Introduction

La réglementation française impose aux gestionnaires d’établissements de natation de fournir aux baigneurs une eau désinfectée et désinfectante (article D1332-4 du Code de la Santé Publique). Le chlore, possédant des propriétés désinfectantes et rémanentes, permet de satisfaire ces exigences. Par ailleurs, sur un plan économique, c’est un désinfectant peu onéreux. Pour ces raisons, la chloration est donc quasiment le seul mode de traitement de l’eau pratiqué dans les piscines publiques parisiennes.

Cependant, au cours du processus de désinfection des eaux de piscine, le chlore réagit sur les polluants organiques, azotés ou non, apportés par les baigneurs (urine, sueur, squames, salive, cheveux, produits cosmétiques...) pour former des Sous-Produits de la Chloration, ou SPC (Kim et al., 2002). On retrouve ces SPC dans l’eau des bassins, mais certains d’entre eux étant hautement volatils (Li et al., 2007 ; Weng et al., 2011), on les trouve aussi dans l’atmosphère des halls de bassin. Les principaux SPC volatils, rencontrés dans l’eau et l’air des piscines couvertes, sont les chloramines (majoritairement la trichloramine, NCl₃) et les trihalométhanes (THM) : chloroforme (CHCl₃), dichlorobromoforme (CHCl₂Br), chlorodibromoforme (CHClBr₂) et bromoforme (CHBr₃) (Richardson et al., 2010 ; Weaver et al., 2009 ; Zwiener et al., 2007).

Le suivi et l’amélioration de la qualité de l’eau et de l’air des piscines sont un enjeu majeur de santé publique (AFSSET, 2010). En effet, les nageurs (sportifs ou de loisirs) et les personnels (techniques ou maîtres-nageurs), en contact avec l’eau et l’air des piscines, peuvent être exposés aux sous-produits de la chloration de l’eau, par voie orale, cutanée ou respiratoire. Des problèmes d’allergie, d’hypersensibilité bronchique, voire d’asthme, sont alors susceptibles d’apparaître. Ainsi, depuis 2003, le risque professionnel lié à l’exposition aux chloramines est reconnu par le ministère du Travail (tableau 66a). Par ailleurs, le chloroforme, qui est le principal trihalométhane, est considéré comme cancérigène. Même si le risque cancérigène des sous-produits de la chloration, pris un par un, semble négligeable, on ne dispose pas d’information sur les effets de leur mélange.

Plusieurs études ont caractérisé l’exposition des personnels et des nageurs à NCl₃ (Héry et al., 1995 ; Jacobs et al., 2007) et aux THM (Aggazzotti et al. ; 1990, 1993, 1995, 1998 ; Aprea et al., 2010 ; Caro and Gallego, 2007, 2008 ; Fantuzzi et al., 2001 ; Lindstrom et al., 1997), principalement par inhalation mais aussi par ingestion ou contact épidermique (Erdinger et al., 2004). L’exposition chronique à NCl₃ a été reliée, chez les jeunes nageurs de compétition, à l’apparition de l’asthme (Lévesque et al., 2006), mais aussi chez les enfants pratiquant la natation de loisir (Bernard et al., 2003, 2006, 2007, 2009 ; Voisin et al., 2010 ; Weisel et al., 2008) ou les personnels des piscines (Jacobs et al., 2007 ; Massin et al., 1998 ; Thickett et al., 2002). Les études qui ont évalué l’impact d’une exposition chronique aux THM ont rapporté un risque plus élevé d’irritations oculaire ou pulmonaire (Fantuzzi et al., 2010 ; Front-Ribera et al., 2010), des effets néfastes sur la reproduction (Hinckley et al., 2005 ; Nieuwenhuijsen et al., 2000) et un risque plus élevé de développer des cancers (Kogevinas et al., 2010 ; Morris et al., 1992 ; Richardson et al., 2010 ; Villanueva et al., 2007). Il est aussi bien démontré que le chloroforme est un cancérogène possible chez l’homme (2B dans la classification de l’IARC).

Les gestionnaires d’établissement de natation sont confrontés au besoin de faire évoluer le traitement des eaux de piscine qui repose jusqu’à présent sur la maîtrise du risque biologique.

Au cours de ces dernières années, on a cherché à réduire les teneurs en chloramines au moyen de rayonnement ultraviolet. Des travaux remettent en cause la pertinence de ce procédé qui aurait pour effet d’accroître la contamination des eaux en trihalométhanes et, en particulier, en chloroforme. De plus, un doute subsiste sur l’efficacité réelle de ce procédé pour réduire le niveau de concentration detrichloramine (trichlorure d’azote NCl₃) qui est la principale substance irritante dans les halls de bassin.

Afin de limiter la formation de sous-produits chlorés, certains pays européens se sont engagés vers l’utilisation d’autres filières de traitement qui mettent en œuvre du charbon actif en poudre ou de l’ozone. Ces filières commencent à pénétrer le marché français.

Les rayonnements ultraviolets (UV) sont habituellement utilisés pour éliminer les micro-organismes par absorption ; la longueur d’onde germicide est de 253,7 nm (Morgan, 1989). Deux types de lampes UV sont couramment utilisées pour désinfecter les eaux de piscine, leur longueur d’onde d’émission les différenciant : lampes UV basse pression (254 nm), lampes UV moyenne pression (200 à 600 nm). Comme les rayonnements UV n’ont aucun pouvoir rémanent, il est nécessaire de compléter par un traitement par le chlore pour respecter la réglementation.

L’ozone est une molécule au fort potentiel oxydant et peut, par conséquent, être utilisé comme désinfectant ; mais, en raison de son instabilité, il est aussi nécessaire de compléter son action par l’utilisation du chlore.

Le charbon actif est connu pour adsorber de nombreux polluants et est largement utilisé dans le traitement de l’eau destinée à la consommation humaine. Dans les piscines, le charbon peut être utilisé de différentes manières : additionné au filtre à sable, en filtre complémentaire ou injecté dans le circuit de traitement de l’eau. Cependant, comme il n’a aucune propriété désinfectante, on l’utilise en traitement complémentaire à la désinfection par le chlore, dans le but d’éliminer les sous-produits de la chloration.

La plupart des piscines publiques de Paris utilisent le chlore pour la désinfection de l’eau de baignade, mais quelques-unes ajoutent un traitement complémentaire : UV, ozone ou charbon actif.

Figure 1 : Bassin de natation (crédit : fotolia)

Depuis 2003, les concentrations de chloramines (équivalent NCl₃) sont régulièrement déterminées dans l’atmosphère des piscines publiques de Paris ; depuis 2007, les niveaux en THM (CHCl₃, CHCl₂Br, CHClBr₂ and CHBr₃) sont aussi mesurés dans l’eau et l’air intérieur des mêmes piscines. Lors de chaque campagne d’échantillonnage, le chlore combiné, le pH, la température de l’air et de l’eau et l’humidité relative sont relevés ; le nombre moyen de baigneurs dans le (ou les) bassin(s) est également noté.

Le premier objectif de cet article est de déterminer les liens entre les concentrations des différents sous-produits de la chloration de l’eau, mesurés dans l’air ou l’eau, et de déterminer les corrélations potentielles avec les paramètres environnementaux (pH, température de l’air et de l’eau, humidité relative, nombre de baigneurs). Notre second objectif est d’évaluer l’impact de la déchloramination par les UV, de l’ozonation et de l’utilisation de charbon (en filtration ou injection) sur les concentrations en sous-produits de la chloration.

1. Matériels et méthodes

1.1. Description des piscines parisiennes

Les données techniques relatives au traitement de l’eau ont été recueillies auprès des directeurs d’établissement et auprès de la Direction de la Jeunesse et des Sports de la Ville de Paris (DJS) et sont résumées dans le tableau 1. Les analyses provenant de prélèvements d’air dans des piscines comportant plusieurs bassins avec des traitements de l’eau différents ont été exclues de l’analyse. Les corrélations ont été recherchées seulement dans les piscines à un seul bassin. Les prélèvements ont été réalisés dans les piscines en conditions habituelles de fonctionnement. La température de l’eau et de l’air, le pH de l’eau et le nombre de baigneurs présents dans le bassin ont été relevés lors de chaque campagne.

Tableau 1. Description des piscines parisiennes.
Description of the swimming pools park.

La fréquentation des bassins est standardisée au moyen du rapport v/w (nombre de baigneurs rapporté au volume du bassin).

Le rapport de mélange R représente l’humidité absolue de l’air d’une piscine. Il s’exprime en g d’eau par kg d’air sec. En situation normale, R se situe autour de 15 g/kg. Les variations du rapport de mélange signalent généralement l’existence d’un problème dans le traitement de l’air.

R a été calculé selon l’équation 1 :

R=1000 x (0,62198 x e_w x HR) / (100 x P – HR x e_w)

où HR = humidité relative (%), P = pression atmosphérique (pascal) et

(2) Ln e_w =A xT² + B x T + C + D/T + E x Ln(T)

avec A = 1,673952.10^-5 ; B = -2,711193.10^-2 ; C = 21,2409642 ; D = -6096,9385 ; E = 2,433502 ; T = température de l’air (kelvin). Le rapport de mélange est exprimé en grammes d’eau par kilogramme d’air sec.

1.2. Prélèvements d’eau et analyses

Le chlore total et le chlore libre ont été mesurés (NF ISO 7313-2) in situ par la méthode colorimétrique à la DPD (N-N diethyl-p-phenylenediamine). Le chlore combiné est la différence entre le chlore total et le chlore libre.

Les échantillons d’eau pour l’analyse des THM ont été réalisés dans des flacons en verre de 72 ml à environ 20 cm sous la surface de l’eau et 100 µL de thiosulfate de sodium (70 g/L) ont étéajoutés pour neutraliser le chlore résiduel et stopper la formation de THM. Les flacons étaient scellés avec un bouchon en téflon et conservés à 4 °C jusqu’à l’analyse (NF EN ISO 10301-2).

Les THM (CHCl₃, CHCl₂Br, CHClBr₂ et CHBr₃) étaient extraits de 60 mL d’eau par 6 mL de pentane, puis analysés par GC/MS (chromatographie gazeuse, Agilent 6890N, couplée à une spectroscopie de masse, Agilent 5973). La quantification des espèces était effectuée en mode SIM (Selected Ion Monitoring) avec calibration externe au moyen de six solutions étalons. Les limites de détection (LD) et de quantification (LQ), exprimées en µg/L, étaient respectivement de : LD =0,4 et LQ =1,2 pour CHCl₃ et CHClBr₂ ; LD =0,7 et LQ =2,3 pour CHCl₂Br ; LD =0,2 et LQ =0,7 pour CHBr₃. Les valeurs mesurées inférieures aux LQ étaient comptées comme LQ/2 et les valeurs inférieures aux LD comme LD/2.

1.3. Prélèvements d’air et analyses

Les échantillons d’air pour le dosage de NCl₃ ont été prélevés sur cassette porte-filtre contenant deux filtres QMA en fibres de quartz (préalablement lavés trois fois 10 minutes à l’eau ultra pure dans un bain d’ultrasons) imprégnés avec 500 µL d’une solution de carbonate de sodium (80 g/L) et de trioxyde de diarsenic (8 g/L). Le prélèvement était effectué à l’aide d’une pompe GilAir-5, au débit de 2 L/min, durant 2 heures, à une hauteur d’environ 1,50 m au-dessus du bassin. Après l’échantillonnage, les cassettes étaientemballées dans du papier aluminium et conservées à 4 °C jusqu’à l’analyse. L’analyse étaitréalisée conformément à la fiche METROPOL 007 de l’INRS. Pendant les prélèvements, les chloramines ont été réduites en ions chlorures par le trioxyde de diarsenic ; ces ions chlorures étaient extraits par l’eau ultra pure et analysés par électrophorèse capillaire (Agilent technologies) avec détection UV indirecte (286 nm). La quantification était assurée par calibration externe avec sept solutions étalons de chlorure préparées dans une solution de carbonate de sodium à 3,5 g/L. La limite de détection était de 4 µg/m³.

Les échantillons d’air pour le dosage des THM ont été recueillis sur des tubes à désorption thermique en acier inoxydable (Perkin Elmer) garnis de 200 mg de Tenax^® TA20/35 (Supelco), à l’aide de pompes SKC pocket, avec un débit régulé de 12 mL/min durant 2 heures et à une hauteur de 1,5 m environ au-dessus du bassin. Les tubes étaient fermés par deux écrous et stockés à 4 °C. Les THM étaient désorbés par flash thermique et reconcentrés par piège cryogénique puis injectés dans un chromatographe gaz via un gaz inerte. La détection était réalisée par spectroscopie de masse, en mode scan. L’identification des THM étaitfondée sur les temps de rétention, et leur quantification, réalisée en mode SIM, reposaitsur une calibration externe avec cinq niveaux de concentration en THM. Ni limite de détection, ni limite de quantification n’ont été définies pour cette analyse, mais les THM ont été détectés dans 100 % des échantillons d’air.

1.4. Analyses statistiques

Les statistiques descriptives ont été réalisées avec EpiData Analysis^®. La normalité des distributions a été testée par le test de normalité de Shapiro-Wilk à l’aide du logiciel R^®. Les corrélations ont été établies à l’aide du coefficient de corrélation de Spearman. Les comparaisons de moyennes ont été réalisées avec le test de Kruskal-Wallis (EpiData Analysis^®).

2. Résultats et discussion

2.1. Statistique descriptive

Les statistiques globales sur les résultats d’analyses sont présentées dans le tableau 2. Les moyennes observées sont comparables aux données de la littérature, résumées dans le tableau 3.

Tableau 2. Statistiques descriptives globales.
Global descriptive statistics.

Tableau 3. Concentrations en THM et NCl₃, dans l'eau et l'air des piscines : données bibliographiques.
Literature values of THMs and NCl₃ concentrations in air and water of swimming pools.

L’interprétation des résultats obtenus en regard des valeurs limites du code du travail ou de la réglementation française sur les eaux de loisirs est présentée dans le tableau 4.

Les concentrations en THM totaux dans l’eausont trop élevées par rapport à la valeur guide de 20 µg/L. Environ 13 % des teneurs en trichloramine dans l’air dépassent la valeur limite de 300 µg/m³ proposée par l’AFSSET (2010). La Valeur Limite d’Exposition Professionnelle (VLEP) pour le chloroforme dans l’air est toujours respectée, mais cette VLEP n’a pas été construite pour ce type d’exposition.

Tableau 4. Valeurs limites françaises.
French limit values.

2.2. Corrélations

Les coefficients de corrélations de Spearman entre les concentrations des différents sous-produits de la chloration sont présentés dans le tableau 5.

Il existe une corrélation positive faible mais significative entre la concentration de chlore combiné dans l’eau et celle de NCl₃ dans l’air, ainsi qu’une corrélation négative significative entre le chlore combiné et les THM totaux dans l’eau et l’air. Le chlore combiné correspond aux chloramines organiques et minérales formées dans l’eau, aussi est-il logique d’observer une corrélation positive entre chlore combiné et NCl₃ dans l’air, la trichloramine étant la plus volatile des chloramines minérales. La liaison négative entre chlore combiné et THM totaux, dans l’eau et dans l’air, mériterait d’être explorée plus avant, car on attend plutôt une liaison positive, puisque chlore combiné et THM sont formés par la réaction entre le chlore et les polluants organiques apportés par les baigneurs. Cependant, nous observons bien une forte corrélation positive entre les concentrations dans l’eau et dans l’air, comme cela a déjà été rapporté (Aggazzotti et al., 1995, Bessonneau et al., 2011). Nos résultats montrent aussi une relation positive significative entre les concentrations de NCl₃ et des THM dans l’air, les conditions de formation et de volatilisation de ces espèces étant probablement similaires.

Tableau 5. Coefficients de corrélation de Spearman entre sous-produits de la chloration.
Spearman correlation coefficients between CBPs.

Les coefficients de corrélations de Spearman entre sous-produits de la chloration et paramètres environnementaux sont présentés dans le tableau 6.

La fréquentation du bassin (standardisée par le rapport v/w) influence de façon positive et significative les niveaux de concentration des THM totaux dans l’eau et dans l’air, et de la trichloraminedans l’air. Ceci concorde avec les données publiées par ailleurs (Aggazzotti et al., 1995 ; Aggazzotti et al., 1998 ; Bessonneau et al., 2011 ; Chu and Nieuwenhuijsen, 2002 ; Jacobs et al., 2007 ; Weng et al., 2011) qui montrent une liaison positive entre nombre de baigneurs et concentrations en sous-produits de la chloration. Il existe une relation, faible mais significativement positive, entre pH et chlore combiné. Cette liaison est probablement artéfactuelle et peut s’expliquer par le fait que l’ajout de chlore au cours du traitement de l’eau augmente le pH et, en présence de matière organique, augmente parallèlement la formation de chlore combiné. Au contraire de Bessonneau et al. (2011), nous n’avons pas observé de corrélation entre NCl₃, température de l’air et pH, peut-être en raison d’un manque de précision de nos mesures. Le rapport de mélange R est significativement corrélé avec les concentrations de sous-produits de la chloration dans l’eau (THM) et l’air (THM et NCl₃). Un rapport R élevé traduit une présence importante d’eau dans l’air, ce qui est le signe d’une ventilation insuffisante qui permet l’accumulation des sous-produits de la chloration dans l’air. L’augmentation de la concentration des THM dans l’eau pourrait être la conséquence de leur mauvaise élimination par la ventilation, conduisant à leur faible volatilisation à partir de l’eau du bassin.

Tableau 6.Coefficients de corrélation de Spearman entre sous-produits de la chloration et paramètres environnementaux.

Spearman correlation coeffients between CBPs and environmental parameters.

2.3. Effet de la déchloramination par les UV

Les comparaisons de moyennes des concentrations en sous-produits de la chloration en fonction de l’utilisation ou non d’un système de déchloramination par les UV sont présentées dans le tableau 7.

Dans les piscines utilisant un système de traitement de l’eau par les UV, les concentrations dans l’eau du chlore combiné sont significativement plus basses. Les concentrations, dans l’eau et dans l’air, de CHCl₃ et de CHCl₂Br sont significativement supérieures dans les mêmes piscines, tandis que les niveaux de CHBr₃ sont plus faibles. Le chloroforme étant le THM majoritaire, il en résulte que les THM totaux sont plus élevés, dans l’eau et l’air, dans les piscines utilisant les UV dans leur filière de traitement de l’eau. Ces résultats, diminution du chlore combiné et augmentation des THM, concordent avec ce qui a été observé dans les études recherchant l’impact des UV sur la qualité de l’eau (Liu et al., 2006 ; Dotson et al., 2010 ; Cassan et al., 2006).

Tableau 7. Comparaisons des niveaux moyens de SPC
sans ou avec déchloramination UV.
Comparisons of CBPs mean values with or without UV dechlorination.

Cassan et al. (2006) ont émis plusieurs hypothèses pour expliquer cette augmentation des THM chlorés et la diminution des espèces bromées dans le cas de l’utilisation de lampes UV moyenne pression :

• l’action du rayonnement UV sur l’eau chlorée conduirait à la formation de radicaux libres (HO˙, H˙ et Cl˙), Cl˙ romprait les liaisons C-H et conduirait à la formation de THM chlorés à partir de la matière organique ;

• la photolyse du chlore combiné augmenterait la concentration en chlore actif, conduisant à plus de formation de CHCl₃ ;

• les UV augmenteraient la réactivité de la matière organique vis-à-vis du chlore, conduisant à une augmentation de la formation de THM.

• transformation progressive de CHBr₃ en CHCl₃ et CHCl₂Br par substitution d’un atome de brome par un atome de chlore ;

• moins d’énergie nécessaire pour rompre les liaisons Br-C que pour les liaisons Cl-C.

De nouvelles études seraient à réaliser afin de différencier les effets des lampes basse ou moyenne pression sur l’eau chlorée.

2.4. Effet de la filtration sur charbon actif

L’effet de l’utilisation du charbon actif est étudié par les comparaisons de moyennes des concentrations en sous-produits de la chloration présentées dans le tableau 8.

Les piscines qui utilisent le charbon actif, en filtration ou injection, montrent des concentrations en chlore combiné, en CHCl₃ dans l’eau significativement inférieures à celles rencontrées dans les établissements qui ne l’utilisent pas. La même tendance est observée pour la trichloramine, le chloroforme et les THM totaux dans l’air. À notre connaissance, il n’y a pas d’autre étude montrant les effets de l’utilisation du charbon actif sur la qualité de l’eau et de l’air des piscines. Des études supplémentaires seraient à conduire afin d’examiner s’il y a des effets différenciés selon que le charbon actif est utilisé en filtration ou en injection.

Tableau 8. Comparaisons des niveaux moyens de SPC
sans ou avec charbon actif.
Comparisons of CBPs mean values with or without use of charcoal.

2.5. Effet de l’ozone

L’effet du traitement de l’eau de piscine par l’ozone et le chlore est étudié par les comparaisons de moyennes des concentrations en sous-produits de la chloration, présentées dans le tableau 9.

Les concentrations en trichloramine et CHCl₂Br dans l’air, et de CHCl₂Br et CHClBr₂ dans l’eau, sont significativement plus basses dans les piscines traitées par ozone plus chlore. Ces résultats sont en contradictionavec ceux de Lee et al. (2010) qui montrent une diminution significative des THM totaux dans l’eau traitée de la même façon. Il est probable que notre échantillon de piscines traitées à l’ozone est de trop petite taille pour que l’on observe plus de différences.

Tableau 9. Comparaisons des niveaux moyens de SPC
sans ou avec ozone.
Comparisons of CBPs mean values with or without use of ozone.

Conclusion

Depuis plusieurs années, la trichloramine dans l’air (2003), les trihalométhanes dans l’eau et dans l’air (2007) sont régulièrement surveillés dans les piscines couvertes parisiennes.

Dans l’eau, seulement 10,5 % des teneurs en chlore combiné ne respectent pas la valeur de 0,6 mg/L fixée par la réglementation. Les concentrations en chlore combiné sont liées au pH de l’eau. Toutes les mesures de THM totaux sont inférieures à la valeur limite de 100 µg/L de l’AFFSET. Cependant, dans 50 % des cas, la valeur guide 20 µg/L est dépassée. Selon l’ANSES, qui a analysé une partie de nos données (ANSES, 2015), le type de bassin et le débit de recirculation de l’eau sont les variables explicatives les plus significatives pour les concentrations en chlore combiné, en chlore libre, en chlore total et en THM. Il est probable, par ailleurs, que l’origine et les qualités physico-chimiques de l’eau de distribution publique qui alimente un établissement ont une influence sur les concentrations en sous-produits de la chloration (en particulier la teneur en bromures pour les THM). Malheureusement, nous ne possédons pas ce type d’informations.

Dans l’air, environ 13 % des concentrations de NCl₃ dans l’atmosphère des piscines publiques parisiennes dépassent la valeur limite française de 300 µg/m³, proposée par l’AFFSET (2010). La plupart du temps, ces dépassements sont dus à des défaillances des systèmes de traitement de l’air.

Les concentrations en THM dans l’eau et l’air et NCl₃ dans l’air sont liées à la fréquentation (v/w) et au rapport de mélange. Des corrélations positives sont observées entre les concentrations de chlore combiné dans l’eau et de NCl₃ dans l’air ; entre les niveaux de THM totaux dans l’eau et l’air et entre NCl₃ et THM dans l’air. Des corrélations négatives sont observées entre chlore combiné et niveaux de THM dans l’eau et l’air.

Cette étude montre que l’utilisation des UV permet une diminution du chlore combiné. Malheureusement, cela s’accompagne d’une augmentation des concentrations en THM (chloroforme en particulier), dans l’eau et dans l’air. L’utilisation du charbon actif, en filtration ou injection, semble une option plus satisfaisante, conduisant à des teneurs abaissées en chlore combiné et en THM dans l’eau et en NCl₃ et THM dans l’air, comme cela a été confirmé par ailleurs (Laurent et Beaubestre, 2011). Dans les piscines à l’ozone, on n’observe pas de réduction des THM dans l’eau ; dans l’air, les teneurs en trichloramine sont inférieures mais pas celles desTHM (à l’exception de CHCl₂Br). Ces résultats sont cependantà examiner avec prudence compte tenu du petit nombre d’établissements concernés.

Quel que soit le type de traitement de l’eau, la qualité de l’air des piscines est complètement tributaire du système de traitement d’air et de son bon fonctionnement. Il est cependant difficile de mettre en relation nos données analytiques avec les paramètres des systèmes de traitement de l’air des piscines parisiennes, car si l’on peut disposer des schémas théoriques des systèmes installés, il est très difficile de récupérer des données fiables sur les paramètres de fonctionnement (débits d’air, pourcentage d’air neuf, etc.).

Les travaux menés dans le cadre de cette étude, ainsi que l’expérience du Laboratoire d’Hygiène dans ce domaine, permettent de dégager quelques axes d’amélioration :

La maîtrise des ajouts de réactifs au niveau de la filière de traitement est en faveur d’une meilleure qualité de l’eau, de même que le maintien d’une teneur en chlore libre actif constante.

Au regard des effets potentiels d’une exposition chronique aux THM, leur concentration dans l’air intérieur des établissements de natation devrait être réglementée (AFSSET, 2010).

Avant la mise en place de traitement complémentaire, il y a lieu de porter une attention particulière à l’étape de filtration et au choix du média filtrant.

Depuis 2012, pour répondre aux recommandations d’une circulaire de l’ARS-DT751,la surveillance mise en place en collaboration avec la DJS a été renforcée : dans les piscines utilisant la technologie UV pour lutter contre les chloramines, les mesures atmosphériques (chloramines et THM) sont réalisées deux fois par an, et des mesures de THM dans l’eau sont effectuées 1 fois par mois.

Une réflexion doit être menée sur le maintien, à 0,6 mg/L, de la teneur réglementaire en chlore combiné, assimilé aux chloramines. Même si le chlore combiné est corrélé aux teneurs en trichloramine, les concentrations de trichloramine ne représentent au maximum que 20% de celles du chlore combiné. Cependant, les sous-produits de chloration qui constituent les 80 % restants du chlore combiné demeurent mal identifiés et mal connus. Des recherches sur ces sous-produits seraient d’un grand intérêt.

Au plan sanitaire, la qualité de l’eau d’une piscine est indissociable de celle de l’atmosphère du hall de bassin. Or, si une attention particulière est souvent portée au suivi de la filière de traitement de l’eau des bassins, il n’en est pas de même en ce qui concerne la Centrale de Traitement de l’Air (CTA) des halls de bassin. Ainsi, la mesure périodique de la température et de l’humidité autour des bassins permettrait à l’exploitant d’estimer la teneur en vapeur d’eau (g/Kg d’air sec) qui est souvent un indicateur de renouvellement d’air insuffisant quand une valeur de l’ordre de 16 g/Kg d’air sec est atteinte ou dépassée. De même, un suivi régulier des débits de ventilation et d’air neuf, ainsi qu’un contrôle des CTA seraient des outils pertinents de gestion de la qualité de l’air.

Les auteurs souhaitent exprimer leur reconnaissance à la Direction de la Jeunesse et des Sports de la Ville de Paris (DJS), spécialement Monsieur Alain TEIXEIRA et les directeurs des piscines, pour nous avoir fourni les informations techniques sur l’ensemble des établissements parisiens. Nous remercions aussi les techniciens du Service Municipal d’Actions de Salubrité et d’Hygiène (SMASH) et du Département des Pollutions Physico-Chimiques de l’Environnement (DPPCE) pour la réalisation des prélèvements et des analyses.