Page 8 : Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique – benzène
Partie II. Science et considérations techniques - suite
Dans les usines municipales de traitement de l'eau potable qui font appel à des techniques de traitement classiques (coagulation, sédimentation, filtration et chloration), on ne réussit généralement pas à réduire les concentrations de COV dans l'eau potable (Love et coll., 1983; Robeck et Love, 1983). Avec les techniques de traitement par coagulation et filtration, on réussit à réduire les concentrations de benzène de 0 à 29 %; cependant, les réductions observées pourraient être en partie attribuables à la volatilisation accessoire qui se produit durant le traitement (Clark et coll., 1988; Najm et coll., 1991; U.S. EPA, 1991a; Lykins et Clark, 1994).
Deux techniques de traitement courantes permettent de réduire les concentrations de benzène dans l'eau potable : l'adsorption sur charbon actif en grains (CAG) et le strippage à l'air (Love, et coll., 1983; U.S. EPA, 1985a, 1991a, 1991b; AWWA, 1991; Lykins et Clark, 1994). Ces méthodes permettent d'atteindre des concentrations de benzène inférieures à 1 µg/L dans les effluents. Dans une moindre mesure, l'oxydation et la filtration membranaire par osmose inverse pourraient aussi permettre de diminuer la concentration de benzène dans l'eau potable (Whittaker et Szaplonczay, 1985; Fronk, 1987; Lykins et Clark, 1994).
Le choix d'un procédé de traitement approprié pour une source donnée d'approvisionnement en eau dépend de nombreux facteurs, dont les caractéristiques de la source d'eau brute et les conditions d'utilisation de la méthode de traitement. Ces facteurs doivent être pris en considération si l'on veut garantir que le procédé de traitement choisi permettra de réduire la concentration de benzène dans l'eau potable.
L'adsorption sur CAG est une méthode souvent employée pour réduire la concentration des COV dans l'eau potable; on estime que cette méthode permet de réduire de 99 % (U.S. EPA, 1985a, 2003b; Lykins et Clark, 1994) les concentrations de benzène et, ainsi, d'obtenir des concentrations inférieures à 1 µg/L dans les effluents lorsque les conditions d'utilisation sont raisonnables (Koffskey et Brodtmann, 1983; Lykins et coll., 1984; AWWA, 1991; Dyksen et coll., 1995).
La capacité d'adsorption des COV sur le charbon actif dépend de différents facteurs tels la concentration, le pH, la compétition d'autres contaminants, le préchargement de matière organique naturelle (MON), le temps de contact et les propriétés physico-chimiques des COV et du charbon (Speth, 1990). L'efficacité de la filtration au moyen du charbon actif en grains est aussi fonction du temps de contact en fût vide (EBCT : Empty Bed Contact Time), du débit et de la durée du cycle de filtration.
Des études à pleine échelle sur les adsorbeurs à lit fixe de CAG et les filtres au CAG avec remplacement du sable ont montré que les deux méthodes permettaient de faire passer la concentration de benzène dans les influents de 10 µg/L à des concentrations inférieures à 0,1 µg/L dans l'eau prête au débit. Les conditions d'utilisation de l'adsorbeur au CAG consistaient notamment en un lit d'un volume de 23,8 m3, un débit de 1,5 ML/jour et un EBCT de 23,7 minutes. Aucun passage de benzène n'a été observé durant les 180 jours de l'étude (Koffskey et Brodtmann, 1983). Selon les données d'autres études à pleine échelle, trois adsorbeurs au CAG fonctionnant en parallèle avec un débit de 5 ML/jour, un EBCT de 21 minutes et un lit d'une durée de vie de 12 mois pouvaient faire passer la concentration de benzène de 20 µg/L à 0,2 µg/L (AWWA, 1991).
Des modèles prédictifs utilisant des données d'équilibre (Weber et Pirbazari, 1982; Speth et Miltner, 1990) ont été employés pour prévoir la capacité à pleine échelle du CAG de réduire les concentrations de benzène dans l'eau potable (Clark et coll., 1990; Lykins et Clark, 1994). On a estimé que, pour faire passer la concentration du benzène de 100 µg/L dans les influents à 5 µg/L dans les effluents, le taux d'utilisation du charbon était de 0,013 kg/m3 avec un EBCT de 15 minutes et un lit d'une durée de vie de 389 jours (Lykins et Clark, 1994). Comme le montrent les données à pleine échelle susmentionnées, des concentrations de benzène de 1 µg/L ou moins dans les effluents devraient pouvoir être atteintes dans des conditions d'utilisation raisonnables et à des coûts modérés.
L'adsorption sur charbon actif en poudre (CAP) s'est révélée un traitement peu efficace pour éliminer le benzène de l'eau potable. Des études pilotes ont montré qu'un système combinant la floculation à jet et le CAP pouvait faire passer la concentration de benzène de 100 à 5 µg/L avec 60 mg/L de CAP, 100 mg/L d'argile-silice et un temps de contact variant de 2 à 8 minutes (Sobrinho et coll., 1997).
Le strippage à l'air est une méthode couramment utilisée pour réduire la concentration des COV dans l'eau potable (Cummins et Westrick, 1990; U.S. EPA, 1991a; OMS, 2004; Dyksen, 2005). Bien qu'il existe différents types d'équipement de strippage, l'aération par tours à garnissage (ATG) est reconnue comme la méthode la plus efficace pour réduire la concentration de benzène dans l'eau potable. On estime que l'ATG peut permettre de réduire de 99 % (U.S. EPA, 1985a, 2003b) les concentrations de benzène et d'obtenir ainsi des concentrations de 1 µg/L dans les effluents (Crittenden et coll., 1988; U.S. EPA, 1990; Adams et Clark, 1991).
Les facteurs qui sont pris en considération lors de la conception des systèmes d'ATG sont notamment la température de l'air et de l'eau, les caractéristiques physico-chimiques du contaminant, le ratio air/eau, le temps de contact et la surface disponible pour le transfert de masse (Adams et Clark, 1991; U.S. EPA, 1991a; Crittenden et coll., 2005; Dyksen, 2005). L'ATG constitue une méthode optimale pour éliminer les COV de l'eau, car elle permet d'obtenir des ratios air/eau plus élevés que les systèmes classiques d'aération diffuse. Comme l'ATG provoque le transfert des COV de l'eau à l'air, il pourrait être nécessaire de traiter le gaz dégagé des tours à garnissage avant l'évacuation afin de réduire la concentration des contaminants (Crittenden et coll., 1988; Adams et Clark, 1991).
Des données provenant d'une usine de traitement de l'eau potable à pleine échelle révèlent que l'aération par tours à garnissage à contre-courant peut faire passer des concentrations moyennes de benzène de 30 µg/L dans les influents à 1,5 µg/L dans l'eau prête au débit, avec un ratio air/eau de 75, un dispositif de strippage à l'air de 5,50 m de longueur et une colonne remplie d'un diamètre de 1,52 m (Allan, 1988). D'autres données à pleine échelle montrent que l'ATG avec un ratio air/eau de 100, un dispositif de strippage à l'air de 10,05 m de longueur et une colonne remplie d'un diamètre de 3,05 m pouvait faire passer la concentration de benzène dans les influents de 200 µg/L à moins de 2 µg/L (AWWA, 1991). Des données obtenues au moyen d'essais pilotes indiquent que la modification du ratio air/eau, de la longueur du dispositif de strippage à l'air ou du matériel de garnissage augmentait la possibilité d'obtenir des concentrations inférieures à 1 µg/L dans les effluents (U.S. EPA, 1990).
Des installations d'ATG de conception courante et de conception modélisée pour l'élimination des COV fréquents ont été présentées par plusieurs auteurs (Crittenden et coll., 1988; Adams et Clark, 1991; Clark et Adams, 1991). Pour les installations à pleine échelle courantes (> 8 ML/jour), les paramètres pour la réduction du benzène dans l'eau potable comprennent un ratio air/eau de 32,7, un dispositif de strippage à l'air de 11,05 m de longueur et une colonne remplie d'un diamètre de 2,55 m. Dans ces conditions, il pourrait être possible de réduire de 99 % la concentration de benzène dans l'eau potable, c'est-à-dire de faire passer une concentration de 100 µg/L dans les influents à une concentration de 1 µg/L dans les effluents (Crittenden et coll., 1988). D'après les modélisations effectuées par Adams et Clark (1991) afin de déterminer des critères de conception rentable pour les contacteurs d'ATG, un ratio air/eau de 40 et un garnissage d'une épaisseur de 12,95 m pourraient aussi permettre de réduire de 99 % les concentrations de benzène, c'est-à-dire d'obtenir une concentration de 1 µg/L dans les effluents.
Au cours d'études pilotes menées dans des stations de traitement afin de déterminer les conditions les plus efficaces d'utilisation de l'ATG pour la réduction des COV dans les eaux souterraines, la capacité d'élimination du benzène variait de 77 % à plus de 99 %, et, dans certains cas, la concentration obtenue dans les effluents était inférieure à 1 µg/L (Stallings et coll., 1985; U.S. EPA, 1985b, 1990; Ball et Edwards, 1992).
D'autres techniques de traitement par strippage à l'air pourraient potentiellement réduire les concentrations de benzène dans l'eau potable; mentionnons notamment l'aération diffuse ainsi que l'utilisation de diffuseurs d'air multiétage, d'aérateurs à plateaux et d'aérateurs à plateaux peu profonds. Ces techniques pourraient s'avérer particulièrement utiles pour les petits systèmes avec lesquels les traitements au CAG ou par ATG ne sont pas possibles (U.S. EPA, 1998a).
Des évaluations de coûts menées par Adams et Clark (1991) indiquent que, dans la plupart des cas, l'utilisation de l'ATG pour la réduction des concentrations de benzène dans l'eau potable est plus rentable que celle du CAG, même lorsque le traitement au CAG, en phase vapeur, du gaz dégagé par les tours à garnissage est nécessaire (Adams et Clark, 1991). L'analyse comportait une évaluation de systèmes dont la capacité s'échelonnait de 1 à 100 ML/jour.
La combinaison de l'ATG et de l'adsorption sur CAG en tant que traitement en deux étapes a été proposée comme la méthode la plus efficace pour obtenir de faibles concentrations de COV dans les effluents. Dans une station municipale de traitement utilisant ces procédés combinés, le strippage à l'air est utilisé pour la réduction de la plus grande partie des COV dans l'eau, et le charbon actif, comme deuxième étape pour réduire encore davantage la concentration des COV résiduels (McKinnon et Dyksen, 1984; Stenzel et Gupta, 1985; U.S. EPA, 1991a). De plus, l'utilisation du strippage à l'air avant l'adsorption sur CAG peut accroître de façon importante la durée de vie du lit de charbon. Cependant, aucune donnée sur la performance n'était disponible pour démontrer l'efficacité de cette méthode de traitement combinée pour le benzène.
L'oxydation et les procédés d'oxydation avancée (POA) sont des procédés considérés comme efficaces pour réduire les concentrations de benzène dans l'eau potable, bien qu'aucune donnée sur leur utilisation à pleine échelle ne soit accessible.
Les essais de traitement pilotes ont montré que l'ozone à des doses de 6 mg/L entraînait une dégradation de 81 % du benzène dans l'eau distillée, c'est-à-dire qu'une concentration d'environ 50 µg/L était abaissée à 10 µg/L dans les effluents. Des doses d'ozone de 12 mg/L provoquaient une réduction de 94 % des concentrations de benzène dans des matrices d'eau distillée et d'eaux souterraines, et ce, dans une grande plage de pH (Fronk, 1987). Au cours d'autres études pilotes, on a observé une dégradation supérieure à 75 % du benzène avec des doses d'ozone variant de 0,8 à 1,5 mg/L (Kang et coll., 1997).
La vitesse de dégradation du benzène dans les eaux naturelles dépend aussi de la réaction de l'ozone avec la MON, qui produit des radicaux hydroxyle. La vitesse de réaction entre les radicaux hydroxyle et le benzène est plus élevée que la vitesse de réaction entre le benzène et l'ozone; par conséquent, le rapport entre la concentration des radicaux hydroxyle et la concentration de l'ozone constitue un facteur important à prendre en considération pour que l'ozonation visant à réduire la concentration de benzène dans l'eau potable soit efficace (Crittenden et coll., 2005). Des concentrations plus faibles dans les effluents pourraient être atteintes selon la concentration de benzène dans les influents et la quantité de MON dans l'eau de la source d'approvisionnement et selon la dose d'ozone, le temps de contact et le pH de l'eau.
Un système pilote d'oxydation photocatalytique a réussi à faire passer des concentrations de benzène de 123 µg/L dans les influents à moins de 0,5 µg/L dans l'eau potable prête au débit. Dans ce système d'oxydation, on utilisait la lumière ultraviolette (UV) combinée à un semiconducteur au dioxyde de titane ainsi que 70 mg/L de peroxyde d'hydrogène et 0,4 mg/L d'ozone. Pour éviter que le réacteur photocatalytique ne s'encrasse, on employait un système de traitement préalable faisant appel à l'échange ionique pour éliminer le fer et le manganèse des eaux souterraines (Topudurti et coll., 1998). D'autres études pilotes similaires ont révélé qu'il était possible d'éliminer plus de 99 % du benzène au moyen d'un procédé d'oxydation utilisant la lumière UV et le dioxyde de titane (Al-Bastaki, 2003).
Lorsqu'on a recours à l'ozonation ou à des POA pour réduire la concentration de benzène dans l'eau potable, il faut tenir compte de la formation de sous-produits lors de la sélection du procédé, de l'optimisation et de la surveillance après le traitement. La formation de sous-produits dépend de plusieurs facteurs, dont la qualité de l'eau de la source d'approvisionnement, le type et la dose de l'oxydant et le temps de contact de la réaction. Les petits composés oxygénés, tels les composés phénoliques, les aldéhydes, les cétones et les acides carboxyliques, pourraient constituer des sous-produits de l'ozonation du benzène (Fronk, 1987). Par ailleurs, des sousproduits tels que des bromates et des nitrites pourraient se former par suite de l'oxydation de matières inorganiques présentes dans l'eau de la source d'approvisionnement.
L'osmose inverse est une méthode prometteuse en raison de sa capacité d'éliminer les COV de l'eau potable (Clark et coll., 1988). Des études menées dans des stations pilotes ont montré que certaines membranes d'osmose inverse avaient pu réduire de 94 % la concentration de benzène dans l'eau; toutefois, la concentration dans les influents était de 1 000 µg/L, et l'applicabilité du traitement en vue d'obtenir des concentrations plus basses dans les effluents n'a pas été étudiée (Whittaker et Szaplonczay, 1985). Dans d'autres études, on a toutefois noté une diminution de moins de 20 % de la concentration de benzène au moyen de membranes composites de cellulose, de polyamide et à couche mince (Lykins et coll., 1988). La capacité de l'osmose inverse d'éliminer d'autres produits chimiques organiques synthétiques dépend de divers composants du système, dont le type de membrane, le flux, la récupération, la solubilité chimique, la charge et le poids moléculaire (Taylor et coll., 2000).
De nouvelles techniques de traitement de l'eau potable visant à éliminer le benzène sont en cours de développement. Cependant, elles en sont encore à l'étape expérimentale, ou aucune information n'a déjà été publiée sur leur efficacité à l'échelle pilote ou à grande échelle. Parmi les techniques émergentes, mentionnons les suivantes :
- Autres POA : Des études en laboratoire visant à déterminer l'efficacité de divers POA ont permis d'observer une dégradation complète du benzène au moyen d'un procédé photo-Fenton (faisant appel au rayonnement UV) et de la photocatalyse en présence de dioxyde de titane (Ollis et coll., 1991; Tiburtius et coll., 2005).
- Autres adsorbants : Les résines carbonées synthétiques et les filtres au charbon actif soutenus par de la fibre de verre ont une capacité d'adsorption du benzène, du toluène, de l'éthylbenzène et des xylènes (BTEX) dans l'eau supérieure à celle du charbon actif (Yue, et coll., 2001; Shih et coll., 2005). De plus, l'utilisation d'un adsorbant imprégné d'un catalyseur au platine et au dioxyde de titane s'est avérée très efficace pendant toute la durée de vie du lit d'adsorbant, qui était prolongée (Crittenden et coll., 1997). L'utilisation d'argiles organiques pour améliorer la filtration par le charbon s'est aussi révélée efficace (Alther, 2002).
- Bioréacteurs : Des bioréacteurs faisant appel à diverses matières pour permettre la croissance microbienne se sont avérés efficaces pour la biodégradation du benzène dans l'eau (De Nardi et coll., 2002; Sedran et coll., 2003).
- Irradiation par faisceau d'électrons : L'utilisation d'un faisceau d'électrons de faible énergie pour produire des électrons et des radicaux hydroxyle afin d'oxyder le benzène dans l'eau est une méthode de réduction de la concentration de benzène dans l'eau dont l'efficacité est modérée (Lubicki et coll., 1997).
- Pervaporation sur membrane : Bien que l'utilisation de membranes pour l'extraction du benzène par pervaporation soit une technique employée principalement pour le traitement des eaux usées, cette technique a récemment fait l'objet d'études en vue de l'élimination du benzène des eaux souterraines (Jian et Pintauro, 1997; Uragami et coll., 2001; Peng et coll., 2003).
Le traitement municipal de l'eau potable vise à réduire les contaminants de sorte que leur concentration soit égale ou inférieure aux valeurs établies dans les recommandations. Par conséquent, l'emploi de dispositifs résidentiels pour le traitement de l'eau déjà traitée par les municipalités n'est généralement pas nécessaire et relève essentiellement d'un choix individuel. Dans les cas où l'eau potable d'une résidence provient d'un puits privé, un dispositif privé de traitement résidentiel pourrait être employé pour réduire les concentrations de benzène dans l'eau potable.
Un certain nombre de dispositifs de traitement résidentiel offerts par divers fabricants peuvent réduire la concentration du benzène dans l'eau potable en deçà de 1 µg/L. Les systèmes de filtration peuvent être installés au niveau du robinet (point d'utilisation) ou à l'endroit où l'eau pénètre dans la résidence (point d'entrée). Les systèmes installés au point d'entrée sont préférables pour les COV tels que le benzène, car ils fournissent de l'eau traitée pour le bain et la lessive en même temps que pour la cuisine et la boisson. Des dispositifs certifiés de traitement au point d'utilisation, ainsi qu'un choix limité de dispositifs certifiés de traitement au point d'entrée sont actuellement offerts pour la réduction des concentrations de COV, dont le benzène. Lorsqu'il est impossible d'acheter un dispositif certifié de traitement au point d'entrée, des systèmes peuvent être conçus et construits au moyen de matériaux certifiés. Il faudrait faire analyser régulièrement auprès d'un laboratoire accrédité l'eau qui pénètre dans le dispositif de traitement et celle qui en sort pour vérifier l'efficacité du dispositif. Les dispositifs peuvent perdre de leur efficacité avec l'usage et le temps et doivent donc être entretenus ou remplacés. Les consommateurs devraient lire les recommandations du fabricant afin de vérifier la durée de vie prévue des composants de leur dispositif de traitement.
Santé Canada ne recommande pas de marques particulières de dispositifs de traitement de l'eau potable, mais conseille vivement aux consommateurs de n'utiliser que les dispositifs certifiés par un organisme de certification accrédité comme étant conformes aux normes appropriées de NSF International (NSF) et de l'American National Standards Institute (ANSI). Ces normes visent à préserver la qualité de l'eau potable en aidant à assurer l'innocuité des matières et l'efficacité des produits qui entrent en contact avec elle. Les organismes de certification, qui doivent être accrédités par le Conseil canadien des normes (CCN), garantissent qu'un produit ou service est conforme aux normes en vigueur. Au Canada, les organismes suivants ont été accrédités par le CCN pour la certification de la conformité aux normes NSF/ANSI des dispositifs de traitement de l'eau potable et des produits liés à l'eau potable (CCN, 2003) :
- Canadian Standards Association International (www.csa-international.org);
- NSF International (www.nsf.org);
- Water Quality Association (www.wqa.org);
- Underwriters Laboratories Inc. (www.ul.com/global/fra-ca/pages/);
- Quality Auditing Institute (www.qai.org);
- International Association of Plumbing & Mechanical Officials (www.iapmo.org).
On trouve sur le site Web du CCN SCC (www.scc.ca/fr) une liste à jour des organismes de certification accrédités.
Les dispositifs de traitement utilisés pour éliminer le benzène de l'eau non traitée (comme celle des puits privés) peuvent être certifiés pour l'élimination du benzène ou des COV en tant que groupe. Cependant, seuls les dispositifs certifiés pour l'élimination des COV en tant que groupe permettent d'obtenir la garantie qu'une concentration finale de benzène inférieure à 0,001 mg/L est atteinte. Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 53 (Drinking Water Treatment Units - Health Effects) pour l'élimination des COV, le dispositif doit pouvoir abaisser de plus de 99 % une concentration de benzène de 0,081 mg/L dans des influents (provocation); la concentration finale maximale dans les effluents doit donc être inférieure à 0,001 mg/L (NSF/ANSI, 2006). Les dispositifs de traitement certifiés comme pouvant éliminer les COV conformément à la norme NSF/ANSI 53 utilisent généralement la technique d'adsorption sur charbon actif. Les systèmes d'osmose inverse certifiés conformes à la norme NSF/ANSI 58 (Reverse Osmosis Drinking Water Treatment Systems) peuvent aussi être certifiés pour la réduction des COV à une concentration finale de moins de 0,001 mg/L (NSF/ANSI, 2005). Cette norme s'applique uniquement aux systèmes d'osmose inverse installés au point d'utilisation.
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