Page 8 : Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique – le chlorure de vinyle
Partie II. Science et considérations techniques (continué)
Le chlorure de vinyle se retrouve typiquement dans les eaux souterraines à proximité des sites d'enfouissement et des endroits où il y a eu des déversements de chlorure de vinyle ou de composés précurseurs chlorés. Il est donc important de caractériser ces eaux souterraines afin de sélectionner le traitement approprié pour éliminer le chlorure de vinyle. Le choix d'un processus de traitement approprié dépendra de plusieurs facteurs, dont les caractéristiques de l'approvisionnement en eau brute et la source et la concentration du chlorure de vinyle.
Les usines de filtration de l'eau municipales faisant appel à des techniques de traitement classiques (coagulation, sédimentation, filtration et chloration) n'arrivent pas, en général, à réduire de manière efficace les concentrations de COV comme le chlorure de vinyle dans l'eau potable (Love et Eilers, 1982; Love et coll., 1983; Lykins et Clark, 1994). L'aération et l'adsorption sont deux techniques de traitement répandues qui sont réputées efficaces pour réduire la concentration de la plupart des COV dans l'eau potable.
Le chlorure de vinyle est un gaz dans les conditions environnementales ambiantes. Il est relativement peu soluble dans l'eau, et sa capacité d'adsorption sur les matières particulaires et les sédiments est faible. La volatilisation est le procédé qui élimine le plus rapidement le chlorure de vinyle des eaux de surface (PISSC, 1999). La constante de la loi d'Henry élevée du produit (2,8 kPa·m3/mol à 25 °C) laisse supposer que le chlorure de vinyle pourrait être éliminé efficacement grâce au strippage à l'air (U.S. EPA, 1985a; Crittenden et coll., 1988; Haarhoff et Cleasby, 1990). L'U.S. EPA a déterminé que l'aération par tour à garnissage (ATG) constituait la meilleure technique existante (MTE) pour retirer le chlorure de vinyle contenu dans l'eau potable, et considère qu'elle peut réduire de 99,9 % les concentrations de cette substance dans toutes les conditions prévisibles (U.S. EPA, 1985a, 2009c). L'OMS (2011) affirme que le strippage à l'air permet d'atteindre des concentrations de chlorure de vinyle de 1 µg/L.
Dans le cas des systèmes de petite taille, les techniques permettant d'atteindre, dans l'eau potable, des concentrations de chlorure de vinyle conforme aux exigences comprennent l'utilisation de charbon activé (CAG), de l'ATG, de l'aération diffuse, de l'aération par barbotage multiphases, d'aérateurs à plateaux et d'aérateurs à plateaux peu profonds (U.S. EPA, 1998, 2009c). Le procédé d'ATG est efficace, mais l'équipement est relativement coûteux à installer et à entretenir, et peut donc ne pas convenir aux petites usines de traitement des eaux.
Du chlorure de vinyle peut être généré comme produit de dégradation lors de la déchloration réductrice des hydrocarbures chlorés, comme le tétrachloroéthène et le trichloroéthène, par les microorganismes (IPCS, 1999; Bradley, 2000).
Le chlorure de vinyle peut constituer un contaminant préoccupant surtout dans les conduites en PVC anciennes, en particulier les conduites dont la fabrication est antérieure à 1977 (Flournoy et coll., 1999; Carroll et Eckstein, 2001; Beardsley et Adams, 2003; MDNR, 2006).
Le strippage à l'air est une technique couramment employée pour réduire la concentration de COV dans l'eau potable (Cummins et Westrick, 1990; U.S. EPA, 1991; Dyksen, 2005). Le procédé du strippage à l'air consiste à faire entrer l'eau et l'air en contact, ce qui permet aux contaminants volatils de passer de l'eau à l'air, sous l'effet du gradient de concentration du contaminant entre les deux phases.
L'équipement de strippage à l'air peut être utilisé selon différentes configurations; cependant, l'ATG constitue un système optimal pour l'élimination des COV contenus dans l'eau, puisque cette technique accroît le ratio de l'air à l'eau par rapport aux autres systèmes d'aération. Dans la colonne d'ATG, l'eau contaminée s'écoule vers le bas, entraînée par la gravité, sur un lit de garniture, tandis que l'air est introduit dans la tour sous ce lit, où il circule en sens contraire de l'eau. Plusieurs facteurs ont une incidence sur le degré d'élimination des COV contenus dans l'eau, à savoir le ratio de l'air à l'eau, la superficie disponible pour le transfert de masse, le débit hydraulique, la température de l'eau et de l'air, ainsi que les propriétés physiques et chimiques du contaminant (AWWA, 1991; Crittenden et coll., 2005; Dyksen, 2005). Comme l'ATG transfère les COV de l'eau à l'air, il peut être nécessaire de traiter les gaz à la sortie de la tour pour en réduire la concentration en contaminants avant de les rejeter dans l'atmosphère (Crittenden et coll., 1988; Adams et Clark, 1991).
L'entartrage et l'encrassement de la garniture de la colonne peuvent souvent entraver le fonctionnement. L'encrassement est principalement causé par le carbonate de calcium ou le sulfate de calcium, l'oxydation du fer et la prolifération microbienne. Pour prévenir ce problème, on peut ajuster le pH de l'eau à traiter avant l'ATG, utiliser des agents antitartre, ou retirer le fer avant l'ATG (ESE, 1984; Dyksen, 2005). La croissance d'algues peut également constituer un problème dans les zones de la colonne qui sont exposées à la lumière. Il peut également être nécessaire de recourir à des procédés post-traitement, comme l'utilisation d'un inhibiteur de la corrosion, pour réduire la corrosivité de l'eau attribuable à l'accroissement des concentrations d'oxygène dissous à la suite de l'aération. Les conditions ambiantes, comme la température de l'eau, peuvent avoir un effet sur l'efficacité de la tour. Le contact entre l'eau et l'air dans la colonne d'ATG amène habituellement la température de l'air à atteindre la même valeur que celle de l'eau. La température a une incidence sur la constante de la loi d'Henry et sur le taux de transfert de masse. Ces paramètres eau à traiter sur la taille de la colonne et sur le degré d'efficacité de l'élimination des COV (Crittenden et coll., 2005).
D'après une étude sur un système d'ATG à pleine échelle, une concentration moyenne de chlorure de vinyle de 8,4 µg/L dans l'eau à traiter peut être ramenée à moins de 0,3 µg/L si le ratio de l'air à l'eau est de 61, le débit hydraulique, de 29,8 gpm/pi2 (20,1 kg/m2/s), la longueur de l'aérateur est de 7,5 m, et le diamètre de la colonne garnie est de 2,4 m (Hand et coll., 1988).
L'U.S. EPA a effectué des études pilotes à plus de 30 usines de traitement des eaux; les résultats montrent que l'ATG permet de retirer plus de 99 % des COV. Comme l'aération permet d'éliminer plus facilement le chlorure de vinyle que les autres COV, selon ces études, l'U.S. EPA a conclu que les systèmes d'ATG conçus en fonction de principes techniques raisonnables permettraient d'éliminer 99,9 % du chlorure de vinyle (U.S EPA, 2009c). Les données issues des études pilotes indiquent des taux d'élimination de 99,9 % et de 99,5 % lorsque le ratio de l'air à l'eau est respectivement de 20 et de 5. La concentration de contaminants dans l'eau à traiter n'a pas été précisée (ESE, 1984).
Après évaluation du coût de la technique d'ATG pour l'élimination de certains composés organiques dans l'eau potable, Adams et Clark (1991) ont indiqué que les paramètres de conception permettant d'atteindre l'équilibre coût-efficacité en ce qui concerne le retrait du chlorure de vinyle à l'aide d'un système d'ATG étaient les suivants : ratio de l'air à l'eau de 5; épaisseur de la garniture de 6,9 m. Dans ces conditions approximatives, on peut éliminer 99 % du chlorure de vinyle lorsque la concentration de ce produit dans l'eau à traiter est de 100 µg/L, ce qui ramène cette concentration à 1 µg/L dans l'eau traitée.
L'aération par pulvérisation et le pompage par émulsion sont d'autres techniques de traitement par strippage à l'air qui permettent de réduire de plus de 99,0 % et de 97,0 %, respectivement, la concentration de chlorure de vinyle dans l'eau (U.S. EPA, 1985b).
L'U.S. EPA indique que le CAG est une technique efficace pour éliminer les COV contenus dans l'eau potable, à l'exception du chlorure de vinyle. Des études ont montré que l'adsorption du chlorure de vinyle sur le CAG est un processus intermittent et imprévisible, ne permettant pas d'éliminer efficacement le chlorure de vinyle (U.S. EPA, 1987a, 1987b; Hand et coll., 1988 Lykins et Clark, 1994). Aucun isotherme d'adsorption sur le carbone n'est signalé pour le chlorure de vinyle dans la littérature.
Une étude pilote a révélé que le traitement du chlorure de vinyle par adsorption sur CAG produisait des résultats irréguliers (U.S. EPA, 1987b). Les données issues de l'étude ont montré qu'une série de 4 colonnes de 30 pouces (0,76 m) garnies de CAG permettait de réduire des concentrations de chlorure de vinyle allant jusqu'à 19 µg/L pour atteindre, dans l'eau traitée, des concentrations inférieures à 0,5 µg/L, et traitait 810, 1 250, 2 760 et 2 050 fois le volume du lit, avec un temps de contact en fût vide de 6, 12, 19 et 25 minutes, respectivement.
Adams et Clark (1991) ont estimé les paramètres de conception permettant d'atteindre l'équilibre coût-efficacité pour le traitement en phase liquide sur CAG des COV (y compris le chlorure de vinyle) contenus dans l'eau potable. La quantité de carbone à utiliser pour réduire une concentration de chlorure de vinyle de 100 µg/L afin d'atteindre dans l'eau traitée une concentration de 1 µg/L a été estimée à 2,94 lb/1 000 gallons (0,35 kg/m3), avec un temps de contact en fût vide de 30 minutes et une durée de vie du lit de 28 jours.
Les techniques d'aération combinées à l'adsorption sur CAG pourraient être très efficaces pour la production d'eau à faible concentration de COV dans l'eau traitée (Robeck et Love, 1983; McKinnon et Dyksen, 1984). L'étape de l'aération réduit la charge en matières organiques dans l'adsorbant et peut éliminer les composés en concurrence pour les sites d'adsorption (Stenzel et Gupta, 1985). Cette étape peut en outre accroître de façon significative la durée de vie des fûts de charbon (Hess et coll., 1981a; McKinnon et Dyksen, 1984).
L'U.S. EPA (1998) a déterminé que l'utilisation du CAG était une technique adéquate pour petit système pour l'élimination du chlorure de vinyle de l'eau potable. Le CAG est la technique la plus utilisée pour les petits systèmes car sa mise en œuvre est facile, pratique et peu coûteuse. Généralement, les petits systèmes fonctionnent avec du CAG en circuit fermé, qui permet une plus grande efficacité.
Les procédés d'ozonation et d'oxydation avancée (POA) seraient efficaces pour réduire les concentrations de chlorure de vinyle dans l'eau potable; cependant, on ne dispose pas de données provenant de systèmes à pleine échelle sur ces méthodes de traitement (Lykins et Clark, 1994; Schwammlein et Leitzke, 1995; Zhong et coll., 2002). Les POA consistent à employer une combinaison appropriée de rayonnement ultraviolet (UV), d'oxydants chimiques et de catalyseurs pour générer des radicaux hautement réactifs, par exemple des radicaux hydroxyle, lesquels sont de puissants oxydants et réagissent rapidement et de manière non sélective avec les contaminants organiques. Les propriétés physiques et chimiques de l'eau à traiter, notamment son alcalinité, son pH, sa teneur en matières organiques naturelles, en fer et en manganèse, ainsi que sa turbidité, ont un effet considérable sur les POA, puisqu'elles modifient la consommation des radicaux hydroxyle ou l'absorption du rayonnement ultraviolet qui devraient servir exclusivement à la production de radicaux (Crittenden et coll., 2005).
Lors d'essais avec de l'ozone (O3 ) dans une usine pilote, on a enregistré un taux d'efficacité de 70 à 100 % pour ce qui est de l'élimination du chlorure de vinyle présent dans les eaux souterraines, cela grâce à des doses d'O3 de 2 à 6 mg/L. Les concentrations dans l'eau à traiter et dans l'eau traitée n'étaient pas indiquées (Clark et coll., 1988). D'autres essais pilotes sur le traitement à l'aide d'O3 et de peroxyde d'hydrogène (H2O2 ), d'UV et d'O3 ou d'UV et d'H2O2 ont montré que ces trois procédés permettaient de réduire dans une mesure supérieure à 97 % les concentrations de chlorure de vinyle présentes dans les eaux souterraines, cela dans diverses conditions de fonctionnement. Les résultats ont indiqué qu'une concentration de 4 à 25 µg/L dans l'eau à traiter pouvait être ramenée à une concentration inférieure à 0,5 µg/L (Schwammlein et Leitzke, 1995).
L'efficacité des POA pour le traitement d'eaux souterraines contaminées par des chloroéthènes, dont du chlorure de vinyle, a été documentée dans un article publié sans examen par un comité de lecture. L'utilisation d'un traitement à l'ozone et au peroxyde d'hydrogène à l'échelle pilote aurait permis de ramener une concentration de chlorure de vinyle de 900 µg/L dans l'eau à traiter à une valeur inférieure à 0,5 µg/L avec une dose d'ozone de 32,2 mg/L (Bowman, 2003).
Il faut tenir compte de la formation de sous-produits, entre autres des sous-produits de la désinfection, lorsqu'on a recours à l'ozonation ou à l'oxydation avancée pour éliminer le chlorure de vinyle ou d'autres composés inorganiques ou organiques présents dans l'eau à la source. Le type de sous-produits générés et leur concentration dépendront de la qualité de l'eau à la source, des concentrations d'oxydants ainsi que du temps de contact pour la réaction. Dowideit et von Sontag (1998) ainsi que von Gunten (2003) ont répertorié, parmi les sous-produits formés lors de l'ozonation du chlorure de vinyle dans l'eau, l'hydroxyméthylhydroperoxyde, le chlorure de formyle et le peracide formique. L'utilisation de POA faisant appel, par exemple, à l'ozone et au peroxyde d'hydrogène ou à l'ozone et aux UV a un autre inconvénient : la formation de bromate dans les eaux contenant des ions bromure (Fronk et coll., 1987; Crittenden et coll., 2005). La présence de sous-produits peut rendre nécessaire le recours à des traitements complémentaires après les POA ou à une optimisation du procédé afin de réduire le plus possible la formation de sous-produits.
Le potentiel de certaines nouvelles techniques expérimentales pour éliminer les COV, dont le chlorure de vinyle, a été établi mais, à l'heure actuelle, on ne dispose pas de renseignements suffisants pour en faire une évaluation exhaustive :
- Hydrohalogénation catalytique : L'efficacité des procédés d'hydrohalogénation catalytique (remplacement d'un halogénure par un hydrogène) à l'aide d'hydrogène gazeux et d'un catalyseur au palladium sur support d'alumine ou de CAG pour le traitement des chloroéthènes dans les eaux contaminées a fait l'objet d'évaluations (Marques et coll., 1994; Shreir et Reinhard, 1995). Dans une étude en laboratoire, on a utilisé 0,5 g de palladium à 5 % sur support d'alumine sous 0,1 atm d'H2, ce qui a permis d'hydrohalogéner complètement le chlorure de vinyle présent en concentration initiale de 1 mg/L dans de l'eau du robinet enrichie, cela en 10 minutes, à température ambiante. La présence d'ions nitrite, nitrate et sulfate a légèrement ralenti la vitesse de la réaction d'hydrohalogénation. La présence d'hydrogénosulfure de sodium a désactivé le catalyseur au palladium (Shreir et Reinhard, 1995).
- Pervaporation : L'utilisation de membranes pour l'extraction des COV par pervaporation a été exploitée principalement pour le traitement des eaux usées, mais on a également étudié son application pour l'élimination des COV dans les eaux souterraines (Jian et Pintauro, 1997; Uragami et coll., 2001; Peng et coll., 2003). La pervaporation est un procédé faisant appel à une membrane, qui consiste à mettre en contact un flux de liquide contenant des COV avec une face d'une membrane de polymère organophile, pendant qu'on applique un vide ou qu'on aspire les gaz de l'autre côté de la membrane. Les contaminants présents dans le liquide sont adsorbés sur la membrane, diffusent à travers celle-ci et passent en phase vapeur.
Pendant le processus de polymérisation, des monomères de chlorure de vinyle résiduels sont retenus dans la matrice du produit en plastique et ils peuvent ensuite être libérés dans l'air ou dans l'eau.
La migration du chlorure de vinyle monomérique à partir des conduites en PVC, surtout celles qui ont été fabriquées avant 1977, est une source possible de contamination de l'eau potable par le chlorure de vinyle (Flournoy et coll., 1999; Carroll et Eckstein, 2001; Beardsley et Adams, 2003; MDNR, 2006). Dans une étude sur les tuyaux en PVC de canalisations en cul-de-sac dans des réseaux de distribution de l'eau installés entre 1960 et 1977, on a enregistré des concentrations de chlorure de vinyle allant de valeurs inférieures au seuil de détection à 9,4 µg/L, la valeur maximale étant de 25 µg/L (LDM : 0,1 µg/L) (Beardsley et Adams, 2003). Comme on l'indique à la section 5.1.1, les conduites et les composantes en plastique utilisées pour l'acheminement de l'eau potable doivent maintenant être conformes à la norme NSF/ANSI 61, qui garantit que le relargage de chlorure de vinyle dans l'eau potable est aussi faible que possible (CSA, 2009; NSF, 2012; CNRC, 2010).
Plusieurs études ont examiné les facteurs ayant une incidence sur le degré de relargage et d'accumulation du chlorure de vinyle associé aux conduites d'eau potable en PVC et en PVCC (Al-Malack et coll., 2000; Al-Malack et Sheikheldin, 2001; Al-Malack, 2004; Richardson et Edwards, 2009; Walter et coll., 2011). Des expériences en laboratoire ont été menées en conditions statiques à l'aide de réacteurs en PVC (PVC fabriqué localement, en Arabie Saoudite); leurs résultats indiquent qu'une concentration de chlorure de vinyle de 2,5 µg/L s'accumulait dans l'eau extraite (distillation double) après 30 jours d'exposition à 45 °C; qu'une concentration de chlorure de vinyle de 2,3 µg/L s'accumulait dans l'eau extraite après 14 jours d'exposition à une source directe de rayonnement UV d'une intensité de 218 mW/cm2, à une température de 25 °C (Al-Malack, 2004); que l'on détectait une concentration de chlorure de vinyle supérieure à 2,5 µg/L dans l'eau extraite après 30 jours d'exposition directe à la lumière du soleil (Al-Malack et Sheikheldin, 2001); que des concentrations de chlorure de vinyle allant jusqu'à 2,1 µg/L étaient présentes dans les deux réacteurs chargés d'eaux souterraines (matières dissoutes totales : 2 670 mg/L) et d'eau potable chlorée (matières dissoutes totales : 160 mg/L) après 17 jours d'exposition à une température de 45 °C. Pour toutes les expériences, la LDM était de 0,6 µg/L.
Dans des expériences en laboratoire, on a comparé le taux de relargage et l'accumulation, dans l'eau potable, du chlorure de vinyle issu de réacteurs statiques constitués d'un segment ou d'un fragment de PVC ou de PVCC, ainsi que du chlorure de vinyle dans des canalisations de distribution de l'eau potable en cours d'utilisation (Richardson et Edwards, 2009; Walter et coll., 2011). Les tuyaux ont été fournis par différents fabricants américains, et ils étaient conformes à la norme NSF/ANSI 61 applicable aux utilisations pour l'acheminement de l'eau potable. Une étude en laboratoire d'une durée de 2 ans portant sur des réacteurs constitués de segments en PVC-40 neuf, en conditions statiques, remplis d'eau du robinet chlorée indique des concentrations de chlorure de vinyle inférieures à la limite de détection jusqu'au jour 63 (limite de quantification [LQ] de 0,095 µg/L). Une concentration à l'équilibre d'environ 0,3 µg/L a été enregistrée au jour 715 (LQ de 0,006 µg/L; Walter et coll., 2011).
Dans une étude à court terme en laboratoire (4 jours), toutes les conduites neuves (PVC-40, PVCC -80 et PVCC SDR11) fournies par divers fabricants avaient produit des concentrations détectables de chlorure de vinyle dans l'eau du robinet chlorée, de l'ordre de 0,011 à 0,025 µg/L, au jour 4 de l'expérience (LQ de 0,006 µg/L). Les auteurs ne signalent aucune différence statistiquement significative entre les concentrations de chlorure de vinyle en fonction du type de tuyauterie (PVC ou PVCC). Cependant, on a enregistré une variation des concentrations de chlorure de vinyle selon le fabricant (Walter et coll., 2011).
Pour étudier l'effet de l'âge des conduites sur le taux de relargage, Richardson et Edwards (2009) ont mené des études en laboratoire sur des réacteurs constitués de segments en PVC ou en PVCC neuf ou vieux (PVC-40, PVCC-80 et PVC-80). Des expériences en laboratoire ont été effectuées à l'aide de réacteurs constitués de segments en PVC ou en PVCC neuf sans biofilm ou avec croissance artificielle d'un biofilm pendant 11 mois, ensuite laissé dans le réacteur ou retiré. D'après la représentation graphique des données expérimentales, au jour 7 de l'expérience, dans les réacteurs avec croissance artificielle d'un biofilm, les concentrations de chlorure de vinyle sont estimées à 0,009 µg/L (réacteurs en PVC) et à 0,007 µg/L (réacteurs en PVCC). Dans les réacteurs débarrassés de leur biofilm, on a détecté des concentrations de chlorure de vinyle non quantifiables (réacteurs en PVC), et on a estimé à 0,009 µg/L les concentrations de chlorure de vinyle dans les réacteurs en PVCC débarrassés du biofilm. Dans les réacteurs en PVC et en PVCC neuf, les concentrations de chlorure de vinyle étaient respectivement > 0,014 µg/L et < 0,008 µg/L (limite de détection [LD] : 0,0045 µg/L; Richardson et Edwards, 2009).
Richardson et Edwards (2009) ont conclu que le chlorure de vinyle s'accumulait plus rapidement dans les réacteurs constitués d'un segment en PVC vieux de 15 ans que dans les réacteurs en PVC vieux de 2 ans en boucle, qu'un biofilm soit présent ou qu'il ait été éliminé. Dans des expériences en laboratoire portant sur des réacteurs constitués d'un segment en PVC-40 vieux de 2 ans en boucle rempli d'eau du robinet chlorée, les concentrations de chlorure de vinyle atteignaient approximativement 0,0072 µg/L au jour 3. Au jour 7 de l'expérimentation, les concentrations de chlorure de vinyle étaient de l'ordre de 0,01 à 0,012 µg/L lorsque le biofilm avait été laissé intact, et de l'ordre de 0,01 à 0,014 µg/L lorsque le biofilm avait été retiré. Les expériences menées sur des réacteurs constitués d'un segment en PVC-80 vieux de 15 ans remplis d'eau du robinet chlorée ont révélé des concentrations de chlorure de vinyle de 0,0057 µg/L (biofilm intact) et de 0,0086 µg/L (biofilm retiré) après 2 heures. Au jour 7 de l'expérimentation, les concentrations de chlorure de vinyle dépassaient 0,10 µg/L dans les réacteurs où on avait laissé le biofilm intact, et elles étaient supérieures à > 0,12 µg/L dans les réacteurs débarrassés de leur biofilm (LD de 0,0045 µg/L; Richardson et Edwards, 2009). D'après les auteurs, le relargage plus rapide dans les conduites vieilles de 15 ans, dont la surface avait la couleur de la rouille, pourrait être attribuable à l'endommagement de la structure de la conduite. Les auteurs font aussi remarquer que le relargage du chlorure de vinyle était légèrement plus rapide dans les segments en PVC débarrassés de leur biofilm (PVC vieux de 2 ans et PVC vieux de 15 ans) que dans les conduites où le biofilm avait été laissé intact.
Des études à long terme (2 ans) ont été menées en laboratoire sur des réacteurs constitués de fragments en PVC-40 et en PVCC-80 (sans biofilm) pour déterminer l'effet de la température sur le taux de relargage du chlorure de vinyle dans l'eau. D'après la représentation graphique des données expérimentales, les concentrations de chlorure de vinyle étaient sous le seuil de détection dans tous les réacteurs en PVC ou en PVCC incubés à 4 °C. On estime que les concentrations de chlorure de vinyle se situent entre 0,1 et < 0,16 µg/L à 22 °C, entre 0,07 et < 0,12 µg/L à 37 °C, et > 0,1 µg/L à 52 °C dans le cas des réacteurs en PVC; dans les réacteurs en PVCC, on estime qu'elles sont < 0,05 µg/L à 37 °C, et entre 0,04 et < 0,06 µg/L à 52 °C dans les réacteurs en PVCC. On a utilisé les constantes de la loi d'Henry pour calculer les concentrations de chlorure de vinyle dans l'eau à différentes températures (Richardson et Edwards, 2009).
Pour étudier l'effet de la présence d'un biofilm constitué de diverses espèces dans des réacteurs biotiques, on a procédé à des expériences dans des réacteurs constitués de fragments de PVC-40 et de fragments de PVCC-80 en présence d'un biofilm, après inactivation du biofilm (immersion dans le formaldéhyde), après raclage du biofilm et en l'absence de biofilm. Les biofilms ont été cultivés artificiellement sur des fragments de tuyaux neufs, après quoi on a entreposé ceux-ci à 22 °C pendant plus de 2 ans. Richardson et Edwards (2009) signalent la présence de concentrations quantifiables de chlorure de vinyle, de l'ordre de 0,124 à 0,158 µg/L (LD de 0,045 µg/L), dans tous les réacteurs en PVC, peu importe que la présence, l'absence, l'inactivation ou le raclage du biofilm. Les concentrations de chlorure de vinyle étaient inférieures au seuil de détection dans tous les réacteurs en PVCC, sauf le réacteur avec biofilm : dans ce cas particulier, les concentrations étaient supérieures au seuil de détection, mais non quantifiables.
En bref, les résultats obtenus à l'aide des réacteurs constitués de fragments ou de segments de conduites en conditions statiques indiquent que la quantité de chlorure de vinyle relarguée est plus grande dans les réacteurs en PVC neuf que dans les réacteurs en PVCC d'après le taux de relargage et les concentrations à l'équilibre (Richardson et Edwards, 2009).
Afin d'évaluer les concentrations de chlorure de vinyle dans l'eau du robinet provenant de canalisations en PVC ou en PVCC, on a recueilli des échantillons dans 15 foyers. On a détecté des concentrations de chlorure de vinyle de 0,011 à 0,023 µg/L (LQ de 0,006 µg/L) dans les échantillons d'eau du robinet provenant de 3 des 15 foyers. Ces résidences étaient alimentées par des tuyaux en PVCC de faible diamètre (< 1 pouce) en eau chlorée traitée par la municipalité (Walter et coll., 2011). L'âge de deux des conduites a été déterminé (6 et 21 ans), l'âge demeurant inconnu dans le troisième cas. Le rinçage des conduites n'a en rien changé les concentrations en chlorure de vinyle. L'étude laisse supposer que la présence de chlore résiduel dans l'eau pourrait contribuer à l'accumulation de chlorure de vinyle dans le réseau de distribution à cause de réactions avec les sous-produits de la désinfection (Walter et coll., 2011). Cette hypothèse est corroborée par des expériences menées en laboratoire dans les réacteurs constitués de tuyaux en PVCC et en cuivre. Dans les réacteurs en PVCC remplis d'eau du robinet chlorée, il s'accumulait des concentrations de chlorure de vinyle plus fortes (valeurs non précisées) que dans les réacteurs remplis d'eau déchlorée. Dans les réacteurs constitués de conduites en cuivre, où il n'y avait pas d'accumulation de chlorure de vinyle attribuable à le relargage, on a décelé des concentrations détectables de chlorure de vinyle dans l'eau chlorée, mais pas dans l'eau déchlorée, au bout de 101 heures (4 jours). Après deux mois, tous les réacteurs remplis d'eau déchlorée renfermaient des concentrations inférieures au seuil de détection, tandis que deux des trois échantillons répétés d'eau chlorée renfermaient des concentrations détectables de chlorure de vinyle, pouvant atteindre 0,01 µg/L (LQ de 0,006 µg/L; Walter et coll., 2011).
Dans une autre étude, on ne signale aucune concentration détectable de chlorure de vinyle dans l'eau brute (LDM de 0,013 µg/L). Par contre, des concentrations moyennes (et maximales) de chlorure de vinyle de 0,04 µg/L (0,48 µg/L) et de 0,014 µg/L (0,25 µg/L) ont été mesurées dans l'eau traitée et dans l'eau distribuée, respectivement (Chung et coll., 1997).
Dans plusieurs études, on a constaté un phénomène de formation de chloroacétaldéhyde (CAA) et d'acide chloroacétique attribuable à la réaction entre le chlorure de vinyle issu des conduites en PVC et le chlore résiduel dans l'eau (Ando et Sayato, 1984; Wolf et coll., 1987; PISSC, 1999).
En général, l'utilisation de dispositifs à usage résidentiel pour traiter l'eau déjà traitée par les services publics n'est pas nécessaire. Cependant, on signale que la migration de chlorure de vinyle monomérique à partir des conduites en PVC fabriquées avant 1977 pourrait être une source de contamination de l'eau potable par le chlorure de vinyle dans les réseaux de distribution. Dans ce cas et dans celui où un foyer s'approvisionne en eau potable par un puits privé, l'installation d'un dispositif de traitement de l'eau potable à usage résidentiel peut être envisagée pour réduire les concentrations de chlorure de vinyle dans l'eau potable.
La littérature contient peu d'information sur l'efficacité du traitement au CAG à l'échelle résidentielle, et il n'existe pas de dispositifs de traitement actuellement certifiés pour l'élimination du chlorure de vinyle dans l'eau potable. Toutefois, une étude menée sur les dispositifs de traitement faisant appel à des filtres au charbon activé a montré que ceux-ci pourraient être efficaces pour réduire les concentrations de chlorure de vinyle. Les auteurs affirment que l'utilisation de filtres au carbone de type domestique permettait de ramener des concentrations de chlorure de vinyle monomérique d'environ 13 µg/L à des concentrations largement inférieures à 2 µg/L (Carroll et Eckstein, 2001). On peut installer des filtres au carbone sur le robinet (au point d'utilisation) ou encore à l'endroit où l'eau arrive dans la maison (au point d'entrée). L'installation au point d'entrée est préférable s'il s'agit de réduire les concentrations de COV puisqu'elle permet d'obtenir de l'eau traitée non seulement pour la cuisine ou pour la consommation, mais aussi pour le bain, la douche et la lessive. Certains dispositifs de traitement au point d'entrée ou au point d'utilisation, comme les dispositifs au charbon activé, permettront de réduire les concentrations de chlorure de vinyle à des valeurs inférieures à la CMA si on en installe deux ou plus en série. Aucun dispositif de traitement de l'eau potable n'est certifié particulièrement pour l'élimination du chlorure de vinyle à l'heure actuelle, car cette substance n'est visée par aucune norme de traitement ANSI/NSF pour le moment.
Avant l'installation d'un dispositif de traitement, l'eau doit être analysée pour en établir la chimie générale et y vérifier la présence ainsi que la concentration de chlorure de vinyle. L'eau pénétrant dans le dispositif de traitement de même que l'eau traitée doivent faire l'objet d'analyses par un laboratoire certifié à intervalles réguliers afin de vérifier si le dispositif en question est efficace. Les dispositifs fonctionnant par adsorption peuvent perdre de leur efficacité au fil du temps et de leur utilisation et devoir être entretenus ou remplacés. Les particuliers doivent vérifier la durée de vie prévue des composantes de leur dispositif selon les recommandations du fabricant et veiller à leur entretien.
Santé Canada ne recommande pas de marques particulières de dispositifs de traitement de l'eau, 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 protéger la qualité de l'eau potable en aidant à garantir l'innocuité des matériaux et l'efficacité des produits qui entrent en contact avec l'eau potable. Les organismes de certification garantissent qu'un produit est conforme aux normes en vigueur 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 homologuer les dispositifs de traitement de l'eau potable qui respectent les normes NSF/ANSI (CCN, 2011) :
- Canadian Standards Association International (www.csa-international.org);
- NSF International (www.nsf.org);
- Underwriters Laboratories Inc. (www.ul.com);
- Quality Auditing Institute (www.qai.org);
- Water Quality Association (www.wqa.org);
- International Association of Plumbing & Mechanical Officials (www.iapmo.org).
Une liste à jour des organismes de certification accrédités peut être obtenue auprès du CCN (www.scc.ca).
Comme on le mentionnait précédemment, de faibles concentrations de chlorure de vinyle peuvent être générées par relargage à partir de certains tuyaux en PVC ou en PVCC utilisés dans les réseaux de distribution de l'eau potable, et la quantité ainsi libérée dépend de la qualité des matériaux employés. Le CNP exige que toutes les conduites en plastique acheminant l'eau froide dans les réseaux de distribution et dans la plomberie domestique (tuyaux et composantes, p. ex. raccords) soient conformes à la norme de la CSA applicable aux tuyaux en plastique. La norme exige que les conduites et les composantes en PVC et en PVCC utilisées pour acheminer l'eau potable respectent les exigences fixées par la norme NSF/ANSI 61 (CSA, 2009). La norme NSF/ANSI 61 (intitulée Drinking Water System Components — Health Effects) garantit que les matériaux répondent aux limites de relargage établies afin de protéger la santé humaine, et qu'ils peuvent être utilisés sans danger pour acheminer l'eau potable. Cette norme régit la concentration de chlorure de vinyle monomérique résiduel dans la paroi des produits et des matériaux en PVC et en PVCC. La paroi des produits et des matériaux ne doit pas contenir plus de 3,2 mg/kg de chlorure de vinyle monomérique résiduel (soit au plus 0,2 µg/L dans l'eau potable) pour être certifiés selon la norme NSF/ANSI 61 (NSF/ANSI, 2012).
Détails de la page
- Date de modification :