites liées à la technologie de traitement disponible, la CMA actuelle et la CMA proposée sont fixées à une concentration supérieure à la concentration qui représente un risque «essentiellement négligeable». Santé Canada a déterminé que l'abaissement de la CMA de 10μg/l à 5μg/l diminue également le risque estimé de cancer du poumon associé à l'arsenic dans l'eau potable. Il s'agit d'un objectif important pour la protection de la santé publique.

Cependant, tout en reconnaissant les effets importants de l'arsenic sur la santé, certains membres du Comité s'inquiètent des répercussions techniques et financières d'une réduction de la CMA dans les réseaux de distribution d'eau potable de leur secteur de compétence. Le respect de la recommandation proposée devrait entraîner des coûts d'infrastructure, de technologie et d'opération pour de nombreux réseaux d'eau. Les membres du Comité ont noté que, dans la plupart des cas, les sources d'eau touchées par l'arsenic se trouvent dans de petites collectivités, souvent éloignées. Par conséquent, la modification proposée à la recommandation aurait un impact disproportionné sur ces petites collectivités, tant sur le plan des coûts que des avantages de la mise en œuvre pour la santé.

Compte tenu de l'importance de l'impact sur la santé et des défis et coûts liés à la mise en œuvre, le CEP a décidé de solliciter les commentaires du public sur la proposition d'abaissement de la CMA. Il convient de noter que cette CMA proposée et le document technique peuvent être révisés à la lumière de l'évaluation des commentaires reçus.

Alberta

Île-du-Prince-Édouard

Nouveau-Brunswick

Nouvelle-Écosse

Québec

Au Québec, tous les réseaux de distribution d'eau potable qui desservent plus de 20 personnes doivent réaliser annuellement le contrôle de l'arsenic dans l'eau qu'ils distribuent en vertu du Règlement sur la qualité de l'eau potable (RQEP). De janvier 2018 à décembre 2023, 15 755 résultats d'analyses issus du contrôle réglementaire pour l'As effectués dans 2923 installations de distribution d'eau potable ont été transmis au ministère de l'Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques de la Faune et des Parcs (MELCCFP). De tous les résultats d'analyse transmis, 85% étaient inférieurs aux limites de détections rapportées. Celles-ci varient entre 0,02 et 2 µg/L. Les 2430 résultats rapportant la détection d'arsenic provenaient de 582 installations de distribution d'eau potable distinctes, soit environ 20 % des réseaux ayant transmis des résultats.

Pour l'année 2023, 2594 résultats ont été transmis, dont 17,4% (424 résultats) présentaient des concentrations au-dessus des limites de détection rapportées, et ce pour 345 installations distinctes. Seulement 14 de ces installations ont rapporté des résultats supérieurs à 10 µg/L. La concentration maximale atteinte était de 128 μg/L, tandis que la médiane des résultats supérieurs à 10 µg/L était de 12,2 µg/L. L'ensemble de ces réseaux sont de petite taille (moins de 500 personnes) et la majorité (9/14) dessert une clientèle touristique, par définition transitoire.

À titre comparatif, 72 installations ont transmis des résultats dépassant 5 µg/L au cours de l'année 2023, ce qui représente 58 installations additionnelles. Ces installations sont principalement situées dans des régions dont l'environnement géologique est reconnu pour contribuer à la présence d'arsenic dans l'eau souterraine. Une proportion significative des puits privés de ces régions pourrait également contenir des concentrations d'arsenic supérieures à 5 µg/L.

Saskatchewan

Terre-Neuve-et-Labrador

Yukon

AnnexeC: Données sur la qualité de l'eau au Canada

AnnexeD: Études primaires évaluées dans le cadre de l'évaluation des risques

AnnexeE: Résumé des technologies d'enlèvement de l'arsenic