Page 8 : Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique – le sélénium
Partie II. Science et considérations techniques (continué)
Le sélénium présente plusieurs états d'oxydation, mais seulement deux d'entre eux sont observés dans l'eau potable : le Se(IV) et le Se(VI). La spéciation chimique et le comportement du sélénium dépendent fortement du pH et du potentiel d'oxydoréduction du milieu. Dans les eaux naturelles (pH entre 6,0 et 9,0), en conditions oxydantes, le Se(VI) est prédominant sous une forme ionique divalente, soit l'anion SeO42−. Le Se(IV) est la forme la plus fréquente rencontrée en conditions réductrices; à un pH inférieur à 8,15, l'ion hydrogénosélénite HSeO3− est la forme dominante; à un pH supérieur à 8,15, l'anion divalent SeO32− sera la forme dominante. Les espèces réduites telles que le sélénium à l'état élémentaire (Se0) et les séléniures (HSe−) sont insolubles et sont généralement libérées sous forme de suspension colloïdale dans les eaux de surface. Les formes organiques de sélénium trouvées dans les eaux naturelles sont produites par une assimilation et une dégradation microbiologiques (McKeown et Marinas, 1985; Clifford, 1999).
Pour résoudre le problème du sélénium dans l'eau potable, on peut mélanger des eaux, choisir des sources d'approvisionnement faibles en sélénium ou éliminer le sélénium en excès à l'aide de procédés de traitement réalisés dans les réseaux de distribution publique ou à domicile. Le recours au mélange peut réduire les besoins en matériel ainsi que les coûts, car on mélange l'eau d'alimentation avec de l'eau traitée. Cependant, la concentration de sélénium dans l'eau à la source (concentration de départ) et l'efficacité du traitement détermineront s'il est avantageux de procéder au mélange (U.S. EPA, 1985).
L'élimination de l'excédent de sélénium dans l'eau potable n'a pas fait l'objet d'études à pleine échelle dans les usines de traitement. Par ailleurs, il existe peu de données sur les analyses réalisées en laboratoire et dans des usines pilotes. La spéciation du sélénium dans l'eau brute joue un rôle essentiel dans l'efficacité des méthodes de traitement utilisées pour éliminer le sélénium. Étant donné que la forme de sélénium détermine l'efficacité d'une méthode de traitement, l'élimination du Se(IV) et du Se(VI) sera examinée séparément le cas échéant.
L'U.S. EPA a établi que les procédés suivants sont les meilleurs sur le marché pour éliminer le sélénium dans l'eau potable : coagulation/filtration [pour le Se(IV) uniquement], adoucissement à la chaux, échange d'ions [pour le Se(VI) uniquement], osmose inverse, alumine activée et électrodialyse inverse [pour le Se(IV) uniquement]. Le taux d'efficacité de la plupart de ces techniques en matière d'élimination du sélénium varie entre 75 % et 99 %. Cependant, l'adoucissement à la chaux et l'électrodialyse inverse ont un taux d'élimination plus faible, qui est d'environ 50 % et 71 %, respectivement (U.S. EPA, 1991c). Les procédés classiques de coagulation et d'adoucissement à la chaux ont une capacité réduite d'élimination du Se(VI), mais on peut y avoir recours lorsque cette élimination est suffisante pour atteindre les valeurs recommandées pour le sélénium dans l'eau potable (U.S. EPA, 1989).
Dans plusieurs études, on a montré que des matériaux adsorbants contenant divers oxydes de fer étaient capables d'éliminer le sélénium dans l'eau. Il a été établi que le Se(IV) s'adsorbait plus facilement que le Se(VI) (Lo et Chen, 1997; Zingaro et coll., 1997; Li et Viraraghavan, 1998; Rovira et coll., 2008).
Le choix et l'efficacité d'un procédé de traitement sont conditionnés par plusieurs facteurs, à savoir la composition chimique de l'eau de la source d'approvisionnement, l'état d'oxydation du sélénium, la concentration de sélénium, les installations et les procédés de traitement préexistants, les objectifs du traitement ainsi que les coûts et les préoccupations relatives à la manipulation des résidus.
L'efficacité à laquelle on élimine le sélénium par filtration/coagulation conventionnelle dépend de l'état d'oxydation du sélénium, du type de coagulant et de sa quantité, de la concentration du sélénium dans l'eau brute et du pH de l'eau traitée (Sorg et Logsdon, 1978; Sorg, 1985). L'élimination du sélénium présent dans l'eau potable par un procédé de coagulation conventionnelle n'a pas encore été étudiée à pleine échelle dans une usine de traitement. Les essais de floculation et les essais menés à l'échelle pilote indiquent que les techniques conventionnelles de coagulation/filtration sont modérément efficaces pour ce qui est d'éliminer le Se(IV) (80 % d'efficacité) et inefficaces en termes d'élimination du Se(VI) de l'eau potable. Les procédés de coagulation/filtration conventionnelle et d'adoucissement à la chaux ne sont pas considérés comme les meilleures méthodes pour les nouveaux petits systèmes, à moins que ces procédés de traitement soient déjà en place (U.S. EPA, 1991c).
Les essais de floculation permettent d'évaluer les effets de différents paramètres, entre autres le type de coagulant, le pH de l'eau brute et la concentration de sélénium dans l'influent, sur l'efficacité de la coagulation. Les conditions optimales de traitement ont été validées à l'aide d'une étude réalisée dans une usine pilote. Les essais en laboratoire et à l'échelle pilote ont montré l'efficacité de la coagulation ferrique pour ce qui est de l'élimination du Se(IV) (70-80 %), et l'inefficacité relative de la coagulation par l'alun (10-20 %).
Des essais de floculation ont révélé que l'ajout d'une dose de sulfate ferrique de 25 mg/L permettait d'obtenir une réduction d'environ 80 % de la concentration de Se(IV) (enrichissement à 0,03 mg/L) dans de l'eau de surface dont le pH se situe dans la plage de 6 à 7. Dans des expériences menées en parallèle avec de l'eau souterraine, on a obtenu une diminution de 70 % de la concentration de Se(IV). L'efficacité de l'élimination baissait à 10 % lorsque le pH augmentait à 9 pour ce qui est des deux types d'eaux (Sorg, 1985).
Pour éliminer le Se(IV), il a été établi que les coagulants à base d'alun ne dépendaient pas du pH et étaient moins efficaces (10 à 25 %) que les coagulants à base de sulfate ferrique. L'ajout d'alun à une concentration de 25 mg/L à une eau de surface enrichie en Se(IV) à la concentration de 0,03 mg/L, et dont le pH se situait entre 6 et 7, a permis d'obtenir une élimination allant jusqu'à 25 %, alors que les essais réalisés avec de l'eau souterraine étaient associés à une baisse allant jusqu'à 15 %. Les coagulants ferriques et à base de d'alun ont éliminé plus efficacement le Se(IV) dans l'eau de surface que dans l'eau souterraine (Sorg et Logsdon, 1978; Sorg, 1985).
Sorg et Logsdon (1978) indiquent qu'il est possible d'améliorer l'élimination du sélénium en augmentant la quantité de l'un ou l'autre des coagulants. Des essais de floculation ont montré qu'une augmentation de la dose ferrique à un pH de 8,5 à 8,6 permettait de mieux éliminer le sélénium qu'à un pH situé entre 5,5 et 7,0. À l'opposé, des expériences menées avec des quantités croissantes d'alun ont permis de constater une meilleure élimination dans une fourchette de pH plus faible.
Afin de déterminer les effets de la concentration de Se(IV) dans l'influent sur l'efficacité de la coagulation, on a réalisé des essais de floculation avec des concentrations de départ de Se(IV) pouvant aller jusqu'à 10 mg/L. La capacité d'élimination du Se(IV) diminuait de 58 % à environ 30 % lorsque la concentration de Se(IV) dans l'eau brute augmentait de 0,1 mg/L à 10 mg/L en présence de sulfate ferrique à une concentration de 25 mg/L et à un pH de 7,2 (Sorg et Logsdon, 1978; Sorg, 1985).
Dans une étude menée à l'échelle pilote, le recours à des techniques de coagulation/de filtration sur couche double a montré que la concentration moyenne de Se(IV) de 0,027 mg/L dans l'eau de surface brute diminuait à 0,005 mg/L (81 % d'élimination) en présence d'une concentration de sulfate ferrique de 23 mg/L et à un pH de 6,9. Le taux d'élimination diminuait d'environ 30 % lorsque le pH augmentait à 8,3. L'ajout de sulfate ferique à la concentration de 30 mg/L a permis d'obtenir une réduction de 79 % de la concentration de Se(IV) (0,047 mg/L) dans de l'eau souterraine à un pH de 6,4. Des expériences réalisées en parallèle avec des concentrations d'alun variant entre 30 et 34 mg/L ont révélé une baisse de 20 % de la concentration de Se(IV) dans l'influent lorsque celle-ci se situait dans une plage de 0,019 à 0,03 mg/L dans de l'eau de surface dont le pH variait de 6,6 à 8,3. Après l'ajout d'alun à une concentration de 28 mg/L, la concentration de sélénium dans l'influent est passée de 0,056 mg/L à 0,04 mg/L (29 % d'élimination) dans de l'eau souterraine à un pH de 7,8 (Sorg et Logsdon, 1978; Sorg, 1985).
La co-précipitation implique l'adsorption et l'inclusion de contaminants sur un substrat précipitant, conduisant à la formation d'une phase solide mixte. L'adsorption de surface constitue l'un des principaux mécanismes de la co-précipitation. Au cours d'expériences en laboratoire, on a étudié les facteurs influant sur la précipitation fer/sélénium, tels que le type de précipitant (FeCl3 et FeSO4), le pH, le temps de mélange, la turbidité et la température. En raison de la compétition avec les anions SO42- pour ce qui est des sites d'adsorption, les expériences ont uniquement été menées et consignées pour le FeCl3. La concentration initiale de 0,05 mg/L de Se(IV) a été réduite de 83,8 à 93,4 % dans de l'eau artificielle, avec l'ajout de concentrations de FeCl3 allant de 5 à 20 mg/L et un pH entre 6 et 8. Le temps de mélange optimal se situait entre 5 et 10 minutes. La turbidité et la température de l'eau variaient grandement. Dans le cadre d'un approvisionnement en eau avec débit nominal de 2000 m3/jour, on a utilisé la co-précipitation fer/sélénium pour éliminer le sélénium de l'eau de source. Une concentration de 0,03 à 0,04 mg/L de sélénium (dont la forme n'a pas été spécifiée) dans l'influent a été réduite à moins de 0,01 mg/L dans les conditions suivantes : ajout d'une concentration de chlorure de fer de 5 mg/L, temps de mélange de 10 minutes et pH de 7 (Shi et coll., 2009).
Certaines études ont avancé que la préchloration pourrait avoir une incidence sur l'élimination du Se(IV) dans l'eau potable, car le chlore a tendance à oxyder le Se(IV) en Se(VI) (Sorg, 1985; Boegel et Clifford, 1986). Au cours d'essais de coagulation après préchloration avec du chlore à la concentration de 2 mg/L et à un pH de 6,4, on a observé une baisse de l'efficacité de l'élimination du Se(IV) de 56 % à 21 % lorsque le temps de contact avec le chlore augmentait de 0 à 60 minutes. La coagulation avait été réalisée avec de l'eau de puits enrichie de Se(IV) à la concentration de 0,1 mg/L et du sulfate ferrique à la concentration de 25 mg/L. On a constaté la même tendance à la baisse à un pH situé entre 7,9 et 8,1, mais pas entre 6,8 et 7,8 (Sorg, 1985). Cependant, Boegel et Clifford (1986) ont établi que le pH optimal permettant une oxydation du Se(IV) par le chlore libre à une concentration de 2 mg/L se situait entre 6,5 et 7,5.
Des essais de floculation et des essais menés à l'échelle pilote indiquent que les techniques conventionnelles de coagulation/filtration sont inefficaces pour éliminer le Se(VI) des sources d'approvisionnement en eau potable. Dans des essais de floculation réalisés avec du sulfate ferrique et de l'alun à des concentrations pouvant atteindre 200 mg/L et à des pH variant de 6 à 8, on a fait état d'une élimination du Se(VI) inférieure à 10 % à la fois avec de l'eau de surface et de l'eau souterraine (Sorg et Logsdon, 1978; Sorg, 1985; U.S. EPA, 1985).
Dans des études effectuées à l'échelle pilote avec des coagulants à base de sulfate ferrique et d'alun, on a obtenu une diminution de 11 % et de 18 % de la concentration de Se(VI), respectivement, dans des eaux décantées. Les essais ont été réalisés avec du sulfate ferrique à la concentration de 32 mg/L, une concentration de Se(VI) de départ de 0,097 mg/L et un pH de 6,5. Dans les essais menés avec un coagulant à base d'alun, on a utilisé une concentration d'alun de 25 mg/L, une concentration de départ de Se(VI) de 0,028 mg/L et un pH de 6,8 (Sorg et Logsdon, 1978; Sorg, 1985).
Dans le cadre d'essais de floculation et d'études faisant appel à un adoucissement à la chaux réalisés dans une station pilote, il a été démontré que l'on pouvait obtenir environ 50 % d'élimination du Se(IV), mais aucune élimination du Se(VI). L'adoucissement à la chaux est influencé par le pH.
À un pH de 11,5, on a obtenu une élimination maximale du Se(IV) (45 % à 50 %), mais le taux d'élimination diminue à 30 % lorsque le pH baisse à 9.5. L'efficacité de l'élimination demeure constante à environ 50 % avec une augmentation de la concentration de Se(IV) dans l'influent dans une plage de 0,05 à 10 mg/L (Sorg, 1985).
Les résultats de l'élimination du Se(VI) étaient semblables à ceux signalés pour la coagulation conventionnelle, c'est-à-dire une élimination maximale de 10 % à un pH situé entre 9 et 11,5, lorsque la concentration de départ du Se(VI) se situe dans la fourchette allant de 0,03 à 10 mg/L (Sorg et Logsdon, 1978; Sorg, 1985; U.S. EPA, 1985).
Les essais effectués en usine pilote ont confirmé les résultats des essais de floculation. Dans les expériences menées à l'échelle pilote, on a obtenu des réductions d'environ 50 % et 10 % pour le Se(IV) (0,028 mg/L) et le Se(VI) (0,038 mg/L), respectivement, à un pH de 11,3. Ces pourcentages correspondaient aux baisses calculées associées aux concentrations de 0,013 mg/L pour le Se(IV) et de 0,034 mg/L pour le Se(VI) dans l'eau traitée, pour ce qui est des eaux souterraines (Sorg et Logsdon, 1978; Sorg, 1985).
L'échange d'ions est un procédé physicochimique au cours duquel des ions sont échangés entre l'eau brute et une phase solide, la résine. À mesure que les ions de l'eau brute déplacent les ions de la résine, la capacité de celle-ci s'épuise graduellement et la concentration dans l'eau traitée augmente (point de fuite du contaminant). Une fois que la résine a atteint sa capacité (c'est-à-dire lorsque tous les sites sont occupés par le contaminant sous forme ionique), on doit la régénérer pour qu'elle revienne à son état d'origine. La présence de contaminants organiques, de solides en suspension, de calcium ou de fer peut encrasser les résines échangeuses d'ions.
On estime qu'il est possible d'obtenir une efficacité supérieure à 80 % pour ce qui est de l'élimination du sélénium de l'eau potable avec des résines échangeuses d'anions fortement basiques (U.S. EPA, 1990b, c). Parmi les facteurs ayant une influence sur l'élimination du sélénium par échange d'ions, citons l'état d'oxydation du sélénium, la concentration des anions en compétition et le type de résine choisie. Comme le sélénium est habituellement présent à l'état de trace dans l'eau potable, l'efficacité de son élimination dépend de la concentration des anions les plus fréquents présents dans l'eau potable, soit le sulfate, le nitrate, le chlorure et le bicarbonate. Il a été établi que le comportement échangeur d'ions du Se(IV) est semblable à celui du nitrate, alors que le comportement du Se(VI) est identique à celui du sulfate (Maneval et coll., 1985). Toutefois, Boegel et Clifford (1986) ont démontré que le nitrate était favorisé par rapport au Se(IV), et que le Se(VI) était nettement favorisé par rapport au sulfate. Des études pilotes devraient être effectuées afin de vérifier l'efficacité de la technologie d'échange d'ions pour la qualité de l'eau pour un site particulier.
La faible sélectivité de la résine envers le Se(IV) relativement à d'autres ions indique que celui-ci n'est pas favorisé lors d'un échange d'ions. Les résines échangeuses d'anions fortement basiques présentent une moins grande affinité envers les anions Se(IV) qu'envers le Se(VI), le nitrate et le sulfate (Maneval et coll., 1985; Boegel et Clifford, 1986; Li et Viraraghavan, 1998). Le pH de l'eau traitée est un autre facteur ayant des effets sur l'échange ionique visant l'élimination du Se(IV). Le comportement échangeur de l'ion hydrogénosélénite (HSeO3−) et de l'ion sélénite (SeO32−) devrait aussi être pris en considération, car la sélectivité envers l'anion monovalent est plus faible que celle envers l'anion divalent (Maneval et coll., 1985).
Clifford (1999) indique qu'un pic chromatographique de Se(IV) peut survenir. Ce phénomène s'explique par le fait que les ions moins favorisés se concentrent dans la colonne et à un moment donné, sont évacués de la colonne à une concentration bien supérieure à celle dans l'affluent. En laboratoire, on a utilisé une colonne échangeuse d'ions pour traiter de l'eau souterraine artificielle minéralisée contenant une concentration de matières dissoutes totales de 712 mg/L, une concentration de sulfate de 192 mg/L et une concentration de Se(IV) de 0,1 mg/L. Le recours à une résine échangeuse d'anions fortement basique a permis d'obtenir une concentration en Se(IV) de 0,01 mg/L lorsque les conditions étaient les suivantes : durée du passage en colonne de 152 volumes de lit et temps de contact en fût vide de cinq minutes. Le pic chromatographique de 0,54 mg/L de Se(IV) (5,4 fois la concentration de départ) est survenu à 237 volumes de lit (Boegel et Clifford, 1986).
Dans une expérience menée en laboratoire à l'aide d'une résine échangeuse d'anions quaternaires de type I fortement basique, on a réussi à abaisser la concentration de Se(IV) de 0,1 mg/L à 0,01 mg/L lorsque la durée du passage en colonne était de 238 volumes de lit et la capacité d'adsorption de 23,3 mg de Se(IV) par litre de substrat. Bien que le temps de contact en fût vide n'ait pas été fourni dans l'article publié, ce dernier s'inspire de la thèse de l'auteur (Li, 1998), qui indique un temps de contact en fût vide d'environ 2,87 minutes. La résine était épuisée après 18 heures d'exploitation avec passage de 371 volumes de lit, pendant lesquelles sa capacité d'adsorption était de 31,9 mg par litre de substrat. On a réalisé l'expérience avec de l'eau de robinet enrichie en sélénium et en présence d'une concentration de sulfate de 366 mg/L (Li et Viraraghavan, 1998; Li, 1998). Les auteurs n'ont pas observé de pic chromatographique, mais ce phénomène est à prendre sérieusement en considération lorsque l'on utilise l'échange d'anions pour éliminer le Se(IV). Le pic chromatographique se traduit par une concentration de Se(IV) dans l'eau traitée supérieure à celle dans l'influent en raison de la présence d'ions sulfates et nitrates, qui déplacent les ions Se(IV) adsorbés sur la résine (Clifford, 1999).
Des résines échangeuses de cations et des résines chélatrices modifiées ont été utilisées pour éliminer le Se(IV). Maneval et coll. (1985) ont révélé qu'une résine cationique faiblement acide chargée d'ions ferriques pouvait servir à éliminer le sélénite d'une eau contenant des ions sulfates et des ions chlorures. Dans le cadre d'une étude approfondie récente, des essais en laboratoire faisant appel à une résine en polymère chélatrice dont la phase solide contient des ions de cuivre(II) immobilisés ont montré une plus grande affinité envers les anions Se(IV) qu'envers les anions Se(VI), sulfate et chlorure. Le recours à une colonne échangeuse d'ions à lit fixe a permis de réduire le Se(IV) à une concentration inférieure à 0,01 mg/L lorsque la concentration dans l'influent était de 2 mg/L, en présence de Se(VI) à une concentration de 2 mg/L, de sulfate à une concentration de 100 mg/L et de chlorure à une concentration de 200 mg/L, à un pH de 9,5 et lorsque le temps de contact en fût vide était de 0,21 heure (12,6 minutes). Les expériences indiquent que la résine échangeuse d'ions a abaissé sélectivement la concentration de Se(IV), vu que le volume de lit de l'eau traitée était supérieur à 1 000 pour le Se(IV), tandis que celui du Se(VI) était de 200 (Ramana et Sengupta, 1992). Les auteurs indiquent que la régénération de la résine est possible à l'aide de saumure ou de carbonate de sodium; toutefois, la régénération et la réutilisation d'une résine chélatrice chargée de cuivre peuvent poser des difficultés.
Les résines échangeuses d'anions fortement basiques permettent d'éliminer plus efficacement le Se(VI) que le Se(IV) (Boegel et Clifford, 1986; Li et Viraraghavan, 1998). Cependant, l'efficacité de l'élimination du Se(VI) est limitée en présence d'ions sulfates, car l'affinité envers le sulfate est presque aussi grande que celle envers le Se(VI), et le sulfate est généralement présent en concentration beaucoup plus élevée, ce qui donne lieu à une compétition avec le Se(VI) pour se fixer aux sites échangeurs d'ions (Maneval et coll., 1985; Boegel et Clifford, 1986). Selon Boegel et Clifford (1986), le nombre de volumes de lit à traiter avant la fuite du Se(VI) peut augmenter lorsque la concentration de sulfate diminue. On prévoit une augmentation supérieure à 700 volumes de lit lorsqu'une résine échangeuse d'anions fortement basique traite l'eau d'une source d'approvisionnement contenant du sulfate à la concentration de 50 mg/L par rapport à une concentration en sulfate de 192 mg/L.
Les expériences menées à l'échelle pilote à l'aide d'une résine échangeuse d'anions fortement basique, préparée pour éliminer sélectivement le nitrate dans l'eau potable, indiquent une forte affinité de celle-ci envers les anions Se(VI) (Cousin et coll., 2011). D'après les résultats, le sélénium était éliminé en même temps que les anions compétiteurs, soit les sulfates et les chlorures. Les auteurs ont également publié des résultats sur l'élimination du Se(VI) à l'aide d'une résine fraîche et d'une résine régénérée. Selon les données, après un deuxième cycle de régénération, dans le cas d'une eau souterraine, la résine échangeuse d'anions fortement basique était capable d'abaisser de 30,1µg/L à 0,5 µg/L la concentration de Se(VI) dans l'influent pour une durée du passage en colonne de 920 volumes de lit, tandis que la concentration de nitrate avait diminué d'environ 20 mg/L à 3,44 mg/L. La concentration de Se(VI) dans les échantillons d'eau traitée par résine échangeuse d'anions fortement basique augmentait graduellement au fil du temps et se situait dans l'intervalle suivant : en dessous de 0,5 µg/L après 64 heures (920 volumes de lit) à 8,3 µg/L après 84 heures de traitement (1 240 volumes de lit). La concentration de nitrate dans les échantillons a augmenté de 3,44 mg/L à 16,8 mg/L après 84 heures (1 240 volumes de lit) (Cousin et coll., 2011).
Des expériences menées en laboratoire ont permis d'évaluer une résine échangeuse d'anions fortement basique à base de chlorure utilisée pour éliminer le Se(VI) dans une eau artificielle et minéralisée contenant des matières dissoutes totales à la concentration de 712 mg/L et du sulfate à la concentration de 192 mg/L. La colonne échangeuse d'ions a traité des concentrations de Se(VI) dans l'influent variant entre 0,1 mg/L et 0,01 mg/L, pour une durée du passage en colonne de 235 volumes de lit. La colonne échangeuse d'ions fonctionnait à un pH de 8,3, et le temps de contact en fût vide était de cinq minutes. L'élution du Se(VI) est survenue après celle des ions sulfate, et on n'a pas observé de pic chromatographique (Boegel et Clifford, 1986). Une autre expérience en laboratoire a révélé qu'une résine échangeuse d'anions fortement basique de type I était capable de réduire la concentration de Se(VI) de 0,1 mg/L à 0,01 mg/L pour une durée du passage en colonne de 361 volumes de lit, ce qui équivaut à une capacité d'adsorption de 36,3 mg de Se(VI) par litre de substrat. Le temps de contact en fût vide n'a pas été précisé dans l'article publié, mais ce dernier reposait sur la thèse de l'auteur (Li, 1998), qui indiquait un temps de contact en fût vide d'environ 2,87 minutes. La résine était complètement épuisée après 28 heures d'exploitation, présentait une capacité d'absorption de 52,3 mg de Se(VI) par litre de substrat et la durée du passage en colonne était de 595 volumes de lit. L'expérience a été réalisée en utilisant de l'eau de robinet enrichie en sélénium et en présence d'une concentration de sulfate de 366 mg/L (Li et Viraraghavan, 1998).
En s'appuyant sur des expériences de laboratoire, Clifford (1999) estime que l'échange ionique combiné à une étape de prétraitement oxydant le Se(IV) en Se(VI) serait techniquement envisageable. Le recours à une concentration de chlore libre de 2 mg/L a permis d'obtenir une oxydation de 60 % du Se(IV) en cinq minutes à un pH variant entre 6,5 et 8. Toutefois, à un pH de 9, seulement 15 % du Se(IV) a pu s'oxyder en cinq minutes. Dans cette étude, il a été démontré que le peroxyde d'hydrogène et le permanganate de potassium étaient moins efficaces et que l'oxygène était inefficace (Clifford, 1999).
Lorsqu'on utilise des résines échangeuses d'anions fortement basiques, il faut prendre en considération le risque de libération de nitrosamines par la résine. Kemper et coll. (2009) ont établi qu'une nouvelle résine ou une résine ayant été exposée à des désinfectants (chlore et chloramines) peut libérer des nitrosamines lorsque les impuretés de fabrication sont éliminées. Afin de réduire au minimum la formation de nitrosamine, il faut porter une attention particulière à ce facteur lorsqu'on choisit une résine échangeuse d'ions fortement basique (Kimoto et coll., 1980; Najm et Trussell, 2001).
La technique de l'osmose inverse (OI) consiste à forcer l'eau à traverser une membrane, les espèces ioniques comme le Se(IV) et le Se(VI) étant alors retenues dans le flux résiduaire. L'efficacité d'un système de traitement par osmose inverse dépend de plusieurs facteurs, notamment la qualité de l'eau brute, le type de membrane, le poids moléculaire seuil et la capacité de récupération du système (Jacangelo et coll., 1997). La présence de fer, de manganèse, de silice, de composés produisant du tartre et la turbidité peuvent avoir des répercussions sur l'efficacité du système. Il est nécessaire de prétraiter l'eau brute afin d'éviter l'entartrage et l'encrassement des membranes d'OI. L'eau traitée nécessite généralement un post-traitement, qui consiste à ajuster le pH et l'alcalinité.
Il a été établi que les techniques d'OI sont efficaces pour éliminer le sélénium de l'eau potable. Des études menées à l'échelle pilote ont révélé qu'il était possible d'obtenir une efficacité d'élimination du sélénium dans l'eau potable de l'ordre de 75 % à 99 % au moyen de l'OI (Sorg et coll., 1980; U.S. EPA, 1985, 1989; Huxstep et Sorg, 1988), et cette technique est généralement utilisée pour éliminer d'autres matières dissoutes présentes en concentrations élevées (U.S. EPA, 1989). Comme les systèmes de traitement par OI produisent généralement une eau de grande qualité, le fait de pouvoir mélanger l'eau traitée avec de l'eau brute afin d'obtenir une eau traitée de qualité acceptable peut constituer un facteur favorisant le choix de ce type de traitement (U.S. EPA, 1985).
Huit systèmes de traitement par OI dont la capacité nominale varie de 800 à 1 million de gallons par jour (0,003 à 3,8 ML/jour) ont diminué avec efficacité la concentration de sélénium dans de l'eau souterraine. Les systèmes faisaient appel à des fibres creuses et/ou à des membranes d'acétate de cellulose en spirale, fournies par six fabricants différents. Les données des systèmes de traitement par OI dont la capacité variait de 0,115 à 3,8 ML/jour indiquent que les concentrations de sélénium situées dans la plage de 0,014 à 0,25 mg/L étaient abaissées à un niveau inférieur à la limite de détection (0,005 mg/L). Ces systèmes fonctionnaient avec un taux de récupération nominale de l'eau de l'ordre de 50 % à 75 % et à une pression d'alimentation de 2 800 à 2 900 kPa (400 à 425 psi). Avec des systèmes plus petits (0,003 à 0,019 ML/jour) présentant un taux de récupération prévu de l'eau de 35 % à 50 % et une pression d'alimentation de 1 400 à 2 800 kPa (200 à 400 psi), on a obtenu une concentration dans l'eau traitée inférieure au seuil de détection (0,005 mg/L) lorsque la concentration de départ se situait entre 0,015 et 0,025 mg/L. Les traitements comprenaient un prétraitement de l'eau brute, une unité d'OI et un post-traitement. Le prétraitement incluait les étapes suivantes : filtration, ajustement du pH à 6-6,2 et séquestration du calcium et du magnésium. Le post-traitement consistait à ajuster le pH, à dégazer et à désinfecter (Sorg et coll., 1980).
Des essais menés à l'échelle pilote ont permis d'évaluer l'efficacité de cinq membranes d'OI différentes pour ce qui est d'éliminer les contaminants inorganiques. Chaque membrane a été testée selon les spécifications du fabricant. La pression de départ de l'eau, le taux de récupération de l'eau et le débit de l'eau traitée variaient en fonction de la membrane. Des études ont révélé un taux élevé de rejet, variant entre 95 % et 99 % et de 98 % à plus de 99 % pour ce qui est du Se(IV) et du Se(VI), respectivement, dans plusieurs conditions d'exploitation. La concentration déclarée dans l'eau traitée était située entre 0,33 et 1,5 mg/L pour le Se(IV) et entre 0,61 et 2,7 mg/L pour le Se(VI) (Huxstep et Sorg, 1988).
Lorsqu'on traite par OI, il faut tenir compte de l'élimination des rejets et du risque d'une corrosivité accrue de l'eau traitée (Schock et Lytle, 2011). Comme le traitement par OI rejette une partie considérable de l'influent sous la forme d'une saumure riche en contaminants (Taylor et Wiesner, 1999), celle-ci doit être éliminée convenablement. L'élimination des contaminants peut causer un déséquilibre des minéraux, qui peut augmenter la corrosivité de l'eau traitée (Schock et Lytle, 2011). Dans la plupart des cas, il faut prendre des mesures pour lutter contre la corrosion à l'étape du post-traitement.
L'élimination du sélénium présent dans l'eau potable par l'alumine activée a été étudiée en laboratoire. Le traitement à l'alumine activée permet d'éliminer 85 % à 95 % du sélénium. Cependant, la faisabilité du traitement dépend des formes de sélénium présentes dans l'eau brute, car l'alumine activée adsorbe de préférence le Se(IV) (U.S. EPA, 1985, 1989).
Le traitement à l'alumine activée est un processus physicochimique par lequel les ions présents dans l'eau brute sont adsorbés sur une surface composée d'alumine activée et oxydée. Les lits denses d'alumine activée peuvent être utilisés en série ou en parallèle. L'eau brute s'écoule continuellement à travers les lits. Les ions des contaminants présents dans l'eau prennent la place des hydroxydes situés à la surface de l'alumine. Lorsque les sites d'adsorption sur l'alumine activée sont tous remplis, le lit doit être régénéré. On régénère l'alumine activée en effectuant les étapes suivantes : rinçage avec une solution régénérante (hydroxyde de sodium), rinçage à l'eau et neutralisation avec un acide tel que l'acide sulfurique pour la récupération du Se(IV) et l'acide chlorhydrique pour la récupération du Se(VI) (U.S. EPA, 1998).
Selon certaines études, le traitement à l'alumine activée est efficace pour éliminer les contaminants inorganiques, y compris l'arsenic, le sélénium, le fluorure et la silice. Étant donné que l'alumine activée est amphotère, l'adsorption dépend du pH. À un pH inférieur à 8,2 (valeur de charge nulle généralement utilisée pour l'alumine activée), la surface de l'alumine activée présente une charge nette positive et adsorbera les anions présents dans l'eau (Clifford, 1999). Les facteurs tels que le pH, l'état d'oxydation des contaminants, la concentration du régénérant et son débit, les ions en compétition et le temps de contact en fût vide peuvent influencer l'élimination des contaminants inorganiques par l'alumine activée. Lorsque l'on recourt à une méthode faisant appel à l'alumine activée, il faut tenir compte des problèmes de fonctionnement suivants : dégradation de l'alumine activée au cours de la régénération et encrassement du lit d'alumine activée, ce qui entraîne une perte de charge accrue du lit de substrat. Le traitement par l'alumine activée présente également un risque de pic chromatographique, c'est-à-dire que la concentration de sélénite dans l'eau traitée dépasse celle de l'influent en raison de la présence d'ion de plus grande affinité comme le fluorure ou le phosphate dans l'influent.
Il est possible que l'alumine activée ne convienne pas pour les petits systèmes en raison d'exigences particulières liées au fonctionnement. Ce type de traitement nécessite une surveillance et une maintenance adéquates, notamment l'utilisation de bases (hydroxyde de sodium) et d'acides (acide sulfurique ou acide chlorhydrique) concentrés pour régénérer l'alumine activée. Le recours à ces substances peut être dangereux, en particulier pour les personnes qui ne disposent pas des connaissances et des compétences nécessaires à la manipulation des matières dangereuses. Il est nécessaire de tenir compte des exigences liées à la manipulation et à l'élimination des produits chimiques avant de choisir ce type de traitement (U.S. EPA, 1989, 1998).
Adsorption du Se(IV)
Dans un laboratoire, on a étudié une colonne d'alumine activée fonctionnant à un débit constant pour évaluer l'efficacité d'élimination du Se(IV) dans de l'eau de puits artificielle (Trussell et coll., 1980). Dans l'étude, on a déterminé le point de fuite dans les conditions suivantes : trois concentrations différentes de Se(IV) dans l'influent, pH dans la plage de 5 à 7 et taux de charge à la surface de 3 gallons par min/pi2 (7,3 m3/h), et temps de contact en fût vide de 1,87 minute, calculé dans le cas d'une colonne de neuf pouces de longueur et pour le débit utilisé dans l'étude. Le point de fuite a été défini comme étant la quantité de sélénium adsorbé par litre d'alumine activée avant que la concentration de sélénium dans l'eau traitée dépasse la concentration ciblée de 0,01 mg/L. Trussell et coll. (1980) ont relevé les points de fuite suivants dans le cas de l'alumine activée :
| pH | Concentrations de Se(IV) dans l'influent | Volumes de lit | ||
|---|---|---|---|---|
| 0,05 mg/L | 0,1 mg/L | 0,2 mg/L | ||
| Point de fuite (mg de Se(IV)/L d'alumine activée) | ||||
| 5 | 60 | 120 | 235 | 1 200 |
| 6 | 45 | 90 | 175 | 900 |
| 7 | 25 | 50 | 100 | 500 |
L'alumine activée présentait une capacité d'adsorption optimale pour le Se(IV) lorsque le pH se situait entre 5 et 6, et la capacité du substrat était proportionnelle à la concentration de départ du sélénium dans l'eau brute. Dans l'étude, on a examiné les effets de divers ions sur l'efficacité de l'adsorption du Se(IV) sur l'alumine activée. Les ions bicarbonate avaient la plus grande incidence sur l'adsorption du Se(IV), contrairement aux ions chlorure, nitrate et sulfate, qui n'avaient qu'un effet minime. Selon le graphique des données de l'expérience, une augmentation de la concentration de bicarbonate de 50 à 200 mg/L réduisait l'efficacité d'élimination du Se(IV) d'environ 10 % à un pH situé entre 6,0 et 6,5. Les cations calcium, magnésium et sodium, à une concentration pouvant atteindre 200 mg/L, n'ont pas eu d'effets sur l'adsorption du Se(IV).
L'alumine activée a été régénérée à l'aide d'une solution d'hydroxyde de sodium à 0,5 % à un débit de 0,5 gallon par min./pi2 (1,2 m/h). Le débit de la solution régénérante influençait considérablement la récupération du Se(IV) et l'élimination qui s'ensuit. Les expériences indiquent que le pourcentage de récupération du Se(IV) au cours de la régénération doublait lorsque le débit de la solution régénérante diminuait de 1,0 à 0,5 gallon par min./pi2 (2,4 à 1,2 m/h), et le temps de contact en fût vide (calculé à partir des données de l'étude), augmentait de 5,6 minutes à 11,2 minutes dans le cas d'une colonne de 9 pouces.
Adsorption du Se(VI)
Comme le Se(VI) présente une faible affinité pour l'alumine activée relativement à d'autres ions, son adsorption est susceptible d'être gênée par les interférences des autres ions. Selon certaines expériences, la capacité d'adsorption de l'alumine activée envers le Se(VI) était approximativement égale au 1/13 de la capacité envers le Se(IV) dans des conditions semblables (Trussell et coll., 1980; Kreft, 1985).
Les ions sulfate nuisent considérablement à l'élimination du Se(VI) par l'alumine activée. Trussell et coll. (1980) ont signalé que le nombre de volumes de lit pouvant être traités avant la fuite du Se(VI) peut diminuer sensiblement en présence de sulfate. Une augmentation de la concentration de sulfate de 5 à 500 mg/L diminue le nombre de volumes de lit de l'eau traitée de 450 à 15, à un pH de 6. Ces capacités ont été mesurées pour une concentration de Se(VI) dans l'influent de 0,05 mg/L en présence d'une concentration de bicarbonate de 100 mg/L. Lorsque le ratio sulfate sur Se(VI) est faible, la capacité d'adsorption de l'alumine activée envers le Se(VI) est accrue. Des analyses semblables indiquent que l'effet de la concentration de bicarbonate n'était pas aussi accentué que celui du sulfate. Une augmentation de la concentration de bicarbonate de 5 à 500 mg/L a réduit le nombre de volumes de lit de l'eau traitée de 125 à 33, à un pH de 6. Des analyses d'alcalinité ont été réalisées lorsque la concentration de Se(VI) dans l'influent était de 0,05 mg/L et la concentration de sulfate, de 100 mg/L. Les ions chlorure et nitrate n'ont pas eu d'effet marqué sur l'adsorption de Se(VI). Le sodium, le magnésium et le calcium, à des concentrations pouvant atteindre 200 mg/L chacun, n'ont pas nui à l'adsorption du Se(VI). Selon l'étude, il a été établi que les concentrations de calcium et de magnésium pouvaient légèrement améliorer l'adsorption du Se(VI), en raison d'un phénomène d'« adsorption secondaire ». L'adsorption secondaire est l'adsorption simultanée de cations multivalents par des anions ou l'adsorption simultanée d'anions multivalents par des cations (Trussell et coll., 1980).
Une étude en laboratoire a été réalisée à l'aide d'une colonne d'alumine activée à débit constant traitant de l'eau de puits artificielle dont la concentration en Se(VI) était de 0,01 mg/L, avec une durée du passage en colonne de 100, 70 et 35 volumes de lit (capacité d'adsorption de l'alumine de 4,5, 3,2 et 1,6 mg/L, respectivement) et à un pH de 5, 6 et 7 respectivement. Il a été possible d'atteindre l'objectif fixé de 0,01 mg/L en traitant une concentration de 0,05 mg/L de Se(VI) dans l'influent en présence d'anions sulfate à une concentration de 100 mg/L. Dans l'étude, on a utilisé de l'hydroxyde de sodium à 0,5 % pour régénérer l'alumine activée à un débit de 2 gallons par min./pi2 (4,8 m/h) et de l'acide chlorhydrique pour neutraliser le lit (Trussell et coll., 1980).
L'électrodialyse est un procédé de séparation électrochimique dans lequel des espèces chargées provenant de l'eau traversent une membrane semi-perméable sous l'influence d'un potentiel électrique. Les membranes forment des empilements « parallèles », et chaque membrane successive transporte un courant électrique direct. Les cations et les anions migrent à travers les membranes cationiques et anioniques, respectivement. Dans le procédé de l'électrodialyse inverse, la polarité des électrodes change régulièrement de part et d'autre des membranes échangeuses d'ions, ce qui cause une inversion du déplacement des ions. Cette étape réduit au minimum l'accumulation de tartre sur les membranes, et par conséquent, ce procédé peut être employé pendant des périodes plus longues entre les nettoyages. Comme l'électrolyse est généralement automatisée, on peut l'exploiter à temps partiel. Parfois, elle peut convenir pour les petits systèmes (U.S. EPA, 1998).
Après des essais sur le terrain, on a fait état d'une baisse de la concentration de sélénium dans de l'eau souterraine, laquelle est passée de 0,05 mg/L à 0,002 mg/L. Il n'existe aucune donnée sur les conditions d'exploitation des systèmes d'électrodialyse (U.S. EPA, 1985). Selon certaines données tirées de deux unités mobiles traitant de l'eau provenant d'un réseau public, l'électrolyse inverse est capable de réduire la concentration de sélénium dans l'eau de la source d'approvisionnement. Selon cette étude, il est possible d'obtenir une diminution moyenne de la concentration en sélénium de 71 % lorsque la concentration dans l'influent se situe dans une plage de 0,005 à 0,0075 mg/L dans le cas de l'eau de puits. Le prétraitement de l'eau brute comprenait une filtration au charbon (Folster et coll., 1980; U.S. EPA, 1991c).
Les installations qui prévoient recourir à l'électrodialyse pour réduire la concentration du sélénium, des matières dissoutes totales et des métaux à l'état de trace doivent effectuer des analyses à l'échelle pilote avec l'eau brute pour vérifier l'efficacité de l'élimination du sélénium.
L'élément actif présent dans le « sable vert » est la glauconite, un minéral vert enrichi en fer présentant des propriétés échangeuses d'ions. Dans la filtration sur sable vert au manganèse, les métaux solubles dans l'eau, comme le fer et le manganèse, sont oxydés et précipitent lorsqu'ils entrent en contact avec les oxydes de manganèse présents sur les granules de sable vert. Lorsque le lit de sable vert au manganèse est épuisé, on le régénère afin de restituer sa capacité oxydante.
On a étudié en laboratoire (Li et Viraraghavan, 1998) au moyen d'essais sur colonne l'efficacité de la filtration sur sable vert au manganèse pour éliminer du Se(IV) et du Se(VI) ajoutés dans de l'eau de robinet. La colonne a abaissé la concentration de Se(IV) dans l'eau brute de 0,1 mg/L à 0,01 mg/L (élimination de 90 %), ce qui a permis d'obtenir une capacité d'adsorption de 1,73 mg/L de substrat. Il a été établi que l'ajout de chlorure de fer à l'eau brute améliorait l'élimination de Se(IV). On a fait état de capacités d'adsorption du sélénium(IV) de 2,37 et 3,2 mg/L de substrat lorsque le ratio fer sur Se(IV) était de 10:1 et de 20:1, respectivement. Le procédé était inefficace pour ce qui est de l'élimination du Se(VI) (Li et Viraraghavan, 1998).
Parmi les techniques de traitement émergentes, citons les suivantes :
- Matières à base de fer : L'hydroxyde ferrique sous forme granulaire est un substrat adsorbant à base de fer couramment utilisé pour éliminer l'arsenic de l'eau potable. On a signalé que le recours à des systèmes avec substrat granulaire à base d'hydroxyde ferrique destinés à éliminer l'arsenic permettait d'éliminer le sélénium de l'eau potable. Toutefois, aucune donnée sur l'élimination du sélénium n'a été publiée (Cumming et coll., 2007).
Le substrat à base d'oxyde ferrique est un substrat à base de fer qui adsorbe l'arsenic et d'autres ions dont le sélénium (U.S. EPA, 2005). L'adsorption est efficace lorsque le pH se situe entre 6,0 et 8,0. À des valeurs de pH supérieures à la fourchette allant de 8,0 à 8,5, il est recommandé d'ajuster le pH pour maintenir la capacité d'adsorption. La silice et le phosphate sont des ions compétiteurs qui peuvent réduire la capacité d'adsorption. Aucune donnée sur l'élimination du sélénium n'a été publiée.
Plusieurs chercheurs ont étudié les propriétés du sable enrobé d'oxyde de fer (Lo et Chen, 1997; Li et Viraraghavan, 1998), du sable enrobé d'oxyde d'aluminium (Kuan et coll., 1998) et des oxydes de fer naturels (Zhang et Sparks, 1990; Rovira et coll., 2008) pour éliminer le sélénium de l'eau. Selon des études, les deux formes de sélénium présentent un degré d'adsorption différent envers les oxydes de fer et d'aluminium, et il a été établi que le Se(IV) s'adsorbait plus facilement que le Se(VI).
Une étude sur colonne effectuée en laboratoire indique que l'élimination du sélénium par l'utilisation de sable enrobé d'oxyde de fer était possible dans le cas du Se(IV). Selon l'étude, on a obtenu une réduction de 90 % de la concentration de Se(IV) ajouté à de l'eau de robinet (0,1 mg/L), ce qui a permis d'obtenir une capacité d'absorption de 2,7 mg de Se(IV)/L de substrat. Cependant, le procédé s'est révélé inefficace pour le Se(VI) (Li et Viraraghavan, 1998). Lo et Chen (1997) ont fait état d'une élimination presque complète du Se(IV) dont la concentration de départ était de 10 mg/L, après 10 minutes de contact avec 100 g/L de sable enrobé d'oxyde de fer. Pour obtenir une diminution semblable dans le cas du Se(VI) avec la même concentration de départ, il a fallu approximativement 90 minutes. Les auteurs ont signalé une capacité d'absorption du Se(IV) de l'ordre de 0,014 à 0,017 mmol/g et de 0,013 à 0,014 mmol/g dans le cas du sable enrobé d'oxyde de fer (Lo et Chen, 1997). Dans des expériences menées en laboratoire, le recours à l'hydroxyde de fer(II) a permis de réduire la concentration de sélénium dans l'influent de 0,004 mg/L à une concentration inférieure à 0,001 mg/L à un pH de 8,8 (Zingaro et coll., 1997). Dans une autre expérience, l'utilisation de sable enrobé d'oxyde d'aluminium a permis d'éliminer le sélénium de l'eau. Selon l'étude, la capacité d'adsorption était d'environ 0,5 mg/g de substrat dans le cas du Se(IV) et de 0,23 mg/g de substrat dans le cas du Se(VI) à un pH situé entre 7,18 et 8,3 (Kuan et coll., 1998). - Adsorption à l'aide d'un composite polymère-argile :Plusieurs composites à base de polymère-argile ont été mis au point et ont subi des essais pour vérifier leur capacité à éliminer le sélénium présent dans l'eau. L'utilisation de composites chitosan-argile a permis d'obtenir une capacité d'absorption de 18,4 mg de Se(VI) par gramme de substrat. Le composite présentait une affinité envers le sélénium comparativement à d'autres ions en présence de sulfate et était capable de réduire une concentration de Se(VI) de 0,64 mg/L à un niveau inférieur à 0,01 mg/L dans l'eau souterraine (Bleiman et Michael, 2010).
- Dissimilation : Dans le cadre d'un traitement biologique, on emploie des microorganismes pour réduire, oxyder ou éliminer les contaminants de l'eau souterraine. La technique est utilisée seule ou combinée à d'autres procédés physicochimiques conventionnels comme la sorption et la filtration. Selon le principe fondamental sur lequel repose le traitement biologique, l'assainissement a lieu du fait des variations du potentiel d'oxydoréduction (Zouboulis et Katsoyiannis, 2005). La dissimilation fait appel à des microorganismes capables de réduire les métaux pour éliminer l'uranium, le sélénium, le chrome et possiblement d'autres métaux et ainsi produire des formes insolubles qui peuvent être éliminées des eaux contaminées (Lovley, 1995).
En général, les alliages de laiton sans plomb contiennent 0,1 % à 0,25 % en poids de plomb, une impureté fortuite provenant de matières recyclées ou de minerais utilisés comme matière première pour obtenir des métaux. On ajoute aux alliages des métaux comme le bismuth et le sélénium pour remplacer le plomb et ainsi améliorer les caractéristiques mécaniques. Comme il existe peu de données sur le risque de relargage de métaux tels que le sélénium par le laiton sans plomb, il est nécessaire de mener d'autres études afin de mieux comprendre la tendance de ces alliages à relarguer des métaux.
Sandvig et coll. (2007) ont réalisé une synthèse sur l'état actuel des connaissances liées à l'utilisation de composés à base de laiton sans plomb dans les systèmes destinés à l'eau potable; on a également recensé et déterminé la priorité des besoins en recherche et planifié les projets dont la priorité était la plus élevée afin de pouvoir répondre à ces besoins. Suite à ce rapport, la Water Research Foundation a déterminé que les travaux sur le risque de relargage des métaux, notamment le sélénium, que posent les alliages de laiton sans plomb figurent parmi les recherches les plus prioritaires.
Sandvig et coll. (2012) ont comparé les caractéristiques de relargage des branchements de services et des dispositifs de plomberie résidentiels aux conditions d'essais pertinentes de la norme NSF/ANSI. L'objectif de l'étude était de déterminer si les conditions d'essai pour l'eau chlorée établies dans la norme étaient aussi capable de refléter avec suffisamment de précision le relargage de métaux (notamment le plomb, le cuivre et le sélénium) dans l'eau chloraminée pour rencontrer les besoins des services publics en matière de santé publique et d'exigences réglementaires. Le projet a aussi évalué le relargage d'autres métaux, notamment le sélénium, des dispositifs contenant ou ne contenant pas de plomb (p.ex. : robinet à tournant sphérique, robinet de prise, compteur d'eau, robinet de cuisine). Des essais ont été effectués sur six dispositifs (en trois exemplaires) avec 11 types d'eau brute sous la section 8 de la norme NSF/Ansi 61. Les données normalisées pour les métaux démontrent que du sélénium n'a été décelé que dans un seul (0,8 µg/L) des 198 échantillons analysés (niveau de détection rapporté de 0,5 µg/L). Des essais ont été effectués sur quatre dispositifs (en trois exemplaires) avec 8 types d'eau brute sous la section 9 de la norme NSF/ANSI 61. Les données normalisées pour les métaux démontrent que du sélénium n'a été décelé dans aucun des 96 échantillons analysés (niveau de détection rapporté de 0,2 à 2 µg/L).
Le projet numéro 4191 de la Water Research Foundation a déterminé et priorisé les caractéristiques principales de qualité de l'eau et les changement qui pourraient avoir un effet néfaste sur le rendement des laitons sans plomb et augmenter le relargage dans les réseaux de distribution d'eau potable. Cinq différentes qualités d'eau, provenant de sources d'eau de surface et d'eau souterraine ayant différentes alcalinités, duretés, concentrations de carbone organique total, pH et désinfectants secondaires, ont été utilisées pour déterminer si de l'utilisation de produits de laiton sans plomb sont appropriés pour utilisation dans l'eau potable. Les résultats préliminaires indiquent qu'aucun des quatre produits testé ne relarguent de sélénium et qu'ils peuvent donc être utilisés dans des eaux potables de différentes qualités.
Une autre expérience réalisée avec un alliage coulé de laiton rouge modifié contenant du bismuth et du sélénium (0,016 % de plomb, 2,23 % de bismuth et 1,02 % de sélénium). Les échantillons analysés étaient de gros robinets obtenus par coulée. Selon le rapport, la concentration moyenne normalisée de sélénium libéré au 19e jour était inférieure à la concentration maximale permise selon la NSF, qui était à cette époque de 12,5 µg/L. Le protocole de l'analyse utilisé dans l'étude n'a pas été précisé (Peters, 1995).
On a effectué récemment des expériences en laboratoire pour quantifier la concentration de métal relargué par deux alliages de laiton sans plomb vendus dans le commerce : EnvirobrassMD I et EnvirobrassMD II. L'alliage EnvirobrassMD I pouvait contenir 0,35 % à 0,75 % de sélénium, 0,5 % à 1,15 % de bismuth et 0,25 % de plomb. L'alliage EnvirobrassMD II pouvait contenir 0,8 % à 1,1 % de sélénium, 1,6 % à 2,2 % de bismuth et 0,25 % de plomb. On a analysé les alliages dans deux solutions différentes : une eau artificielle (méthode de la Norme 61, section 9 de la NSF/ANSI) et une solution connue pour favoriser le relargage du plomb à partir des alliages de laiton. La concentration de sélénium libérée par ces alliages était inférieure à la limite de détection, qui était de 2,98 µg/L pour les deux solutions étudiées (Triantafyllidou et Edwards, 2006).
Les contaminants peuvent pénétrer dans le réseau de distribution par une variété de mécanismes : 1) sous forme dissoute dans l'eau de la source d'approvisionnement; 2) liés à des particules de turbidité; 3) ajoutés à l'eau de la source d'approvisionnement par des techniques de traitement; et/ou 4) comme sous-produit de la corrosion des conduites et de la plomberie. Le destin et le transport des contaminants, leur accumulation subséquente ainsi que leur libération dans le réseau de distribution sont des processus complexes régulés par plusieurs mécanismes chimiques, physiques et microbiens. Les contaminants inorganiques peuvent s'accumuler sur les matières communément trouvées dans les réseaux de distribution d'eau ou à l'intérieur de ceux-ci, telles que le tartre, les biofilms ou les sédiments, et peuvent être libérés de nouveau dans le réseau de distribution d'eau (Schock, 2005; U.S. EPA, 2006).
On a caractérisé le risque d'accumulation et de libération de contaminants inorganiques dans le réseau de distribution à l'aide d'études de cas basées sur les publications disponibles. Schock (2005) a établi que le tartre accumulé dans une conduite en plomb contenait du sélénium à des concentrations de 0,3, 0,5, 1 et 7,8 mg/kg. Cependant, comme il est impossible de prédire la stabilité des métaux accumulés dans le tartre, on ne peut quantifier leur concentration dans l'eau libre.
En règle générale, il n'est pas recommandé d'utiliser un dispositif de traitement de l'eau potable pour effectuer un traitement supplémentaire de l'eau potable traitée par la municipalité. Dans le cas où l'eau potable d'un domicile provient d'un puits privé, un dispositif de traitement de l'eau potable résidentiel peut être une solution pour réduire la concentration de sélénium présent dans l'eau potable. Les procédés de traitement certifiables permettant d'éliminer le sélénium à l'échelle résidentielle comprennent l'adsorption, l'osmose inverse (OI) et la distillation.
Avant l'installation d'un dispositif de traitement, l'eau de puits doit subir une analyse chimique générale et la concentration de sélénium doit être quantifiée. L'analyse doit aussi comprendre une détection des ions compétiteurs (p. ex., sulfate, nitrate, chlorure), une mesure de leur concentration, et une recherche des matières organiques présentes dans l'eau, facteurs susceptibles de nuire à l'élimination du sélénium. Comme les dispositifs peuvent perdre de leur efficacité en fonction de l'utilisation et au fil du temps, ils doivent être entretenus et/ou remplacés. Les consommateurs devraient vérifier la durée de vie des composantes de leur dispositif de traitement et les remplacer selon les recommandations du fabricant.
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 de la NSF International (NSF) et de l'American National Standards Institute (ANSI) régissant les produits liés à l'eau potable. Ces normes visent à préserver la qualité de l'eau potable en aidant à assurer l'innocuité des matériaux et l'efficacité des produits qui entrent en contact avec elle. Actuellement, il existe des dispositifs certifiés permettant de réduire la concentration de sélénium dans l'eau potable qui font appel à l'osmose inverse et à la distillation.
Les organismes de certification garantissent qu'un produit est conforme aux normes applicables et doivent être accrédités par le Conseil canadien des normes (CCN). Au Canada, le CCN a accrédité les organismes suivants, qu'il autorise ainsi à certifier les dispositifs de traitement de l'eau potable qui respectent les normes NSF/ANSI (CCN, 2014) :
- CSA Group (www.csagroup.org - disponible en anglais seulement);
- NSF International (www.nsf.org - disponible en anglais seulement);
- Water Quality Association (www.wqa.org - disponible en anglais seulement);
- UL LLC (www.ul.com - disponible en anglais seulement);
- QAI (www.qai.org - disponible en anglais seulement);
- International Association of Plumbing and Mechanical Officials (www.iapmo.org - disponible en anglais seulement).
Une liste à jour des organismes de certification accrédités peut être obtenue auprès du CCN (2014).
Les méthodes de traitement de l'eau que l'on peut certifier conformes aux normes de la NSF pour ce qui est de la réduction du sélénium comprennent l'adsorption, l'osmose inverse et la distillation. Les normes applicables sont les normes 53, 58 et 62 de la NSF/ANSI.
Les dispositifs de traitement permettant d'éliminer le sélénium d'une eau non traitée (p. ex. celle d'un puits privé) peuvent être certifiés pour ce qui est de l'élimination du sélénium uniquement ou de l'élimination d'un substitut de celui-ci (essai avec substitut).
Les dispositifs de traitement de l'eau potable certifiés conformes aux normes 53, 58 et 62 de la NSF/ANSI expressément pour ce qui est de l'élimination du sélénium, doivent pouvoir réduire le sélénium dans l'eau d'un influent (test de provocation) d'une concentration de 0,1 mg/L (ajout d'une solution de 0,05 mg/L de Se(IV) et 0,05 mg/L de Se(VI)) à une concentration maximale finale dans l'eau traitée de 0,05 mg/L (NSF/ANSI, 2009a, b, 2011b). Toutefois, les dispositifs de traitement certifiés conformes à la norme 62 de la NSF/ANSI pour ce qui est d'éliminer le sélénium peuvent être certifiés expressément pour le sélénium comme mentionné ci-dessus ou pour l'élimination des matières dissoutes totales, celles-ci tenant lieu de substitut du sélénium dans cette norme. Les dispositifs de traitement certifiés conformes à la norme 62 de la NSF/ANSI qui utilisent les matières dissoutes totales comme substituts doivent réduire au minimum 99 % des matières dissoutes totales lorsque la concentration dans l'influent (test de provocation) est de 1 000 mg/L (NSF/ANSI, 2009b).
Les systèmes d'osmose inverse certifiés conformes à la norme 58 de la NSF/ANSI (systèmes de traitement de l'eau potable par osmose inverse) sont conçus pour une installation au point d'utilisation uniquement. Ces systèmes nécessitent des quantités considérables d'eau de l'influent pour obtenir le volume souhaité d'eau potable, car ils rejettent une partie de l'influent. Il arrive parfois que le consommateur doive prétraiter l'eau de l'influent afin de réduire l'encrassement et de prolonger la durée de vie de la membrane.
Les systèmes de distillation certifiés conformes à la norme 62 de la NSF/ANSI (systèmes de distillation de l'eau potable) sont également conçus pour une installation au point d'utilisation uniquement. La distillation est efficace pour réduire les concentrations de contaminants inorganiques, mais nécessite une alimentation en énergie électrique.
La norme 61 de la NSF/ANSI (composants du réseau d'eau potable - effets sur la santé) limite le relargage du sélénium dans l'eau potable. Cette norme garantit que les matières respectent les normes de relargage établies en fonction de critères sanitaires et sont sécuritaires pour être utilisées dans des applications servant à l'eau potable. Lorsque les matières sont certifiées conformes à la norme, la concentration de sélénium ne doit pas dépasser la concentration permise dans le produit unitaire, qui est de 0,005 mg/L (NSF/ANSI, 2011a).
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