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Page 8 : Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique – le toluène, l'éthylbenzène et les xylènes

7.0 Techniques de traitement et considérations liées au réseau de distribution

7.1 Échelle municipale

Les méthodes conventionnelles de traitement de l'eau (coagulation, sédimentation, filtration et chloration) ont un effet négligeable ou nul sur les concentrations de COV dans l'eau potable (Love et Eilers, 1982; Love et coll., 1983; Lykins et Clark, 1994). Une faible quantité de COV peuvent aussi être éliminés à la suite d'une volatilisation dans des déversoirs et des bassins à ciel ouvert (AWWA, 1991; Santé et Bien être social Canada, 1993).

L'adsorption sur charbon actif en grains (CAG) et l'aération par tour à garnissage (ATG) sont considérées comme les meilleures techniques disponibles pour l'élimination des TEX de l'eau potable (U.S. EPA, 1998). Les techniques visant à assurer la conformité des petits systèmes comprennent l'adsorption sur CAG, l'ATG, l'aération diffuse, l'aération par diffuseurs d'air multiétage, l'aération sur plateaux et l'aération sur plateaux peu profonds (U.S. EPA, 1998).

Le choix de la méthode de traitement appropriée pour un approvisionnement en eau donné dépend de nombreux facteurs, notamment les caractéristiques de la source d'eau brute, la concentration du contaminant et les conditions d'utilisation de la méthode de traitement. Ces facteurs devraient être pris en considération pour garantir que la méthode de traitement choisie réduira efficacement les concentrations des TEX dans l'eau potable.

7.1.1 Charbon actif

Le charbon actif est utilisé dans le traitement de l'eau sous forme de CAG ou de charbon actif en poudre (CAP). De façon générale, le CAG et le CAP sont destinés à des fins différentes. Le CAG est utilisé pour réguler les concentrations de composés organiques et prévenir les pics occasionnels de produits organiques dans les eaux de surface, pour contrôler le goût et l'odeur et pour limiter les sous produits de désinfection. Le CAP, quant à lui, régule les composés responsables du goût et de l'odeur et adsorbe fortement de faibles quantités de pesticides et d'herbicides. La capacité d'adsorption – et, par conséquent, d'élimination des COV – du charbon actif est influencée par plusieurs facteurs, notamment la compétition avec d'autres contaminants, la matière organique naturelle (MON) préexistante, la température, de même que les propriétés physicochimiques des COV et du charbon actif (Speth, 1990; AWWA, 1991). L'application de CAP, qui convient le mieux aux systèmes conventionnels de traitement des eaux de surface, permet d'éliminer les faibles concentrations occasionnelles de COV comme les TEX lorsqu'elle est effectuée à l'usine de traitement, pourvu que le temps de contact soit suffisant et que le mélange soit adéquat. Dans les usines classiques de traitement de l'eau, le CAP est appliqué au niveau de la prise d'eau, durant le procédé de mélange rapide et dans l'influent du filtre. Il faut prévoir un temps de contact suffisant, qui varie selon les caractéristiques et la concentration du contaminant à adsorber (Najm et coll., 1991). En général, l'adsorption sur CAP est moins efficace que l'adsorption sur CAG pour éliminer les COV, principalement pour les raisons suivantes : 1) si le CAP est utilisé dans des bassins de coagulation et de sédimentation, les sites d'adsorption peuvent être bloqués par la formation de flocs; 2) il n'aura pas le temps d'adsorption nécessaire pour atteindre sa capacité maximale; et 3) la concentration d'équilibre en phase liquide (force d'entraînement du gradient de concentration) diminue au fil du processus d'adsorption. L'association d'une méthode conventionnelle de traitement de l'eau et d'une dose de CAP de l'ordre de 8-27 mg/L a donné des taux de réduction allant jusqu'à 67 % pour le toluène, de 33 à 99 % pour l'éthylbenzène et de 60 à > 99 % pour les xylènes totaux, respectivement (U.S. EPA, 1991a).

Les eaux souterraines contiennent généralement des concentrations plus élevées de COV, et l'adsorption sur CAG est la méthode de traitement la plus couramment employée pour les éliminer (Snoeyink, 1990). Au cours du traitement au CAG, à mesure que l'eau traverse le contacteur à CAG, les contaminants se diffusent dans les granules adsorbantes et s'accumulent sur la surface interne des pores. La colonne de CAG permet un meilleur contact entre l'eau et le milieu, une plus grande efficacité d'adsorption et un meilleur contrôle du processus qu'avec le CAP. Des études à pleine échelle et des études pilotes ont montré qu'il était possible d'atteindre une efficacité d'élimination des TEX de 75 99 % grâce à l'adsorption sur CAG (Miltner et coll., 1987; U.S. EPA, 1990; AWWA, 1991).

La décision d'utiliser le CAG pour éliminer les COV des approvisionnements en eau potable devrait prendre en compte les considérations suivantes liées à la conception du processus : le taux de consommation du charbon, le temps de contact en fût vide (TCFV), le type d'adsorbant, le prétraitement de l'eau brute, la configuration du contacteur (p. ex. fûts en série ou fonctionnement en parallèle) et le procédé de régénération ou de remplacement du CAG. Durant le processus, selon les différents facteurs exposés ci dessus, des contaminants organiques peuvent déborder le fût de charbon. Le débordement initial est le moment où la concentration du contaminant dans l'eau traitée dépasse l'objectif du traitement. Dans les systèmes dotés de plusieurs fûts, des fûts individuels peuvent être utilisés après le débordement initial, pourvu que l'eau provenant de tous les fûts soit conforme, une fois combinée, aux objectifs du traitement. Lorsque le CAG est épuisé, on l'enlève du contacteur et on le remplace par du CAG neuf ou régénéré. Pour des raisons pratiques, le CAP n'est pas récupéré et réactivé, de sorte que son taux de consommation peut être élevé comparativement à celui du CAG (Chowdhury et coll., 2013). La régénération et/ou le remplacement des milieux épuisés sont des facteurs économiques importants à considérer dans l'élimination des contaminants.

Parmi les principaux problèmes opérationnels posés par les contacteurs destinés à l'adsorption sur CAG, notons la prolifération de micro-organismes et l'augmentation concomitante du nombre de bactéries hétérotrophes dans l'eau potable, de même que le bouchage et l'encrassement de l'absorbeur à charbon par des produits chimiques, des précipitants bactériologiques et la matière organique de fond (AWWA, 1991). Les facteurs opérationnels à prendre en considération peuvent aussi comprendre la nécessité d'assurer un lavage à contrecourant adéquat, le maintien de la hauteur et de la densité du fût après ce lavage et la régulation du débit. Pour empêcher le fût de se boucher, il est généralement nécessaire de prétraiter l'eau avant qu'elle n'entre dans le contacteur à CAG (Snoeyink, 1990; Speth, 1990; AWWA, 1991; Crittenden et coll., 2005).

Pour concevoir un dispositif à CAG, il faut obtenir les données pertinentes et les paramètres opérationnels des essais pilotes réalisés en usine, des essais RSSCT (« Rapid Small-Scale Column Test ») et des expériences des fournisseurs. La modélisation mathématique peut également servir à prédire l'efficacité des processus et à choisir le meilleur plan de conception à titre d'approche supplémentaire ou complémentaire aux essais pilotes en usine et aux essais RSSCT.

7.1.1.1 Toluène

Des données à pleine échelle montrent que deux adsorbeurs à CAG fonctionnant en série avec une vitesse de charge hydraulique de 2,2 gpm/pi2 (5,4 m/h) et un TCFV de 27 minutes ont été en mesure de réduire de plus de 99 % la concentration de toluène dans des eaux souterraines. Cependant, une concentration de 220 µg/L de composés BTX (benzène, toluène et xylènes) a été observée dans l'influent (AWWA, 1991).

Dans un essai à l'échelle pilote, une colonne à CAG ayant une vitesse de charge hydraulique de 2,0 gpm/pi2 (4,9 m/h) et un TCFV de 1,0 minute a été en mesure de réduire une concentration de toluène de 24,55 µg/L à 6,1 µg/L dans des eaux souterraines, ce qui a donné un taux de consommation du charbon de 0,066 lb/1 000 gal (0,008 kg/m3) et une durée de vie du fût de 1,5 mois (Miltner et coll., 1987; U.S. EPA, 1990). Les résultats de l'essai à l'échelle pilote ont été utilisés pour prédire le taux de consommation du charbon d'un contacteur à CAG à pleine échelle. Le contacteur à CAG, conçu pour fonctionner avec un fût de 4,05 pi (1,23 m) de hauteur, une vitesse de charge hydraulique de 2,0 gpm/pi2 (4,9 m/h) et un TCFV de 15 minutes, pourrait réduire la concentration dans un influent de 500 µg/L à 5 µg/L. Dans ces conditions, un taux de consommation du charbon de 0,33 lb/1 000 gal (0,04 kg/m3) et un fût d'une durée de vie de 4,5 mois seraient nécessaires pour atteindre une réduction du toluène de l'ordre de 99 % (Miltner et coll., 1987).

Les données sur le fonctionnement d'une station d'assainissement des eaux souterraines montrent qu'un système à CAG à pleine échelle fonctionnant avec un fût ayant une durée de vie de 3,5 mois peut réduire à 5 µg/L des concentrations de toluène allant de 4,4 à 55,0 mg/L. Le débordement du fût de charbon a été défini comme le moment où la concentration de benzène dans l'eau traitée dépassait 5 µg/L (369 917 L d'eau traitée) (Giffin et Davis, 1998).

7.1.1.2 Éthylbenzène

Les données d'un essai à l'échelle pilote montrent qu'une concentration d'éthylbenzène de 4,5 µg/L dans un influent d'eau souterraine a été réduite à 1,1 µg/L au moyen d'une colonne ayant une vitesse de charge hydraulique de 2,0 gpm/pi2 (4,9 m/h) et un TCFV de 1,0 minute, ce qui a donné un taux de consommation du charbon de 0,071 lb/1 000 gal (0,009 kg/m3) et une durée de vie du fût de 1,4 mois (Miltner et coll., 1987; U.S. EPA, 1990). Miltner et coll. (1987) ont prédit, en se fondant sur des paramètres d'entrée de l'essai, le taux de consommation du charbon d'un adsorbeur à CAG à pleine échelle. L'adsorbeur à CAG, conçu pour fonctionner avec un fût de 4,05 pi (1,23 m) de hauteur, une charge liquide de 2,0 gpm/pi2 (4,9 m/h) et un TCFV de 15 minutes, pourrait réduire la concentration d'éthylbenzène dans un influent de 100 µg/L à 10 µg/L (réduction de 90 %). Dans ces conditions, le taux de consommation du charbon serait de 0,24 lb/1 000 gal (0,03 kg/m3) et la durée de vie du fût serait de 6,1 mois (Miltner et coll., 1987).

Les données sur le fonctionnement d'une station d'assainissement des eaux souterraines montrent qu'un système à CAG à pleine échelle doté d'un fût ayant une durée de vie de 3,5 mois peut réduire des concentrations d'éthylbenzène de 0,54 3,9 mg/L à moins de 1 µg/L. Le débordement du fût de charbon a été défini comme le moment où la concentration de benzène dans l'eau traitée dépassait 5 µg/L (369 917 L d'eau traitée) (Giffin et Davis, 1998).

7.1.1.3 Xylènes

Des données à pleine échelle montrent que deux adsorbeurs à CAG fonctionnant en série avec une vitesse de charge hydraulique de 2,2 gpm/pi2 (5,4 m/h) et un TCFV de 27 minutes ont été en mesure de réduire de plus de 99 % la concentration de xylènes totaux dans des eaux souterraines. La concentration de 220 µg/L dans l'influent a été caractérisée comme étant constituée de composés BTX (AWWA, 1991).

Selon un essai à l'échelle pilote utilisant une colonne à CAG, une concentration de m-xylène de 5,45 µg/L dans un influent d'eau souterraine peut être réduite à 1,36 µg/L si on applique une vitesse de charge hydraulique de 2,03 gpm/pi2 (4,9 m/h) et un TCFV de 1,0 minute, ce qui donne un taux de consommation de charbon de 0,069 lb/1 000 gal (0,008 kg/m3) et une durée de vie du fût de 1,4 mois. Dans les mêmes conditions de fonctionnement, la concentration d'o-xylène/p-xylène de 9,0 µg/L a été réduite à 2,25 µg/L, pour un taux de consommation du charbon de 0,172 lb/1 000 gal (0,02 kg/m3) et une durée de vie du fût de 0,6 mois (Miltner et coll., 1987; U.S. EPA, 1990). À la lumière des résultats de l'essai à l'échelle pilote, Miltner et coll. (1987) ont prédit les taux de consommation du charbon d'un adsorbeur à CAG à pleine échelle. Le contacteur à CAG, conçu pour fonctionner avec un fût de 4,05 pi (1,23 m) de hauteur, une vitesse de charge hydraulique de 2,03 gpm/pi2 (4,95 m/h) et un TCFV de 15 minutes, pourrait réduire les concentrations du m xylène ainsi que de l'o-xylène/p-xylène dans l'influent de 1 000 µg/L à 50 µg/L. Dans ces conditions, on pourrait obtenir une réduction de 95 % qui se traduirait par un taux de consommation du charbon de 1,9 lb/1 000 gal (0,22 kg/m3) et une durée de vie du fût de 0,8 mois pour le m-xylène, et un taux de consommation du charbon de 1,2 lb/1 000 gal (0,14 kg/m3) et une durée de vie du fût de 1,3 mois pour l'o-xylène/p-xylène (Miltner et coll., 1987).

Les données sur le fonctionnement d'une station d'assainissement des eaux souterraines montrent qu'un système à CAG à pleine échelle doté d'un fût ayant une durée de vie de 3,5 mois peut réduire des concentrations de xylènes totaux allant de 2,7 à 23,0 mg/L à moins de 3,0 µg/L. Le débordement du fût de charbon a été défini comme le moment où la concentration de benzène dans l'eau traitée dépassait 5 µg/L (369 917 L d'eau traitée) (Giffin et Davis, 1998).

7.1.2 Strippage à l'air

Le strippage à l'air est une méthode éprouvée pour éliminer les COV de l'eau potable (Cummins et Westrick, 1990; U.S. EPA, 1991a; Dyksen, 2005; OMS, 2011). Bien qu'il existe différents types d'équipement de strippage à l'air, l'ATG est la meilleure façon d'éliminer les COV de l'eau potable. On considère que l'utilisation d'une tour d'ATG permet d'éliminer de 94 à > 99 % des composés TEX de l'eau potable (Hand et coll., 1986; U.S. EPA, 1990; AWWA, 1991). L'ATG permet des rapports air eau plus élevés que les autres systèmes d'aération (p. ex. aérateur diffuseur, aérateur à plateaux multiples, aérateur à pulvérisation, aérateur mécanique). Dans l'ATG simultanée, l'eau contaminée s'écoule vers le bas sous l'effet de la gravité, jusqu'à un fût de garniture, tandis que de l'air est introduit dans la tour sous le fût et poussé vers le haut, à contrecourant de l'eau. Comme l'ATG provoque le transfert des COV de l'eau à l'air, il peut s'avérer nécessaire de traiter les rejets gazeux des tours à garnissage afin de réduire les concentrations de contaminants avant leur évacuation dans l'atmosphère (Crittenden et coll., 1988; Adams et Clark, 1991).

Plusieurs facteurs affectent la vitesse d'élimination des COV : le rapport air eau, la surface disponible pour le transfert de masse, la vitesse de charge hydraulique, la température de l'eau et de l'air, la chute de pression du gaz, la nature et la taille des particules de garnissage, ainsi que les propriétés physiques et chimiques (p. ex. coefficient de transfert de masse en phase liquide) du contaminant en question (AWWA, 1991; Crittenden et coll., 2005; Dyksen et coll., 2005). L'aération diffuse, l'aération par diffuseurs d'air multiétage, l'aération sur plateaux et l'aération sur plateaux peu profonds sont considérées comme des méthodes de strippage à l'air de remplacement pour la réduction des concentrations de toluène, d'éthylbenzène et de xylènes dans l'eau potable des petits systèmes d'approvisionnement (U.S. EPA, 1998).

Le bouchage et l'encrassement des colonnes sont des problèmes courants. Les principales causes de l'encrassement sont les dépôts de carbonate de calcium et de sulfate de calcium, l'oxydation du fer, la prolifération de micro organismes et la MON. Il existe néanmoins des moyens pour prévenir l'encrassement de la colonne, notamment la diminution du pH de l'influent, l'utilisation d'inhibiteurs d'entartrage et l'enlèvement du fer avant l'ATG. La prolifération d'algues peut aussi être un problème dans les lieux où la lumière peut pénétrer à l'intérieur de la tour. Après le traitement, d'autres mesures, comme l'utilisation d'un inhibiteur de corrosion, peuvent aussi être nécessaires pour prévenir la corrosion par l'eau associée à l'augmentation de la quantité d'oxygène dissous lors du processus d'aération. Les conditions environnementales, notamment la température de l'eau, peuvent influer sur le fonctionnement des tours à garnissage. Bien que les températures sous le point de congélation puissent causer des problèmes opérationnels, le contact entre l'eau et l'air pendant l'ATG modifie la température de l'air jusqu'à ce que celle ci se rapproche de la température de l'eau. La température a un effet sur la constante de la loi de Henry et sur le coefficient de transfert de masse du contaminant. Ces facteurs influent sur la taille de l'équipement et sur l'efficacité d'élimination des COV (Crittenden et coll., 2005).

7.1.2.1 Toluène

Des données à pleine échelle indiquent qu'une colonne d'ATG peut réduire une concentration moyenne de toluène de 30,9 µg/L dans un influent d'eau souterraine à une concentration moyenne de 0,94 µg/L dans l'eau traitée. Un taux de réduction de 96,9 % a été obtenu avec un rapport air eau de 61, une vitesse de charge hydraulique de 29,8 gpm/pi2 (72,7 m/h), une tour de 24,5 pi (7,47 m) de hauteur et une colonne garnie de 8 pi (2,44 m) de diamètre (Hand et coll., 1986).

Un essai à l'échelle pilote a permis de réduire de 98,3 % une concentration de toluène dans des eaux souterraines. Une concentration de 62,0 µg/L dans l'influent a été réduite à 1,1 µg/L avec un rapport air eau de 25 et une vitesse de charge hydraulique de 30,9 gpm/pi2 (75,4 m/h) (U.S. EPA, 1990). Un autre essai à l'échelle pilote a permis de réduire des concentrations de l'ordre de 3 050 13 400 µg/L dans des influents à 20,9 168 µg/L (réduction de 95,5 99,3 %). Le taux de réduction le plus élevé (99,3 %) a été obtenu avec une concentration de 3 050 µg/L dans l'influent, un rapport air eau de 71 et une vitesse de charge hydraulique de 17,8 gpm/pi2 (43,4 m/h) (U.S. EPA, 1990).

Crittenden et coll. (1988) et Adams et Clark (1991) ont estimé qu'une efficacité d'élimination de 99 % et une concentration de toluène de 1 µg/L dans l'eau traitée étaient réalisables. Selon Crittenden et coll. (1988), les paramètres typiques pour le strippage à l'air à pleine échelle visant à réduire la présence de toluène devraient être les suivants : rapport air eau de 30, colonne de 39,04 pi (11,9 m) de haut et colonne garnie de 8,07 pi (2,4 m) de diamètre. Dans ces conditions, on pourrait obtenir une réduction du toluène de l'ordre de 99 % dans un influent d'eau ayant une concentration de 100 µg/L, ce qui donnerait une concentration de 1 µg/L dans l'eau traitée.

L'aération diffuse, qui présente normalement une efficacité d'élimination allant de 22 à 89 % pour le toluène, consomme plus d'énergie que les systèmes à ATG (U.S. EPA, 1991a). Un système d'aération diffuse a été en mesure de réduire une concentration de toluène de 108 µg/L dans des eaux souterraines enrichies à une concentration de 14,0 µg/L dans l'eau traitée. Ce taux d'élimination de 87 % a été obtenu avec un rapport air eau de 15 (U.S. EPA, 1990).

7.1.2.2 Éthylbenzène

Une colonne d'ATG à pleine échelle a réduit une concentration d'éthylbenzène de 5,1 µg/L dans un influent d'eau souterraine à moins de 0,3 µg/L. Un taux de réduction supérieur à 94 % a été obtenu avec un rapport air eau de 61, une vitesse de charge hydraulique de 29,8 gpm/pi2 (72,7 m/h), une colonne de 24,5 pi (7,47 m) de hauteur et une colonne garnie de 8 pi (2,44 m) de diamètre (Hand et coll., 1986).

Deux essais à l'échelle pilote ont montré que l'ATG était une technique efficace pour le traitement de l'éthylbenzène dans l'eau potable (U.S. EPA, 1990). Une colonne à l'échelle pilote a été en mesure de réduire des concentrations d'éthylbenzène dans des influents de 202,0 µg/L à 3,9 µg/L et de 59,7 µg/L à moins de 0,1 µg/L avec des rapports air eau de 59 et 63, respectivement. La colonne fonctionnait avec une vitesse de charge hydraulique moyenne de 23 gpm/pi2 (56,1 m/h). Un autre système d'ATG à l'échelle pilote a permis de réduire de 92,0 % la présence d'éthylbenzène dans des eaux souterraines. Une concentration de 9,0 µg/L dans un influent a été réduite à moins de 1,0 µg/L avec un rapport air eau de 25 et une vitesse de charge hydraulique de 30,9 gpm/pi2 (75,4 m/h) (U.S. EPA, 1990).

Crittenden et coll. (1988) et Adams et Clark (1991) ont estimé qu'une efficacité d'élimination de 99 % et une concentration d'éthylbenzène de 1 µg/L dans l'eau traitée étaient réalisables. Selon Adams et Clark (1991), les paramètres de strippage de l'air à pleine échelle devraient comprendre un rapport air eau de 30 et un dispositif de strippage de l'air d'une longueur de 36,1 pi (11,0 m).

L'aération diffuse, qui présente normalement une efficacité d'élimination allant de 24 à 89 % pour l'éthylbenzène, consomme plus d'énergie que les systèmes à ATG (U.S. EPA, 1991a). Un système d'aération diffuse à l'échelle de banc d'essai a permis de réduire une concentration d'éthylbenzène de 113 µg/L dans des eaux souterraines enrichies à 13,6 µg/L. Un taux d'élimination de 88 % a été obtenu avec un rapport air eau de 15 (U.S. EPA, 1990).

7.1.2.3 Xylènes

Des données à pleine échelle indiquent qu'une colonne d'ATG peut réduire une concentration moyenne de xylènes de 16,6 µg/L dans un influent d'eau souterraine à une concentration moyenne de 0,6 µg/L dans l'eau traitée. Un taux de réduction de 96,4 % a été obtenu avec un rapport air eau de 61, une vitesse de charge hydraulique de 29,8 gpm/pi2 (72,7 m/h), une tour de 24,5 pi (7,47 m) de hauteur et une colonne garnie de 8 pi (2,44 m) de diamètre (Hand et coll., 1986).

Un essai à l'échelle pilote a montré qu'une colonne d'ATG pouvait réduire avec efficacité la concentration d'isomères du xylène dans l'eau potable. Des concentrations de m-xylène de l'ordre de 1 020 1 900 µg/L dans l'influent ont été réduites à des concentrations allant de 18,2 à 121 µg/L, soit des taux de réduction de 93,1 à 98,2 %. Des concentrations d'o-xylène/p-xylène de l'ordre de 1 210 1 980 µg/L ont été réduites à des concentrations allant de 62,9 à 179 µg/L (élimination de 87,1 94,8 %). Les taux d'élimination les plus élevés de 98,2 % et 94,8 % ont été obtenus avec des concentrations dans l'influent de 1 020 µg/L dans le cas du m-xylène et de 1 210 µg/L dans le cas de l'o-xylène/p-xylène. La colonne fonctionnait avec un rapport air eau de 71 et une vitesse de charge hydraulique de 17,8 gpm/pi2 (43,4 m/h) (U.S. EPA, 1990).

Un autre essai pilote a montré qu'une colonne d'ATG fonctionnant avec un rapport air eau de 25 et une vitesse de charge hydraulique de 30,9 gpm/pi2 (75,4 m/h) pouvait atteindre des taux d'élimination de > 95 %, > 83 % et > 90 % dans le cas de l'o-xylène, du m-xylène et du p-xylène, respectivement. Les concentrations observées d'o-xylène, de m-xylène et de p-xylène mesurées dans l'influent étaient de 10,0 µg/L, 2,9 µg/L et 6,9 µg/L, respectivement (U.S. EPA, 1990).

Crittenden et coll. (1988) et Adams et Clark (1991) ont estimé qu'une efficacité d'élimination de 99 % et une concentration de m-xylène de 1 µg/L dans l'eau traitée étaient réalisables. Selon Crittenden et coll. (1988), les paramètres de strippage de l'air à pleine échelle devraient comprendre un rapport air eau de 37,3, une colonne d'air de 40,5 pi (12,3 m) de hauteur et une colonne de 18,34 pi (5,6 m) de diamètre.

L'aération diffuse, qui présente normalement une efficacité d'élimination allant de 18 89 % pour les isomères du xylène, consomme plus d'énergie que les systèmes à ATG (U.S. EPA, 1991a). Un système d'aération diffuse a réduit de 82 %, 84 % et 88 %, respectivement, des concentrations de 120 µg/L d'o xylène, de 107 µg/L de m-xylène et de 103 µg/L de p-xylène dans un influent d'eau souterraine enrichie (U.S. EPA, 1990).

7.1.3 Couplage de l'aération par tour à garnissage et de l'adsorption sur charbon actif en grains

Le strippage à l'air transfère les COV de l'eau à l'air, provoquant un problème de pollution de l'air. En général, l'utilisation du CAG après le strippage à l'air vise à traiter les rejets gazeux du dispositif de strippage à l'air et à réduire les COV évacués dans l'atmosphère. Toutefois, plusieurs articles indiquent que le couplage des techniques d'aération et de l'adsorption par charbon actif liquide dans un traitement en deux étapes est un moyen très efficace d'obtenir des concentrations très faibles de COV dans l'eau traitée (Robeck et Love, 1983; McKinnon et Dyksen, 1984; Stenzel et Gupta, 1985; U.S. EPA, 1991a). Des eaux souterraines contaminées par de fortes concentrations de COV ont fait l'objet d'une ATG suivie d'une adsorption sur CAG. L'application du processus d'aération et d'une méthode d'adsorption a permis de baisser les concentrations de COV sous le seuil de détection dans l'eau potable (McKinnon et Dyksen, 1984).

Dans une usine de traitement à l'échelle municipale ayant combiné ces procédés, le strippage à l'air a servi à réduire la plus grande partie des concentrations de COV dans l'eau; du charbon actif a été utilisé par la suite pour faire baisser davantage les concentrations résiduelles de COV sous la limite de détection de 0,1 µg/L (Robeck et Love, 1983). Le procédé de strippage à l'air précédant l'adsorption par charbon actif liquide peut aussi accroître la durée de vie du fût de charbon (Hess et coll., 1981; Stenzel et Gupta, 1985; U.S. EPA, 1991a). Les problèmes opérationnels inhérents aux systèmes d'ATG et aux contacteurs destinés à l'adsorption sur CAG sont semblables, et ils devraient être pris en considération lorsque les procédés sont employés ensemble. Cependant, aucune information n'a encore été publiée sur l'efficacité de ce couplage pour réduire la présence des composés TEX.

7.1.4 Procédés d'ozonation et d'oxydation avancée

Les procédés d'ozonation et d'oxydation avancée (POA) seraient efficaces pour réduire les concentrations des composés TEX dans l'eau potable, mais il n'existe pas de données à ce sujet provenant de systèmes à pleine échelle (Fronk, 1987; U.S. EPA, 1990; Lykins et Clark, 1994; Topudurti et coll., 1998; Bergendahl et coll., 2003; Garoma et coll., 2008). Les POA produisent des radicaux hydroxyles hautement réactifs à la température et à la pression atmosphérique ordinaires. Les radicaux hydroxyles sont des oxydants puissants qui réagissent de façon rapide et non sélective avec les contaminants organiques. Les POA offerts sur le marché comprennent notamment l'ozone combiné au peroxyde d'hydrogène, l'ozone combiné au rayonnement ultraviolet (UV), l'ozone à pH élevé, le peroxyde d'hydrogène combiné au rayonnement UV, le dioxyde de titane combiné au rayonnement UV, ainsi que l'ozone combiné au dioxyde de titane et au rayonnement UV. Le principal avantage des POA est leur capacité de convertir entièrement les composés organiques en dioxyde de carbone et en acides minéraux (Crittenden et coll., 2005); les procédés d'adsorption et de strippage à l'air, eux, ne font que transférer les contaminants d'une phase à l'autre, si bien que d'autres traitements pourraient être nécessaires (Glaze et coll., 1988; U.S. EPA, 1993; Crittenden et coll., 2005). Les caractéristiques physiques et chimiques de l'eau ont une grande incidence sur les POA. Les caractéristiques de la qualité de l'eau pouvant affecter l'efficacité des POA sont l'alcalinité, le pH, la MON, les ions métalliques réduits (fer et manganèse) et la turbidité (Fronk, 1987; Crittenden et coll., 2005). Par conséquent, pour réduire les gaspillages d'énergie dans les POA et maximiser leur efficacité, on effectue couramment un prétraitement pour éliminer les autres contaminants présents.

Lorsque des POA sont utilisés, il faut prendre en considération la formation de sous produits de l'oxydation et/ou de l'oxydation avancée des COV et d'autres composés inorganiques dans la source d'eau. Les POA produisent des radicaux peroxyles organiques réactifs qui subissent des réactions en chaîne menant à une variété de sous produits oxygénés. Les sous produits typiques des POA sont des aldéhydes, des cétones et des composés carboxyliques. Un autre problème potentiel associé à l'utilisation de l'ozone ou des POA, par exemple l'ozone combiné au rayonnement UV ou au peroxyde d'hydrogène, est la formation de bromate dans les eaux contenant des concentrations importantes de bromure (Crittenden et coll., 2005).

Krasner et coll. (1993) et Siddiqui et Amy (1993) ont observé que l'application d'un mélange d'ozone et de peroxyde d'hydrogène pouvait favoriser la formation de bromate à un pH de 8,0 8,5, comparativement à l'application d'ozone seul. Cependant, il est établi que la formation de bromate peut être prévenue par l'utilisation d'un mélange ayant un rapport peroxyde d'hydrogène ozone plus élevé (Liang et coll., 2001). La formation de sous produits peut rendre nécessaires d'autres traitements à la suite des POA. Une optimisation du procédé pour réduire au minimum la formation de sous produits peut aussi s'avérer nécessaire.

Pour produire des réactions photolytiques, il faut de grandes quantités d'énergie électrique, dont le coût peut être élevé. La comparaison de l'efficacité de différentes méthodes de photolyse est donc fondée sur la consommation d'électricité par quantité éliminée de composé (Crittenden et coll., 2005).

7.1.4.1 Toluène

Des essais d'ozonation à l'échelle pilote ont été effectués pour éliminer des COV de l'eau potable. Les expériences ont porté sur de l'eau distillée et sur des eaux souterraines, toutes enrichies en certains contaminants à des concentrations allant de 50 à 384 µg/L. La concentration de toluène dans l'influent n'a pas été précisée. On a noté qu'une dose d'ozone transférée (définie comme la quantité d'ozone appliquée moins la concentration dans les rejets gazeux) de 10 mg/L avait permis de réduire de 96 % la présence de toluène dans les eaux souterraines (Fronk, 1987). Un test à l'échelle de banc d'essai a montré que l'ozone permettait l'oxydation efficace du toluène dans les eaux souterraines enrichies avec un temps de contact de 13 minutes. Des doses d'ozone de 10,1 mg/L et 9,4 mg/L ont permis de réduire des concentrations de toluène de 108,0 µg/L et 7,0 µg/L de 91 % et 100 %, respectivement (U.S. EPA, 1990).

Un système d'oxydation photocatalytique a été évalué à l'échelle pilote pour le traitement d'eaux souterraines contaminées par des COV, dont le toluène. Le système, qui employait une source de rayonnement UV de 254 nm avec 70,0 mg/L de H2O2 et 0,4 mg/L d'ozone, a réduit de plus de 93 % des concentrations de toluène dans l'influent allant de 44 à 85 µg/L. Pour prévenir l'encrassement du réacteur photocatalytique, on a effectué un prétraitement au moyen d'échangeurs d'ions destiné à éliminer le fer et le manganèse des eaux souterraines. Les chercheurs ont observé la formation de plusieurs sous produits de l'oxydation, notamment des aldéhydes (formaldéhyde : 237 µg/L; acétaldéhyde : 50 µg/L) et des acides haloacétiques (acide chloroacétique : 14 µg/L; acide dichloroacétique : 15 µg/L) (Topudurti et coll., 1998).

On a évalué la capacité de POA à l'échelle de banc d'essai reposant sur le rayonnement UV et sur le couplage UV H2O2 d'éliminer le toluène dans de l'eau distillée enrichie. Les données ont montré qu'un rayonnement UV d'une intensité de 85 µW/cm2 entraînait une réduction de 69 % d'une concentration de toluène de 51,7 µg/L. Ce taux passait à 100 % si on associait 10 mg/L de H2O2 au rayonnement UV (U.S. EPA, 1990).

Une étude de laboratoire a porté sur l'efficacité du procédé d'oxydation O3 UV dans la dégradation du benzène, du toluène, de l'éthylbenzène et des xylènes (composés BTEX) dans des eaux souterraines contaminées dans différentes conditions expérimentales. Un rayonnement UV d'une intensité de 2,73 W/L (1,4 kWh/m3) associé à une dose d'ozone de 28 mg/L a permis de réduire de plus de 99 % en 30 minutes une concentration de toluène de 83 µg/L dans un influent (Garoma et coll., 2008).

7.1.4.2 Éthylbenzène

Des essais d'ozonation à l'échelle pilote ont été effectués pour l'élimination des COV de l'eau potable. Les expériences ont porté sur de l'eau distillée et sur des eaux souterraines, chacune enrichie en certains contaminants. Les concentrations des contaminants allaient de 50 à 384 µg/L, soit celles normalement observées dans les eaux souterraines (Fronk, 1987). La concentration d'éthylbenzène dans l'influent n'a pas été précisée. On a noté qu'une dose d'ozone transférée (définie comme la quantité d'ozone appliquée moins la concentration dans les rejets gazeux) de 10 mg/L avait permis de réduire de 95 % la présence d'éthylbenzène dans les eaux souterraines (Fronk, 1987). Un test à l'échelle de banc d'essai a montré que l'ozone permettait l'oxydation efficace de l'éthylbenzène dans des eaux souterraines enrichies avec un temps de contact de 13 minutes. Des doses d'ozone de 10,1 mg/L et 9,4 mg/L ont permis de réduire des concentrations d'éthylbenzène de 113,0 µg/L et 42,0 µg/L de 90 % et 100 %, respectivement (U.S. EPA, 1990).

7.1.4.3 Xylènes

Des essais d'ozonation à l'échelle pilote ont été effectués pour l'élimination des COV de l'eau potable. Les expériences ont porté sur de l'eau distillée et sur des eaux souterraines, chacune enrichie en certains contaminants à des concentrations allant de 50 à 384 µg/L. Bien que les concentrations des isomères individuels du xylène n'aient pas été précisées, les expériences ont montré qu'une dose d'ozone transférée de 10 mg/L avait permis de réduire de 95 %, 97 % et 97 % respectivement les concentrations d'o-xylène, de m-xylène et de p-xylène dans les eaux souterraines (Fronk, 1987). Un test à l'échelle de banc d'essai a montré que l'ozone avait efficacement oxydé les isomères du xylène. Des concentrations de 120,0 µg/L d'o-xylène, 107,0 µg/L de m-xylène et 103,0 µg/L de p-xylène dans des eaux souterraines enrichies ont été réduites respectivement à 8,4 µg/L, 7,5 µg/L et 7,2 µg/L au moyen d'une dose d'ozone de 10,1 mg/L. Cependant, une dose d'ozone de 9,4 mg/L a permis d'obtenir une réduction de 100 % dans un essai où les concentrations initiales étaient de 60,0 µg/L, 46,0 µg/L et 44,0 µg/L dans le cas de l'o-xylène, du m-xylène et du p-xylène, respectivement (U.S. EPA, 1990).

Un système d'oxydation photocatalytique à l'échelle pilote a obtenu des taux de réduction de plus de 98,0 % en présence de concentrations de xylènes totaux allant de 55 à 203 µg/L. Le système employait une source de rayonnement UV de 254 nm associée à 70 mg/L de H2O2 et à 0,4 mg/L d'ozone. Pour prévenir l'encrassement du réacteur photocatalytique, on a effectué un prétraitement au moyen d'échangeurs d'ions destiné à éliminer le fer et le manganèse des eaux souterraines. Les chercheurs ont constaté la formation de plusieurs sous produits de l'oxydation, notamment des aldéhydes (formaldéhyde : 237 µg/L; acétaldéhyde : 50 µg/L) et des acides haloacétiques (acide chloroacétique : 14 µg/L; acide dichloroacétique : 15 µg/L) (Topudurti et coll., 1998).

Une étude de laboratoire a porté sur l'efficacité du procédé d'oxydation O3-UV pour la dégradation des composés BTEX dans des eaux souterraines contaminées dans différentes conditions expérimentales. Un rayonnement UV d'une intensité de 2,73 W/L (1,4 kWh/m3) associé à une dose d'ozone de 28 mg/L a permis de réduire de plus de 99 % en 30 minutes une concentration de xylènes totaux de 71 µg/L dans un influent (Garoma et coll., 2008).

7.1.5 Méthodes émergentes

De nouvelles méthodes ont le potentiel d'éliminer les COV, y compris les composés TEX, mais il n'existe pas encore suffisamment d'informations pour les évaluer en profondeur :

  • Pervaporation sur membrane – Bien que l'utilisation de membranes pour l'extraction par pervaporation de COV ait essentiellement été limitée au traitement des eaux usées, cette technique a aussi fait l'objet d'études visant à éliminer les COV des eaux souterraines (Jian et Pintauro, 1997; Uragami et coll., 2001; Peng et coll., 2003). La pervaporation est un procédé par lequel un flux de liquide contenant des contaminants est mis en contact avec un côté d'une membrane polymérique non poreuse pendant qu'un vide est appliqué ou que des gaz sont aspirés de l'autre côté. Les composantes du liquide se fixent sur la membrane, la traversent puis s'évaporent (Lipski et Cote, 1990; Peng et coll., 2003).
  • Adsorbants de rechange – Une étude a indiqué qu'un adsorbant imprégné d'un catalyseur au platine et au dioxyde de titane avait réduit des concentrations de BTEX allant de 24 à 201 mg/L, atteignant une efficacité d'élimination de 96 à 100 % (Crittenden et coll., 1997). La cinétique de l'adsorption des composés BTEX est meilleure avec des filtres à charbon actif soutenus par de la fibre de verre qu'avec des filtres à CAG (Yue et coll., 2001).
  • POA avec le réactif de Fenton – Un système à l'échelle pilote a été mis à l'essai pour évaluer une POA reposant sur le réactif de Fenton dans le cadre du traitement de composés organiques dans les eaux souterraines. L'essai a montré que des concentrations initiales d'éthylbenzène (500 µg/L), de toluène (1 700 µg/L), d'o-xylène (140,0 µg/L) et de m-xylène/p-xylène (360,0 µg/L) avaient été réduites à des niveaux inférieurs au seuil de détection (non précisé) de chaque contaminant au moyen d'un mélange ayant un rapport molaire peroxyde d'hydrogène fer de 75 et une concentration moyenne de fer de 10 mg/L. Le pH optimal se situait entre 3,5 et 4. Il importe de noter que le pH pourrait devoir être ajusté après ce traitement (Bergendahl et coll., 2003).
  • Biorestauration – La biorestauration consiste à utiliser des micro-organismes dans des conditions entièrement contrôlées pour dégrader des contaminants en composés moins toxiques, comme du dioxyde de carbone, du méthane, de l'eau et des sels inorganiques (Guerin, 2002; Ohlen et coll., 2005; Zein et coll., 2006; Farhadian et coll., 2008). Un bioréacteur à membrane aérobie à écoulement gravitaire à l'échelle du terrain a réduit des concentrations de composés TEX dans des eaux souterraines à moins de 1 µg/L, soit une efficacité d'élimination de plus de 99,9 %. Le réacteur a travaillé pendant 6 mois avec un débit d'influent de 5 gpm (0,31 L/sec). Les concentrations de 508,24 µg/L de toluène et de 235,96 µg/L d'éthylbenzène ont été respectivement réduites à 0,11 µg/L et 0,04 µg/L dans l'influent. Une biodégradation supérieure à 99,9 % a été obtenue pour chaque isomère du xylène. Les concentrations de 431,61 µg/L d'o-xylène, de 638,07 µg/L de m-xylène et de 716,59 µg/L de p-xylène ont été respectivement réduites à 0,07, 0,14 et 0,1 µg/L dans l'influent (Zein et coll., 2006). Des expériences de laboratoire ont été réalisées avec deux configurations de bioréacteur : un réacteur à film fixe immergé (submerged fixed-film reactor; SFFR) et un réacteur à lit fluidisé (fluidized bed reactor; FBR). Les deux configurations se sont avérées efficaces pour la biodégradation des composés TEX dans des eaux souterraines enrichies. Les deux bioréacteurs ont été ventilés pendant toute la durée des expériences, de manière à alimenter en oxygène les micro-organismes aérobies fixés sur le support de charbon actif. Le temps de rétention hydraulique a été de 32,6 heures dans le cas du SFFR et de 26,1 heures dans celui du FBR (Guerin, 2002). La concentration initiale de toluène de 0,19 mg/L a été biodégradée dans les deux réacteurs dans une proportion de l'ordre de 99,4 %. La concentration initiale d'éthylbenzène de 0,015 mg/L a été réduite de 97,6 % dans le réacteur SFFR. Une dégradation de 97,6 % de l'éthylbenzène a aussi été réalisée dans le réacteur FBR, dans lequel la concentration initiale était de 0,018 mg/L. Chacun des réacteurs a entraîné la biodégradation de 99 % des concentrations de xylènes totaux dans l'influent, qui allaient de 0,23 à 0,26 mg/L (Guerin, 2002). Les expériences de laboratoire ont montré que l'application de charbon actif sur un support de biomasse dans un réacteur à lit fluidisé produisait un système dans lequel tant l'adsorption que la biodégradation interviennent dans l'élimination des composés BTEX de l'eau souterraine. Durant la période de démarrage, les composés BTEX sont principalement éliminés par adsorption. Une fois que le biofilm et que des concentrations à l'état stable sont établis, la biodégradation devient le principal mode d'élimination des composés BTEX (Voice et coll., 1992).

7.2 Échelle résidentielle

En règle générale, il n'est pas recommandé d'utiliser des dispositifs de traitement de l'eau potable pour effectuer un traitement additionnel de l'eau traitée par la municipalité. Dans les cas où l'eau potable d'une résidence provient d'un puits privé, un dispositif résidentiel de traitement de l'eau potable peut servir à réduire les concentrations de composés TEX qui s'y trouvent.

Santé Canada ne recommande aucune marque particulière de dispositif de traitement de l'eau potable, mais conseille fortement aux consommateurs d'utiliser des dispositifs dont la conformité aux normes pertinentes de NSF International (NSF) et de l'American National Standards Institute (ANSI) est certifiée par un organisme de certification agréé. 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. Les organismes de certification, qui garantissent qu'un produit donné est conforme aux normes applicables, 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) :

Une liste à jour des organismes de certification accrédités peut être obtenue auprès du CCN (2014).

Un certain nombre de dispositifs à usage résidentiel mis sur le marché par divers fabricants peuvent éliminer les composés TEX de l'eau potable. Les dispositifs certifiés pour l'élimination des composés TEX de l'eau potable reposent sur des procédés d'adsorption (charbon actif) et d'osmose inverse.

Des systèmes de filtration peuvent être installés au niveau du robinet (point d'utilisation) ou au point d'entrée de l'eau dans la résidence (point d'entrée). Il est préférable d'utiliser des systèmes aux points d'entrée pour réduire les COV comme les composés TEX, car ils permettent d'obtenir de l'eau traitée pour le bain et la lessive, ainsi que pour la cuisine et la boisson. Cela aidera à réduire le risque d'exposition à des COV par inhalation.

Dans les cas où il est impossible de se procurer un dispositif certifié de traitement au point d'entrée, des systèmes peuvent être conçus et construits au moyen de matériaux certifiés. Tant l'eau pénétrant dans le dispositif de traitement que l'eau traitée devraient faire l'objet d'analyses régulières par un laboratoire certifié visant à vérifier l'efficacité du dispositif en question. La capacité d'élimination des dispositifs peut diminuer au fil de leur utilisation et du temps, et il faut les maintenir et/ou les remplacer au besoin. Les consommateurs devraient vérifier la durée de vie prévue des composantes de leur dispositif de traitement selon les recommandations du fabricant.

Les systèmes d'osmose inverse devraient seulement être installés au point d'utilisation, car l'eau traitée par ce genre de systèmes peut avoir un effet corrosif sur la plomberie. Ces systèmes exigent en outre de grandes quantités d'eaux influentes pour obtenir le volume d'eau potable nécessaire, car ils en rejettent une partie (déchets). Il est possible que l'utilisateur doive prétraiter l'eau entrante pour réduire l'encrassement et accroître la durée de vie de la membrane.

7.2.1 Toluène

Les dispositifs certifiés pour l'élimination du toluène de l'eau potable qui reposent sur une technique d'adsorption (charbon actif) peuvent être certifiés pour l'élimination du toluène spécifiquement, ou pour l'élimination des COV dans leur ensemble à la suite d'essais indirects.

Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 53 pour la réduction du toluène seulement, il doit être en mesure de réduire une concentration moyenne de 3,0 mg/L dans l'influent à un maximum de 1,0 mg/L dans l'eau traitée (NSF/ANSI, 2013a). Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 53 par des essais indirects, il doit être en mesure de réduire une concentration de toluène de 0,078 mg/L dans l'influent à un maximum de 0,001 mg/L dans l'eau produite (NSF/ANSI, 2013a).

Bien qu'il n'existe à l'heure actuelle aucun dispositif résidentiel certifié pour la réduction du toluène dans l'eau potable par un traitement d'osmose inverse, le toluène est visé par la norme NSF/ANSI 58 (OI). Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 58 par des essais indirects, il doit être en mesure de réduire une concentration de toluène de 0,078 mg/L dans l'influent à un maximum de 0,001 mg/L (NSF/ANSI, 2013b).

7.2.2 Éthylbenzène

Les dispositifs certifiés pour l'élimination de l'éthylbenzène de l'eau potable qui reposent sur une technique d'adsorption (charbon actif) peuvent être certifiés pour l'élimination de l'éthylbenzène spécifiquement, ou pour l'élimination des COV dans leur ensemble à la suite d'essais indirects.

Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 53 pour la réduction de l'éthylbenzène seulement, il doit être en mesure de réduire une concentration moyenne de 2,1 mg/L dans l'influent à un maximum de 0,7 mg/L dans l'eau traitée (NSF/ANSI, 2013a). Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 53 par des essais indirects, il doit être en mesure de réduire une concentration d'éthylbenzène de 0,088 mg/L dans l'influent à un maximum de 0,001 mg/L dans l'eau produite (NSF/ANSI, 2013a).

Bien qu'il n'existe à l'heure actuelle aucun dispositif résidentiel certifié pour la réduction de l'éthylbenzène dans l'eau potable par un traitement d'osmose inverse, l'éthylbenzène est visé par la norme NSF/ANSI 58 (OI). Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 58 par des essais indirects, il doit être en mesure de réduire une concentration d'éthylbenzène de 0,088 mg/L dans l'influent à un maximum de 0,001 mg/L dans l'eau traitée (NSF/ANSI, 2013b).

7.2.3 Xylènes

Les dispositifs certifiés pour l'élimination des xylènes totaux de l'eau potable qui reposent sur une technique d'adsorption (charbon actif) peuvent être certifiés pour l'élimination des xylènes spécifiquement, ou pour l'élimination des COV dans leur ensemble à la suite d'essais indirects.

Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 53 pour la réduction des xylènes totaux, il doit être en mesure de réduire une concentration moyenne de 30,0 mg/L dans l'influent à un maximum de 10,0 mg/L dans l'eau traitée (NSF/ANSI, 2013a). Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 53 par des essais indirects, il doit être en mesure de réduire une concentration de xylènes totaux de 0,07 mg/L dans l'influent à un maximum de 0,001 mg/L dans l'eau produite (NSF/ANSI, 2013a).

Bien qu'il n'existe à l'heure actuelle aucun dispositif résidentiel certifié pour la réduction des xylènes dans l'eau potable par un traitement d'osmose inverse, les xylènes sont visés par la norme NSF/ANSI 58 (OI). Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 58 par des essais indirects, il doit être en mesure de réduire une concentration de xylènes totaux de 0,07 mg/L dans l'influent à un maximum de 0,001 mg/L (NSF/ANSI, 2013b).

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