Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada – Antimoine : Considérations relatives à l’analyse et au traitement

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• Méthodes d'analyse pour détecter l'antimoine
• Considérations relatives au traitement
• Considérations relatives au réseau de distribution
• Gestion des résidus

Méthodes d'analyse pour détecter l'antimoine

Méthodes standardisées

Les méthodes standardisées pouvant servir à l'analyse de l'antimoine total dans l'eau potable et les limites de détection de la méthode (LDM) respectives sont résumées dans le tableau 5. Les LDM dépendent de la matrice de l'échantillon, des instruments et des conditions de fonctionnement choisies et varie d'un laboratoire à l'autre. Ces méthodes sont assujetties à diverses interférences qui sont décrites dans les références respectives. Ces méthodes permettent de déterminer la concentration totale d'antimoine et non les espèces d'antimoine. Plusieurs laboratoires accrédités au Canada ont été contactés pour déterminer les LDM et les seuils de déclaration de la méthode (SDM) pour l'analyse de l'antimoine total, et les LDM se situaient dans les intervalles indiquées dans le tableau 5. Les SDM étaient comprises entre 0,5 et 1 μg/L pour des méthodes basées sur la spectrométrie de masse à plasma inductif (ICP-MS) (AGAT Laboratories, 2019a, b, c; Paracel Laboratories Ltd, 2019).

Les LDM ou les SDM tirées des données provinciales et territoriales vont de 0,001 à 2 μg/L (voir la section en exposition).

Les responsables de systèmes de distribution de l'eau potable devraient discuter des exigences en matière d'échantillonnage avec le laboratoire accrédité qui réalise l'analyse, afin de s'assurer que les procédures de contrôle de la qualité sont respectées et que les SDM à déclarer sont assez faibles pour assurer une surveillance précise aux concentrations inférieures à la CMA proposée.

Tableau 5. Méthodes d'analyse normalisées pour l'analyse de l'antimoine total dans l'eau potable

Méthode (référence)	Méthodologie	LDM (µg/L)	Interférences/commentaires
Méthodes de l'U.S. EPA
EPA 200.5 Rev. 4.2 (U.S. EPA, 2003)	Spectrométrie d'émission atomique à plasma inductif à visée axiale (longueur d'onde : 249,68 nm)	0,9	Assujettie à des interférences spectrales, physiques, chimiques et mémorielles. Interférences matricielles : Ca, Mg et Na > 125 mg/L et Si > 250 mg/L.
EPA 200.8, Rev. 5.4 (U.S. EPA, 1994a)	ICP-MS	0,4Footnote a 0,04Footnote b	Interférences isobariques et polyatomiques, et physiques. Interférences matricielles : MDT > 0,2 % (p/v).
EPA 200.9, Rev 2.2 (U.S. EPA, 1994b)	Absorption atomique en four au graphite et à température stabilisée	0,8	Interférences spectrales, matricielles et mémorielles. Le HCl présent lors de la digestion peut influencer la sensibilité. L'interférence du K2SO4 peut être réduite en utilisant du H/Ar dans l'étape du charbon.
EPA 6020B (U.S. EPA, 2014)	ICP-MS	0,1 (NDI)	Interférences isobariques ou moléculaires, et mémorielles. Interférences matricielles : MDT > 0,2 %. Des concentrations de Sb de 50 à 500 μg/L nécessitent 1 % (v/v) de HCl pour la stabilité.
Méthodes standard APHA
SM 3113B (APHA et coll., 2017)	Spectrométrie d'absorption atomique électrothermique	0,8 (niveau de détection estimé)	Sb non récupéré, sauf si du HCl est utilisé dans la digestion. L'absorption moléculaire et interférences chimiques et matricielles.
SM 3125 (APHA et coll., 2017)	ICP-MS	0,07 (NDI)	Les échantillons ne doivent pas contenir plus de 0,5 % de solides dissous. La sensibilité en abondance et interférences isobariques, polyatomiques, physiques, mémorielles et due à l'ionisation.
Méthodes de l'ASTM
D5673-16 (ASTM, 2016)	ICP-MS	0,08 (NDI)	La sensibilité en l'abondance et interférences isobariques, polyatomiques ainsi que physiques et mémorielles.
Footnotes Footnote 1 LDM en mode de balayage Return to footnote a referrer Footnote 2 LDM en mode de contrôle ionique sélectif Return to footnote b referrer

ICP-MS – spectrométrie de masse à plasma à couplage inductif; LDM – limite de détection de la méthode; MDT – matières dissoutes totales; NDI – niveau de détection de l'instrument

Préparation des échantillons

L'antimoine total comprend la fraction dissoute et la fraction particulaire (en suspension) de l'antimoine dans un échantillon d'eau. Il est analysé à l'aide de méthodes pour métaux extractibles total. L'analyse de l'antimoine total est nécessaire à des fins de comparaison avec la CMA.

Les références qui figurent au tableau 5 fournissent des renseignements sur le traitement des échantillons destinés aux analyses de l'antimoine dans l'eau potable (c.-à-d. conservation, entreposage et digestion des échantillons). La quantification précise de l'antimoine dissous, particulaire et total dans les échantillons dépend des étapes de conservation et de préparation des échantillons. Les méthodes SM 3030B et SM 3030D donnent des directives sur la filtration et la préservation (acidification) et la digestion en vue d'une détermination des métaux dissous ou particulaires (APHA et coll., 2017). La méthode SM 3030D offre des conseils sur la digestion des métaux, dont l'antimoine, et la nécessité d'utiliser de l'acide chlorhydrique en même temps que de l'acide nitrique pour assurer une bonne digestion (APHA et coll., 2017). Afin de déterminer les concentrations d'antimoine dissous, les échantillons doivent être filtrés au moment du prélèvement (et non au laboratoire) et le filtrat doit être acidifié à un pH inférieur à 2 avec de l'acide nitrique concentré.

Actuellement, les méthodes EPA 200.5, 200.8 et 200.9 ainsi que la méthode SM 3113B, ne requièrent une digestion thermique en milieu acide des échantillons pour l'analyse des métaux extractibles totaux que si la turbidité d'un échantillon préservé dans l'acide est supérieure à une (1) unité de turbidité néphélémétrique (uTN). Cependant, des recherches menées sur d'autres métaux (par exemple plomb, chrome et cadmium) ont montré que cette méthode peut ne pas quantifier avec précision la concentration totale de métaux dans un échantillon d'eau potable pour tous les métaux. Cette approche peut donc sous-estimer l'antimoine total dans l'eau potable lorsque la forme particulaire de l'antimoine est présente et qu'une digestion thermique en milieu acide peut être nécessaire. La digestion thermique en milieu acide est décrite dans les méthodes EPA 200.5, 200.8 et 200.9 (U.S. EPA, 2003, 1994a, b). Il est également possible d'effectuer une digestion par micro-ondes, décrite dans la méthode SM 3030K (APHA et coll., 2017), lorsque l'analyse des métaux récupérables totaux est réalisée à l'aide d'une méthode qui fait appel à l'ICP-MS.

Considérations relatives au traitement

Les technologies de traitement disponibles pour diminuer les concentrations d'antimoine dans l'eau potable comprennent : la coagulation classique à base de fer, avec un meilleur enlèvement à faible pH (95 % d'enlèvement à un pH de 5,1). L'adsorption à l'aide d'adsorbants à base de titane (100 000 à 170 000 volumes de lit, jusqu'à une concentration à la percée 6 μg/L à pH 6,5); l'osmose inverse (OI; de 46 % à 99 %); et une combinaison de coagulation/floculation et d'ultrafiltration (de 16 % à 98 %). L'efficacité de ces technologies varie en fonction des paramètres de qualité de l'eau tels que l'espèce d'antimoine, le pH et la présence d'ions concurrents. À l'échelle résidentielle, les dispositifs de traitement certifiés utilisant l'osmose inverse et la distillation devraient être efficaces pour enlever l'antimoine (U.S. EPA, 1998). La complexité opérationnelle (par exemple, l'ajustement du pH et de l'alcalinité avant et après le traitement) peut devoir être prise en compte dans le choix des options de traitement, en particulier pour les petits systèmes.

Les espèces d'antimoine présents dans l'eau entrant dans une station de traitement sont un facteur important pour déterminer l'efficacité du traitement. Les espèces de petites tailles et neutres sont généralement plus difficiles à enlever que les espèces de grande taille et chargés. Les deux principaux espèces d'antimoine présents dans les eaux naturelles sont l'antimonite [Sb(III)] sous forme de Sb(OH)₃ et l'antimoniate [Sb(V)], un anion sous forme de Sb(OH)₆^- (U.S. EPA, 2006; Deng et coll., 2017). Généralement, le Sb(V) est la forme présente dans les eaux de surface oxiques et le Sb(III) est la forme présente dans les eaux souterraines anoxiques (He et coll., 2015).

L'oxydoréduction de l'antimoine est importante pour le traitement et l'enlèvement de l'antimoine se trouvant dans l'eau potable. Le type de traitement employé de l'antimoine détermine si le Sb(III) ou le Sb(V) est mieux enlevé. Des études à l'échelle de banc d'essai utilisant des traitements conventionnels indiquent que le Sb(III) est mieux éliminé que le Sb(V), tandis que l'OI permet un meilleur enlèvement du Sb(V).

Échelle municipale

Le choix d'un procédé de traitement approprié dépend de nombreux facteurs, notamment la source d'eau brute et ses caractéristiques, les espèces d'antimoine présents dans l'eau, les conditions opérationnelles de la méthode de traitement choisie et les objectifs de traitement des responsables de systèmes de distribution d'eau potable. Les objectifs de traitement peuvent exiger que le pH soit ajusté après le traitement pour régler les problèmes de corrosion dans le réseau de distribution (Santé Canada, 2015). Il est recommandé de procéder à des études pilotes et à l'échelle de banc d'essai pour s'assurer que de la source d'eau peut être traitée avec succès et pour optimiser les conditions d'opération.

Coagulation classique

La coagulation classique a été évaluée pour l'enlèvement de l'antimoine par de nombreuses études à l'échelle de banc d'essai, certaines utilisant des eaux naturelles et d'autres des eaux déionisées (voir tableaux 6, 7 et 8). La première étude répertoriée dans le tableau 6 a évalué l'eau de deux sources d'approvisionnement en eau, recueillie dans deux anciens tunnels miniers (tunnels Spiro et Judge) et distribuée par ces tunnels à Park City, dans l'Utah, et ayant des concentrations élevés d'antimoine total ainsi que d'autres contaminants cooccurrents (CH2M, 2016; Najm et coll., 2017). Le chlorure de fer(III) (CF) a été utilisé dans des jar tests (essais de floculation) pour déterminer les effets de la dose de coagulant et du pH (voir tableau 6). Dans l'ensemble, les résultats ont montré que l'enlèvement de l'antimoine total était :

• seulement partiellement atteint avec le CF (Najm et coll., 2017)
• le plus efficace à la dose la plus élevée de CF et au pH le plus bas (Najm et coll., 2017)
• pas aussi efficace en utilisant la coagulation à pH élevé (CH2M, 2016; Najm et coll., 2017)

Tableau 6. Enlèvement de l'antimoine, à l'échelle de banc d'essai, par coagulation dans deux eaux naturelles^{Footnote a} (Najm et coll., 2017)

Eau	Sb dans l'influent (µg/L)	pH	Sb dans l'effluent (μg/L)Footnote b			Qualité de l'eau	Contaminants cooccurrents
			Dose de FeCl3 (mg/L)
			5	20	40
Tunnel Spiro	9,3	5,5	3	4	2,9	pH 7,43 Alcalinité = 133 mg/L sous forme de CaCO3 Dureté totale = 480 mg/L sous forme de CaCO3	As = 41 μg/L Cd = 0,19 μg/L Tl = 3,5 μg/L Zn = 140 μg/L Fe = 300 μg/L
		6,5	6,8	5,8	4,7
		7,5	7,6	7	5,3
Tunnel Judge	6,1	5,5	4,5	3	1,6	pH 7,77 Alcalinité = 89 mg/L sous forme de CaCO3 Dureté totale = 166 mg/L sous forme de CaCO3	As = 8,2 μg/L Cd = 2,3 μg/L Tl = 0,03 μg/L Zn = 770 μg/L Fe = 340 μg/L
		6,5	5,1	4,5	3,1
		7,5	5,1	4,7	3,4
Footnotes Footnote 1 Jar tests (agitation pendant 13 jours pour atteindre l'équilibre), 2 mg/L de Cl2. Return to footnote a referrer Footnote 2 Estimation à partir du graphique Return to footnote b referrer

As – arsenic; Cd – cadmium; Fe – fer; Tl – thallium; Zn – zinc

D'autres études à l'échelle de banc d'essai ont également évalué l'enlèvement du Sb(V) et du Sb(III) par coagulation et ont montré que (voir tableaux 7 et 8) :

• les coagulants à base de fer ont donné de meilleurs résultats que ceux à base d'aluminium (Kang et coll., 2003; Guo et coll., 2009)
• le Sb(III) a été mieux éliminé que le Sb(V) (Kang et coll., 2003; Guo et coll., 2018)
• le pH optimal pour l'enlèvement du Sb(V) avec le CF était compris entre 4,5 et 5,5 (Kang et coll., 2003; Guo et coll., 2009, 2018)
• l'enlèvement du Sb(V) diminue avec l'augmentation du pH (Guo et coll., 2009, 2018)
• l'enlèvement du Sb(III) était moins touché par le pH (de 4,0 à 10,0) (Guo et coll., 2009, 2018)
• en général, l'enlèvement du Sb(III) et du Sb(V) augmente avec la dose de coagulant à base de fer (Kang et coll., 2003; Wu et coll., 2010; Guo et coll., 2018; Inam et coll., 2018)

Tableau 7. Enlèvement de l'antimoine par coagulation^{Footnote a}

Influent (µg/L)	% d'enlèvementFootnote b	Type de coagulant	Dose de coagulant	pH	Eau	Références
Coagulants à base d'aluminium
Sb(V) = 6	10 %	Chlorure de polyaluminium	5,4 mg/L	5,1	Eau de réservoir Turbidité : 17 uTN COD : 3,9 mg/L	Kang et coll. (2003)
Sb(III) = 6 (Sb2O3)	40 %		5,3 mg/L	5,1	Eau de ruisseau Turbidité : 4,5 uTN COD : 3,3 mg/L
Sb(III) = 4 (SbCl3)	20 %
Sb(V) = 50	< 20 %	Sulfate d'aluminium	1 à 3 x 10-4 mol/L	3,5–9,8	Eau désionisée dopée Alcalinité : 4,0 x 10-3 mol/L de NaHCO3 T = 25 ± 1 °C	Guo et coll. (2009)
Sb(III) = 50	< 25 %		1 à 3 x 10-4 mol/L
Coagulants à base de fer
Sb(V) = 6	65 %	Chlorure de fer(III)	10,3 mg/L	5	Eau de réservoir Turbidité : 17 uTN COD : 3,9 mg/L	Kang et coll. (2003)
	90 %		20,0 mg/L
Sb(III) = 6 (Sb2O3)	90 %		10,3 à 20,0 mg/L	5,1	Eau de ruisseau Turbidité : 4,5 uTN COD : 3,3 mg/L
Sb(III) = 4 (SbCl3)	> 95 %
Sb(V) = 250	> 99 %	Sulfate de fer(III) polymérique	8 x 10-4 mol/L	4	Eau désionisée Ajout de 4,0 x 10-3 mol/L de NaHCO3	Guo et coll. (2018)
	78 %			6
	< 55 %			> 8,5
	95 %		4 x 10-4 mol/L	5
	50 %			7
	< 45 %			> 8
Sb(III) = 100	85 %		4 x 10-5 mol/L	4
	> 95 %			> 5,5
	70 %		2 x 10-5 mol/L	4,5
	80 %			6
	> 90 %			> 8
Footnotes Footnote 1 Jar tests à l'échelle de banc d'essai (avec étapes de mélange rapide, de mélange lent et de décantation) Return to footnote a referrer Footnote 2 Estimation à partir du graphique Return to footnote b referrer

Tableau 8. Enlèvement de l'antimoine à l'aide de coagulants à base de fer, à l'échelle de banc d'essai^{Footnote a} (Guo et coll., 2009)

Dose de FC (mol/L)	Sb(V) initial (μg/L)			Sb(III) initial (μg/L)
	Sb(V) = 49,2	Sb(V) = 98,4	Sb(V) = 492	Sb(III) = 50,6	Sb(III) = 101	Sb(III) = 506
pH 6,0 ± 0,2	Concentration de Sb(V) traité (μg/L)			Concentration de Sb(III) traité (μg/L)
2 x 10-4	22,1	47,7	241	6,6	13,8	35,2
6 x 10-4	0,7	10,8	50,5	1,5	4,6	13,2
10 x 10-4	Indétectable	2,9	8,2	0,7	3,5	6,4
pH 7,8 ± 0,2	Concentration de Sb(V) traité (μg/L)			Concentration de Sb(III) traité (μg/L)
2 x 10-4	38,3	73,2	341	11,3	13,5	36,1
6 x 10-4	20,8	31,8	106	3,9	9,8	21,5
10 x 10-4	4,7	25,1	60,0	3,5	7,1	6,5
Footnotes Footnote 1 Eau désionisée dopée, avec 4,0 x 10-3 mol/L de NaHCO3; jar tests – mélange rapide : 140 rpm, 3 min.; mélange lent : 40 rpm, 20 min.; décantation : 30 min; T = 25 ± 1 °C Return to footnote a referrer

Une étude à l'échelle de banc d'essai utilisée pour évaluer les coagulants à base de fer a révélé que l'ajout de Fe(III) permettait un meilleur enlèvement du Sb(III) que le recours au Fe(II), dans une eau du robinet artificiellement contaminée (Mitrakas et coll., 2018).

Il a été montré que le Sb(III) est mieux enlevé que le Sb(V) lorsqu'on utilise des coagulants à base de CF, et la préoxydation peut avoir une incidence négative sur l'enlèvement global puisque cette étape d'oxydation convertit le Sb(III) en Sb(V). Les effets de la préchloration (chlore libre résiduel de 0,5 mg/L à 10 minutes) ont été examinés dans une étude à l'échelle de banc d'essai portant sur l'enlèvement de l'antimoine en utilisant le CF (dose = 10,3 mg de Fe/L) (Kang et coll., 2003). Lorsque le Sb(III) était présent, la préchloration a entraîné une diminution de l'enlèvement dans tout l'intervalle des valeurs de pH (de 5 à 10).

Kang et coll. (2003) ont comparé l'enlèvement de l'antimoine par rapport à celui de l'arsenic. Pour l'arsenic, l'As(V) est mieux éliminé que l'As(III), ce qui diffère de l'antimoine, pour qui le Sb(III) est mieux éliminé que le Sb(V). Les auteurs ont indiqué que pour l'enlèvement du Sb(V), la dose de CF nécessaire à un pH de 5 est environ neuf fois plus élevée que pour l'enlèvement de l'As(V).

La présence d'ions concurrents a eu des effets variables sur l'enlèvement et dépendait de l'espèce d'antimoine, du pH, de la dose de coagulant et de la concentration de l'ion concurrent. Une étude à l'échelle de banc d'essai évaluant les effets du silicate, du bicarbonate (HCO₃^-), du sulfate (SO₄^2-), du phosphate (PO₄^3-) et de l'acide humique (AH) sur l'enlèvement du Sb(V) et du Sb(III) a été menée par Wu et coll. (2010) à différentes doses de CF et à différents pH (voir le tableau 9). On a constaté que le silicate avait un effet minimal sur l'enlèvement de l'antimoine. La présence de HCO₃^-, de SO₄^2-, d'AH et de PO₄^3- a eu des répercussions négatives sur l'enlèvement du Sb(V). L'effet de l'AH et du PO₄^3- sur l'enlèvement du Sb(III) était variable en fonction du pH et de la dose de coagulant. Les auteurs ont également mené des expériences en utilisant une eau synthétique contenant divers anions et cations et ont indiqué que l'enlèvement du Sb(V) était touché dans une plus large mesure que celui du Sb(III). D'autres études à l'échelle de banc d'essai ont été menées et ont montré des effets semblables en raison de la concurrence des ions (Guo et coll., 2009, 2018).

Tableau 9. Enlèvement de l'antimoine par coagulation à base de fer en présence d'ions concurrents, à l'échelle de banc d'essai^{Footnote a} (Wu et coll., 2010)

Ion concurrent	Conc. de l'ion concurrent	pH	Sb(V) initial = 100 μg/L			Sb(III) initial = 100 μg/L
			Dose de CF (mol/L)			Dose de FC (mol/L)
			2 x 10-4	4 x 10-4	8 x 10-4	2 x 10-4	4 x 10-4
HCO3-	0	7,0	80 %	87 %	n.d.	90 %Footnote b	90 %Footnote b
	4 x 10-3 mol/L		37 %	63 %	n.d.	89 %Footnote b	92 %Footnote b
SO42-	0	7,0	78 %	93 %	n.d.	78 %Footnote b	92 %Footnote b
	200 mg/L		60 %	n.d.	n.d.	60 %Footnote b	90 %Footnote b
	300 mg/L		n.d.	84 %	n.d.	65 %Footnote b	85 %Footnote b
PO43-	0	6,0	93 %	96 %	n.d.	93 %	95 %Footnote b
	1 mg/L		82 %	90 %	n.d.	75 %	90 %Footnote b
	0	7,5	92 %	96 %	n.d.	95 %	96 %Footnote b
	1 mg/L		63 %	90 %	n.d.	84 %	88 %Footnote b
AH	0	6,0	90 %Footnote b	95 %Footnote b	n.d.	95 %Footnote b	95 %Footnote b
	4 mg C/L		85 %Footnote b	95 %Footnote b	n.d.	75 %Footnote b	95 %Footnote b
	0	7,5	90 %Footnote b	80 %Footnote b	n.d.	95 %	97 %
	4 mg C/L		58 %	80 %	n.d.	56 %	81 %
Synthétique	Voir note de bas de page Footnote c	Neutre	27 %	54 %	72 %	66 %	~ 90 %Footnote b
Footnotes Footnote 1 Jar tests; chlorure de fer(III); eau désionisée; T = 25 ± 1°C; mélange rapide : 140 rpm, 3 min.; mélange lent : 40 rpm, 20 min.; décantation : 30 min. Return to footnote a referrer Footnote 2 Estimation à partir du graphique Return to footnote b referrer Footnote 3 Eau synthétique : HCO3- = 4 mmol/L; SO42- = 100 mg/L; SiO32- = 5 mg/L; PO43- = 0,5 mg/L; Ca2+ = 100 mg/L; Mg2+ = 40 mg/L; AH = 2 mg C/L Return to footnote c referrer

AH – acide humique; CF – chlorure de fer(III); n.d. – non disponible

Inam et coll. (2019) ont étudié les effets de diverses concentrations de matière organique naturelle (MON) sur l'enlèvement de l'antimoine par des jar tests. Différentes MON ont été examinées pour déterminer leur effet sur la dose optimale de CF dans l'enlèvement du Sb(III) et du Sb(V). Les types de MON étudiés comprenaient l'acide salicylique, la L-cystéine hydrophiles et l'AH hydrophobe. Les essais comprenaient des étapes de mélange rapide, de mélange lent et de décantation, et ont été réalisés avec du Sb(III) ou du Sb(V) à 1 mg/L dans de l'eau déionisée, avec de la MON à une concentration de 10 mg/L. La dose optimale de CF a été déterminée en présence de chaque type de MON pour le Sb(III) et le Sb(V), et dans tous les cas, elle était plus élevée pour le Sb(V) que pour le Sb(III) avec plus de 90 % d'enlèvement. Pour le Sb(III) et le Sb(V), la présence d'AH a donné la dose optimale de CF la plus élevée par rapport aux autres types de MON. Les auteurs ont indiqué que les molécules hydrophobes de l'AH ont inhibé l'adsorption d'antimoine sur le CF.

Adsorption

L'adsorption peut être utilisée pour enlever les contaminants, et l'efficacité de cette technologie de traitement dépend du contaminant, du matériau sorbant, des paramètres de qualité de l'eau et de la présence d'ions concurrents (U.S. EPA, 1998). D'autres ions présents dans l'eau peuvent entrer en compétition avec l'antimoine pour les sites d'adsorption et avoir un effet sur le nombre de volumes de lit (VL) à percer et sur la fréquence de régénération ou de remplacement.

La ville d'Alta dans l'Utah utilise le tunnel Bay-City (un tunnel minier abandonné) pour recueillir et stocker les eaux souterraines de percolation qui sont ensuite utilisées comme source d'eau potable (Najm et coll., 2010). L'eau du tunnel contient des concentrations d'antimoine total comprises entre 1,2 et 29 μg/L (moyenne de 13 μg/L), ainsi que de nombreux autres contaminants cooccurrents tels que l'arsenic et le cadmium. Des essais pilotes ont été réalisés en utilisant un média à base de titane, fonctionnant pendant 11 heures par jour. À un pH naturel de 7,3, l'antimoine a atteint un point de percée de 6 μg/L entre 50 000 et 75 000 VL. Lorsque le pH a été abaissé à 6,5, la performance s'est améliorée à environ 100 000 VL pour atteindre le point de percée. Le système à grande échelle pour ce site consistait en deux colonnes un primaire et une secondaire, avec un effluent demeurant sous 1 μg/L pendant la période d'évaluation de 30 000 VL pour la colonne primaire et 15 000 VL pour les deux colonnes. La comparaison des résultats de l'étude pilote et de l'étude à grande échelle pendant les 30 000 premiers VL montre une meilleure performance à grande échelle, avec < 1 μg/L d'antimoine total dans l'eau traitée par rapport à l'étude pilote avec environ 2 μg/L. Enfin, l'eau entièrement traitée a été comparée à un mélange d'eau traitée et non traitée (dans un rapport de 2:1). Les résultats ont montré que la concentration d'antimoine dans l'eau traitée est restée près de 0 μg/L pendant > 390 jours d'opération et que les concentrations dans l'eau mélangée étaient comprises entre 3 et 6 μg/L au cours de la même période.

Les eaux des tunnels Spiro et Judge à Park City, dans l'Utah (présentées dans la section en coagulation classique), ont également été évaluées pour vérifier l'enlèvement de l'antimoine, à l'aide de divers adsorbants, et des études pilotes et à l'échelle de banc d'essai (CH2M, 2016; Najm et coll., 2017; Swaim et coll., 2017). L'antimoine et d'autres contaminants cooccurrents devaient être enlevés des eaux des tunnels de la mine. L'étude à l'échelle de banc d'essai a évalué un adsorbant à base de dioxyde de titane (TiO₂) à un pH de 8, permettant d'enlever l'antimoine jusqu'à une concentration inférieure à 1 μg/L, à une dose de 60 mg/L (Najm et coll., 2017). L'étude pilote a été réalisée avant la mise en œuvre à grande échelle pour garantir un enlèvement adéquat de l'antimoine, de l'arsenic, du cadmium (Cd), du fer (Fe), du manganèse (Mn), du thallium (Tl), du zinc (Zn), du sélénium (Se) et du plomb (Pb). La chaîne de traitement comprenait une préoxydation, une coagulation/décantation à pH élevé, une filtration par MnO₂, une adsorption, une désinfection et un conditionnement (CH2M, 2016; Swaim et coll., 2017). Tous les contaminants cooccurrents ont atteint concentrations satisfaisantes après l'étape de la filtration par MnO₂, à l'exception de l'antimoine. L'enlèvement de l'antimoine a été examiné en évaluant trois médias d'adsorption différents, notamment le TiO₂, l'oxyde de fer(III) et l'hydroxyde de fer(III). On a estimé que l'oxyde de fer(III) et l'hydroxyde de fer(III) à un pH de 6,5 devaient être changés tous les 12 000 à 18 000 VL et tous les 29 000 à 50 000 VL, respectivement. Pour l'adsorbant TiO₂, on s'attendait à ce qu'il ait environ 170 000 VL entre les changements de média à un pH de 6,5, et de 66 000 à 91 000 VL à un pH de 7,6. La colonne de TiO₂ fonctionnant à un pH de 7,6 a été abaissée à un pH de 6,5, ce qui a entraîné une hausse de l'enlèvement de l'antimoine. Lorsque le pH a été ramené à 7,6, les concentrations d'antimoine sont revenues aux valeurs précédentes. Dans l'ensemble, cette étude pilote a montré que (CH2M, 2016) :

• l'antimoine a été énlevé par tous les médias avec un temps de contact en fût vide de 2,5 minutes
• le TiO₂ à enlevé le mieux l'antimoine
• l'abaissement du pH à 6,5 a amélioré la performance

Une étude à grande échelle réalisée dans le cadre du programme de démonstration des technologies de traitement de l'arsenic de l'Environmental Protection Agency des États-Unis (U.S. EPA) a aussi porté sur l'antimoine. L'étude comprenait trois colonnes en parallèle qui ont permis d'évaluer l'adsorption de l'arsenic et de l'antimoine en utilisant de l'hydroxyde de fer(III) vendu dans le commerce [β-FeOOH + Fe(OH)₃] (Cumming et coll., 2009). L'étude s'est déroulée sur environ cinq mois et demi, et a traité 15 753 000 gallons d'eau souterraine. Le point de percée de l'antimoine à 6 μg/L est apparu à 3 000 VL, ce qui, selon les auteurs, était étonnamment court et pouvait être attribuable à la présence de silice et de phosphore dans la source d'eau.

D'autres études pilotes et à l'échelle de banc d'essai ont fourni une gamme de capacités d'adsorption pour divers adsorbants à base de fer lors de l'enlevement de l'antimoine (voir le tableau 10). Dans l'ensemble, ces études ont montré que :

• l'enlèvement du Sb(V) est meilleur dans des conditions acides (Guo et coll., 2014; Miao et coll., 2014)
• l'enlèvement du Sb(III) est relativement peu influencépar le pH (Guo et coll., 2014)
• l'enlèvement de l'antimoine n'est pas affecté par la présence d'arsenic (Sazakli et coll., 2015), de NO₃^- ou de SO₄^3- (Qi et Pichler, 2017)
• le phosphate a un effet négatif sur l'enlèvement d'antimoine (Qi et Pichler, 2017)
• l'hydroxyde de fer(III) fraîchement préparé (FeOxHy in situ) a obtenu une meilleure adsorption, car les adsorbants fraîchement préparés préservent mieux les sites d'adsorption (He et coll., 2015)
• la surface de l'adsorbant à base de fer peut catalyser l'oxydation du Sb(III) qui est adsorbé, ce qui entraîne une désorption partielle du Sb(V) dans l'eau traitée (Leuz et coll., 2006; Qi et Pichler, 2017)

Tableau 10. Gamme de capacités d'adsorption pour les adsorbants à base de fer

Adsorbant	Espèced'antimoine	Capacité d'adsorption (mg/g)	Références
À base de fer	Non précisé	0,42 à 1,63	Ilavský et coll. (2014, 2015); Sazakli et coll. (2015); Barloková et coll. (2017)
	Sb(III)	19,4 à 53,5	Xi et coll. (2013); Guo et coll. (2014); Qi et Pichler (2016)
	Sb(V)	6,5 à 62,5	Guo et coll. (2014); Miao et coll. (2014); Qi et Pichler (2016)
Fe(OH)3 in situ	Sb(III)	12,77 mmol/g (1 555 mg/g)	He et coll. (2015)
	Sb(V)	10,21 mmol/g (1 243 mg/g)

FeOxHy in situ – hydroxyde de fer(III) fraîchement préparé

Trois études pilotes ont évalué l'enlèvement de l'antimoine de l'eau de source et l'utilisation d'adsorbants à base de fer vendus dans le commerce en déterminant le nombre de VL pour atteindre 5 μg/L (voir le tableau 11) (Ilavský et coll., 2014, 2015; Barloková et coll., 2017). Barloková et coll. (2017) ont déterminé que le nombre de VL augmentait avec la hauteur de la colonne. Ilavský et coll. (2014, 2015) ont indiqué que le CeO₂-nH₂O était le meilleur adsorbant comparativement à 90,1 % α-FeOOH, FeOOH et β-FeOOH + Fe(OH)₃. Dans ces trois études, les auteurs ont indiqué que les adsorbants à base de fer pourraient éventuellement diminuer l'antimoine aux concentrations de l'eau potable.

Tableau 11. Essais pilotes évaluant le nombre de volumes de lit pour atteindre le point de percée à 5 μg/L

Type d'adsorbant	Influent (µg/L)	TCFV (min.)	VL	HauteurFootnote a (cm)	Taux de filtration (m/h)	Description	Références
β-FeOOH + Fe(OH)3	90,3 (moyenne)	5,5	1 537	50	5,3 à 5,4 (moyenne)	Eau de source (forte teneur en antimoine en raison de l'exploitation minière)	Barloková et coll. (2017)
		7,7	3 736	70
		10,1	4 659	100
	27,7 ± 3,41	5,29	3 236	48-49	5,55 à 5,58 (moyenne)	Eau de source à un pH de 8,2; MDT : 190 mg/L	Ilavský et coll. (2015)
CeO2-nH2O		5,16	3 967
β-FeOOH + Fe(OH)3	58,3 (moyenne)	6,0	1 700	50–52	4,7 à 5,3	Eau de source	Ilavský et coll. (2014)
90,1 % α-FeOOH		6,4	715		4,3 à 4,9
FeOOH		6,3	790		4,3 à 5,1
Footnotes Footnote 1 Colonne de 5,0 cm de diamètre Return to footnote a referrer

MDT – matières dissoutes totales; TCFV – temps de contact en fût vide; VL – volumes des lits

He et coll. (2015) ont examiné l'enlèvement de l'antimoine dans l'eau déionisée avec un soluté de nitrate de potassium à 0,01 M en utilisant du FeOxHy in situ à l'échelle de banc d'essai. La capacité d'adsorption maximale du FeOxHy in situ était de 6,68 mmol/g et 5,34 mmol/g pour le Sb(III) et le Sb(V), respectivement. Les auteurs ont ensuite mené une étude pilote pour examiner l'enlèvement de Sb(V) sur 716 heures à l'aide de deux colonnes en série. La concentration de l'influent se situait entre 20 et 30 μg/L, le pH a été diminué progressivement de 7,6 à 5,2. La concentration de Sb(V) dans l'effluent de chaque colonne a augmenté lentement au fil du temps, puis a diminué en fonction de la baisse progressive du pH. Les auteurs ont déclaré que l'ajustement du pH était utile pour augmenter la capacité d'adsorption et diminuer la fréquence de régénération.

Filtration sur membrane

Les études portant sur l'enlèvement de l'antimoine par OI montrent un bon enlèvement de l'antimoine (voir le tableau 12). Dans le cadre du programme de démonstration des technologies de traitement de l'arsenic de l'U.S. EPA, un système d'OI au point d'entrée a été évalué dans une école (Wang et coll., 2011). L'enlèvement de l'antimoine a été examiné, en plus de l'enlèvement de l'arsenic, et a obtenu un résultat de 99 % au cours de la période d'étude de huit mois.

Une étude à l'échelle de banc d'essai a examiné l'enlèvement du Sb(III) et du Sb(V) par OI et a montré que le Sb(V) était mieux enlevé que le Sb(III) et qu'il était moins influencépar le pH (Kang et coll., 2000). L'enlèvement du Sb(III) et du Sb(V) est presque constant dans l'intervalle de pH de 3 à 10 avec les membranes en polyamide et en alcool polyvinylique. L'exception concerne l'enlèvement de Sb(III) avec la membrane en alcool polyvinylique, car l'enlèvement a fortement diminué, passant de 60,2 % à 45,7 % lorsque le pH a varié de 7 à 10.

Tableau 12. Enlèvement de l'antimoine à l'aide de procédés de filtration sur membrane par osmose inverse

Influent (µg/L)	Rejet (%)	Membrane d'OI	pH	Description du processus	Référence
8,6 à 13,2	99 %	15 modules de membrane	7,9 – Initial 6,9 – Après OI 7,4 – Après le filtre à calcite	Grande échelle OI au point d'entrée dans une école Deux films minces de 2,5 po par 40 po Eau souterraine Taux de récupération de 40 % Avril à décembre 2009	Wang et coll. (2011)
Sb(III) = 10	85 %Footnote a	Polyamide	3 à 10	Échelle de banc d'essai Eau distillée Deux membranes d'OI (planes)	Kang et coll. (2000)
	58 %Footnote a	Alcool polyvinylique	3
	60,2 %Footnote a		7
	45,7 %Footnote a		10
Sb(V) = 10	95 %Footnote a	Polyamide	3 à 10
	90 %Footnote a	Alcool polyvinylique	3 à 10
Footnotes Footnote 1 Estimation à partir du graphique Return to footnote a referrer

OI – osmose inverse

Le procédé d'OI comporte certaines limites, notamment l'entartrage, l'encrassement et la défaillance possibles des membranes ainsi qu'une forte consommation d'énergie et des coûts d'investissement élevés. Le calcium, le baryum et la silice peuvent causer l'entartrage et réduire l'efficacité de la membrane. Comme l'OI élimine complètement l'alcalinité de l'eau, elle produira sans cesse une eau au pH plus faible et augmentera sa corrosivité. Par conséquent, le pH de l'eau ainsi produite doit être ajusté et l'alcalinité pourrait devoir être augmentée afin d'éviter des problèmes de corrosion dans le réseau de distribution, comme le relargage du plomb et du cuivre (Schock et Lytle, 2011; U.S. EPA, 2012).

Technologies combinées

Les études évaluant les procédés de traitement combinés (coagulation suivie d'une membrane d'ultrafiltration) ont été examinées. Deux études à l'échelle de banc d'essai ont porté sur l'enlèvement de l'antimoine en utilisant des flocs hydrolytiques fraîchement préparés (Du et coll., 2014; Ma et coll., 2017a, b) (voir le tableau 13). Les études portant sur le Sb(V) (Ma et coll., 2017a, b) ont montré que :

• sans coagulant, l'enlèvement était faible et la pression transmembranaire (PTM) était élevée
• pour quatre coagulants à base de fer et d'aluminium, le chlorure de fer(III) hydraté (FeCl₃-H₂O) a eu la meilleure performance
• l'injection continue de coagulant a permis un meilleur enlèvement du Sb(V) par rapport à des injections tous les deux jours (cependant, la PTM était plus élevée)
• lorsque le pH a été abaissé à 6, l'enlèvement du Sb(V) était meilleur et la PTM était plus faible
• la fréquence d'extraction des boues (5 jours contre 10 jours) a eu peu d'effet sur l'enlèvement du Sb(V) et
• l'aération a eu peu d'effet sur l'enlèvement, mais la PTM a diminué lorsque l'aération a augmenté

L'étude portant sur le Sb(III) (Du et coll., 2014) a montré que :

• lorsqu'aucun coagulant n'était utilisé, l'enlèvement du Sb(III) était faible
• le pH (entre 5 et 9) n'a eu qu'un faible effet sur l'enlèvement du Sb(III)
• l'enlèvement a augmenté avec la dose (optimale à 0,4 mM) et
• un enlèvement de plus de 95 % du Sb(III) a été obtenu (dose = 0,4 mM; pH 8,5 ± 0,2; toutes les concentrations initiales)

Étant donné que seules des études à l'échelle de banc d'essai sont disponibles, il est essentiel de mener des études à l'échelle de banc d'essai et pilotes avant une mise en œuvre à grande échelle pour garantir l'efficacité du traitement combiné et ses conditions opérationnelles optimales.

Tableau 13. Coagulation et floculation suivies d'une ultrafiltration en vue de l'enlèvement du Sb(V), à l'échelle de banc d'essai

Influent (µg/L)	Type de coagu-lant	Dose de coagulant	Enlè-vement	Effluent (μg/L)	PTM (kPa)	pH	Conditions	Description du processus
Enlèvement du Sb(V) (Ma et coll., 2017a, b)
5,4 à 19,8	Aucun	0	10,7 %	n.d.	74,6 (7 jours)	7,5	T = 27,2 à 29,8 °C; Turbidité = 0,3 à 1,0 uTN; Chlore résiduel = 0,4 à 1,0 mg/L; Taux d'aération = 0,1 L/min. Échantillons prélevés après 10 jours	Eau de surface Flocs hydrolytiques fraîchement préparés suivis d'une ultrafiltration Flocs injectés dans le réservoir à membrane Module avec membrane à fibres creuses (fluorure de polyvinylidène) Débit de 1 L/h; 30 min. de filtration et 1 min. de lavage à contre-courant; TRH = 2,2 heures
	AlCl3-H2O	10 mM/inj. (1 injection tous les 2 jours)	27,2 %	n.d.	61,3	7,5
	FeCl3·H2O		92,8 %	n.d.	3,7	6
			40,7 %	n.d.	17,9	7,5
			15,9 %	n.d.	22,3	9
		50 mM sur 10 jours (en continu)	53,6 %	n.d.	31,2	7,5
		5 mM/inj. (1 injection/jour)	45 %Footnote a	n.d.	26,8
4,1 à 13,7		10 mg/L (fréquence d'extraction des boues : aux 5 jours)	n.d.	0,32	36,1	7,3 à 7,6	T = 8,9 à 28,5 °C; Turbidité = 0,2 à 2,1 uTN; Chlore résiduel = 0,4 à 1,0 mg/L. Échantillons prélevés après 100 jours
		10 mg/L (fréquence d'extraction des boues : aux 10 jours)	n.d.	0,26	33,7
Enlèvement du Sb(III) (Du et coll., 2014)
62,5 ± 0,1	Coagulant à base de fer	0	9 %	n.d.	Non précisé	6	Turbidité = 0,65 à 0,89 uTN; COT = 1,60 à 1,84 mg/L; T = 28 ± 1 °C.	Eau de rivière Coagulation : 300 à 400 rpm Floculation : 50 à 200 rpm Membrane à fibres creuses avec une surface efficace de 0,03 m2; flux de 30 L/m2-h
			12 %	n.d.		8
		0,2 mM	76 %	n.d.		6
			66 %	n.d.		8
		0,4 mM	96 %	n.d.		6
			94 %	n.d.		8
		> 0,6 mM	96 %	n.d.		6 et 8
100 ± 3,6		0,4 mM	97 %	n.d.		5 à 8
			94 %	n.d.		9
30, 54, 89, 124 et 158		0	5 % à 7,5 %Footnote a	n.d.		8,5± 0,2
		0,4 mM	> 95 %Footnote a	n.d.
Footnotes Footnote 1 Estimation à partir du graphique Return to footnote a referrer

COT – carbone organique total; inj – injection; n.d. – non disponible; PTM – pression transmembranaire; TRH – temps de rétention hydraulique

Échelle résidentielle

Dans les cas où l'on souhaite éliminer l'antimoine à l'échelle résidentielle, par exemple lorsque l'eau potable d'une résidence provient d'un puits privé, un dispositif de traitement résidentiel pourrait être employé pour diminuer les concentrations d'antimoine dans l'eau potable. Avant d'installer un dispositif de traitement, il faut faire analyser l'eau pour en déterminer les caractéristiques chimiques générales, de même que la concentration d'antimoine dans la source d'approvisionnement en eau. Il faudrait faire analyser périodiquement l'eau qui entre dans le dispositif de traitement et l'eau traitée par un laboratoire accrédité afin de confirmer l'efficacité du dispositif de traitement. Comme les dispositifs de traitement peuvent perdre leur capacité d'enlèvement avec l'usage et le temps, ils doivent être entretenus et/ou être remplacés au besoin. Les consommateurs devraient vérifier la durée de vie prévue des composants de leur dispositif de traitement selon les recommandations du fabricant et veiller à leur entretien au besoin. Certains dispositifs résidentiels peuvent avoir une capacité nominale permettant de traiter des volumes supérieurs à ceux d'une seule résidence, de sorte qu'ils peuvent aussi être utilisés dans des petits systèmes.

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) ou de l'American National Standards Institute (ANSI) est certifiée par un organisme de certification accrédité. Ces normes visent à établir des exigences minimales relatives aux matériaux, à la conception et à la construction des dispositifs de traitement de l'eau potable qui peuvent être vérifiées par un tiers. On s'assure ainsi que les matériaux contenus dans le dispositif ne libèrent pas de contaminants dans l'eau potable (c.-à-d. innocuité des matériaux). Par ailleurs, les normes comportent des exigences en matière de performance qui établissent le degré d'enlèvement qui doit être assuré à l'égard de certains contaminants (p. ex. déclaration de réduction) potentiellement présents dans les d'approvisionnement en eau.

Les organismes de certification (c.-à-d. tiers), qui doivent être accrédités par le Conseil canadien des normes, garantissent qu'un produit est conforme aux normes en vigueur. Voici quelques-uns des organismes accrédités au Canada (CCN, 2020) :

• Groupe CSA
• NSF International
• Water Quality Association
• UL LLC
• Bureau de normalisation du Québec
• International Association of Plumbing and Mechanical Officials
• Truesdail Laboratories Inc.

Vous pouvez vous procurer une liste à jour des organismes de certification accrédités auprès du CCN.

Les dispositifs de traitement de l'eau potable susceptibles d'enlever efficacement l'antimoine à l'échelle résidentielle comprennent l'OI et la distillation (U.S. EPA, 1998). À l'heure actuelle, l'antimoine n'est pas visé par les exigences de performance (par exemple, déclaration de réduction) des normes NSF/ANSI. Toutefois, les consommateurs peuvent utiliser un dispositif de traitement qui est certifié conforme aux normes relatives à l'OI ou la distillation pour s'assurer que l'innocuité des matériaux constituant le dispositif a été évaluée. Il s'agit des normes NSF/ANSI 58 (Reverse Osmosis Drinking Water Treatment Systems, procédé de traitement de l'eau potable par osmose inverse) (NSF International, 2021a) et NSF/ANSI 62 (Drinking Water Distillation Systems, systèmes de distillation de l'eau potable) (NSF International, 2021b).

L'efficacité des dispositifs d'OI pour l'enlèvement de l'antimoine dépend du type de membrane (filtre) et du pH de l'eau. Les taux d'enlèvement prévus vont de 46 % à 99 % (en fonction de données à l'échelle municipale). Par conséquent, un système d'OI devra être choisi avec soin afin d'obtenir des concentrations dans l'eau traitée inférieures à la CMA proposée. En outre, il pourrait falloir prétraiter l'eau pour réduire l'encrassement et prolonger la durée de vie de la membrane d'OI. Bien qu'il y ait peu de données sur l'emploi de la distillation pour enlever l'antimoine dans l'eau potable, on estime que la distillation peut être adéquate, parce qu'elle diminue efficacement d'autres contaminants inorganiques. Cependant, le procédé consomme beaucoup d'électricité. Les consommateurs peuvent consulter un professionnel du traitement de l'eau pour obtenir des conseils sur les dispositifs de traitement disponibles, ainsi que sur les coûts d'installation et d'entretien, en fonction de la qualité de leur eau.

L'eau qui a été traitée par osmose inverse et distillation peut être corrosive pour l'intérieur des composants de plomberie. De plus, comme il faut de grandes quantités d'influent pour obtenir le volume requis d'eau traitée, ces dispositifs ne sont généralement pas pratiques si on les installe au point d'entrée. Par conséquent, ils devraient être installés uniquement au point d'utilisation.

Afin de limiter l'exposition à l'antimoine, les matériaux qui entrent en contact avec l'eau potable (composants et produits chimiques de traitement) doivent répondre aux normes en matière de santé. Ces normes garantissent que les matériaux respectent les exigences relatives à la santé et que leur utilisation ne présente aucun danger dans des applications servant à l'eau potable. Les normes NSF/ANSI 61 (NSF/ANSI, 2021c) et NSF/ANSI 60 (NSF/ANSI, 2021d) exigent que la concentration d'antimoine ne dépasse pas la concentration permissible par élément individuel de 0,0006 mg/L dans les matériaux et les produits chimiques de traitement qui entrent en contact avec l'eau potable, respectivement.

Considérations relatives au réseau de distribution

L'eau traitée, l'accumulation dans le réseau de distribution et le relargage des matériaux en laiton et des soudures sont des sources potentielles d'antimoine dans les réseaux de plomberie résidentiels et de distribution.

Dépôt et accumulation d'antimoine

L'accumulation de contaminants inorganiques à l'état de traces dans le réseau de distribution d'eau potable est le résultat complexe de plusieurs facteurs, dont la concentration de contaminants dans l'eau traitée, le pH, les conditions d'oxydoréduction et le matériau de la tuyauterie. Les oxyhydroxydes de fer et les oxydes de manganèse hydratés constituent d'importants réservoirs où peuvent s'accumuler les contaminants inorganiques à l'état de traces en raison de leur affinité d'adsorption pour ces substances. Les variations de qualité de l'eau ou les perturbations physiques dans le réseau de distribution peuvent remobiliser les contaminants dans l'eau en vrac. Parmi les indicateurs de ce phénomène, citons la présence d'eau colorée et une augmentation de la turbidité.

L'antimoine total et dissous de l'eau prélevée pendant les essais de purge des réseaux de distribution a été examiné (Friedman et coll., 2016). Les résultats ont montré de manière constante que les concentrations d'antimoine particulaire étaient plus élevées dans les échantillons prélevés durant la purge que dans l'eau en vrac. L'étude indique un manque de mécanismes d'adsorption et de libération de l'antimoine dans le réseau de distribution par rapport à des mécanismes clairs pour l'arsenic des incrustations de fer au tartre de fer et pour le plomb des incrustations de manganèse.

Friedman et coll. (2010) ont identifié plusieurs conditions relatives à la qualité de l'eau qui devraient être contrôlés afin de maintenir la stabilité de l'eau en ce qui trait aux contaminants inorganiques à l'état de traces présents dans les dépôts. Parmi eux se trouvent le pH, le potentiel d'oxydoréduction et les mesures de contrôle de la corrosion. Il est également important d'éviter le mélange non contrôlé des eaux de surface avec des eaux souterraines, et des eaux chlorées avec des eaux chloraminées. Les indicateurs d'une libération potentielle de contaminants inorganiques à l'état de traces dans le réseau de distribution peuvent comprendre une eau colorée et une turbidité accrue.

Dans une étude menée sur des échantillons de dépôts de calcaire et de sédiments prélevés dans les réseaux de distribution d'eau potable de 20 stations de traitement américaines alimentées par des eaux souterraines, des eaux de surface et des sources d'eau mélangée, l'antimoine était la dixième substance la plus concentrée parmi les 12 substances inorganiques analysées (Friedman et coll., 2010). Les auteurs ont non seulement indiqué que de l'antimoine était présent dans tous les solides, mais aussi que sa concentration était beaucoup plus faible que celle des autres métaux. La concentration médiane d'antimoine de tous les dépôts d'incrustations et les échantillons de sédiments combinés était de 0,14 μg/g (1,4 x 10^-5 % en poids), avec un 10e percentile et un 90e percentile de 0,05 μg/g (5 x 10^-6 % en poids) et 0,86 μg/g (8,6 x 10^-5 % en poids), respectivement. La concentration médiane d'antimoine dans les dépôts d'incrustations et les solides obtenus lors de la purge des bornes d'incendie était de 0,13 µg/g et de 0,17 µg/g (1,3 x 10^-5 % en poids et de 1,7 x 10^-5 % en poids), respectivement. Il a été noté que sur les six échantillons présentant une teneur élevée en antimoine (> 0,9 μg/g), il n'y avait pas de points communs évidents avec d'autres contaminants cooccurrents. Les auteurs ont aussi enregistré une masse estimative de 0,1 lb (0,05 kg) d'antimoine accumulée dans une conduite maîtresse d'une longueur de 100 milles (160 km) (pour un diamètre de 12 po [30,5 cm]). Les auteurs ont mentionné que, en théorie, 60 % à 85 % des dépôts d'incrustations devraient être libérés pour dépasser la norme de qualité de l'eau potable de l'U.S. EPA pour l'antimoine, qui est de 0,006 µg/L. Compte tenu de ces résultats, l'accumulation d'antimoine (et sa libération potentielle) dans les réseaux de distribution n'est pas considérée comme étant importante en regard des autres contaminants inorganiques.

Les dépôts d'incrustations provenant de d'entrées de service en plomb (N = 5) allaient de 2,54 mg/kg à 100 mg/kg, et ceux provenant d'une entrée de service en fer (N = 1) étaient de 0,78 mg/kg (Schock, 2005). Les dépôts dans 23 tuyaux en plomb provenant d'installations plus anciennes (datant de 1880 à 1947, et deux dont les dates étaient inconnues) présentaient un intervalle allant de 11,3 mg/kg à 292 mg/kg (Kim et Herrara, 2010). Friedman et coll. (2016) ont analysé 13 échantillons obtenus par échantillonnage opportuniste (ceux disponibles, y compris ceux provenant des compteurs d'eau, des canalisations et des filtres) avec un intervalle de 0 à 168 mg/kg. On pense que l'accumulation d'antimoine est attribuable à l'adsorption en surface et à la réaction de coprécipitation avec le Sb(OH)₆^- soluble qui est sous forme anionique au pH généralement observé dans le réseau de distribution (Friedman et coll., 2010).

Clement et Carlson (2004) ont étudié le réseau de distribution du réseau d'eau potable de Park City, en Utah, dont il a été question précédemment (voir les sections en coagulation classique et en adsorption). Au moment de cette étude, le réseau d'eau potable était alimenté par plusieurs sources d'eau, dont l'un des tunnels miniers historiques (non précisé). La source d'approvisionnement en eau avait une concentration d'antimoine de 0,0066 mg/L, principalement sous forme soluble, et n'a subi aucun traitement physique, mais a été chlorée avant d'entrer dans le réseau de distribution. Des échantillons du réseau de distribution ont été prélevés lors d'une purge. On a constaté que la concentration d'antimoine continuait d'augmenter dans tout le réseau et atteignait 0,027 mg/L après dix minutes lorsque l'échantillonnage a été interrompu et que le maximum n'a pas été atteint. La concentration dans l'eau de purge était quatre fois supérieure à celle de l'eau de source. Scanlan (2003) a analysé des échantillons de sédiments provenant d'un réservoir de ce même réseau et a obtenu une teneur moyenne en antimoine de 48 mg/kg. Une autre étude a examiné 45 maisons en utilisant un échantillonnage aléatoire de jour, avec la présence de plomb dans au moins une partie de la conduite. Un total de 135 échantillons a été recueillis et analysés pour l'antimoine avec une limite de détection de 0,03 μg/L, et les résultats ont montré un maximum de 0,23 μg/L (Deshommes et coll., 2010). Une troisième étude a porté sur 16 conduites d'eau, les 401 échantillons recueillis étaient tous inférieurs la limite de détection au seuil de détection de 0,5 μg/L (Zietz et coll., 2015). Deshommes et coll. (2012) ont étudié 45 robinets dans une grande installation, dont neuf robinets au sous-sol à la limite de détection en raison de leur emplacement et de leur utilisation peu fréquente. L'eau a été échantillonnée après 12 heures de stagnation et les échantillons provenant des robinets du sous-sol présentaient une concentration d'antimoine de 8 μg/L, ce qui, selon les auteurs, était attribuable à la faible fréquence d'utilisation et à l'absence de purge avant l'échantillonnage. Les autres robinets avaient une concentration d'antimoine de 5 μg/L. Les auteurs ont noté une corrélation entre la concentration de plomb et d'antimoine, qui peut être attribuable à la libération de plomb par le laiton et les soudures au plomb.

Relargage de l'antimoine à partir des soudures sans plomb

Les soudures ne contenant pas de plomb sont une source potentielle d'antimoine dans l'eau potable (Fuge et coll., 1992; U.S. EPA, 2006). Deux études ont évalué le relargage de métaux à partir de tuyaux ou de coupons de cuivre avec des soudures sans plomb (étain/antimoine, étain/argent et étain/cuivre/argent) (Subramanian et coll., 1991, 1994). Différentes eaux ont été analysées, et les essais ont été effectués sur de longues périodes pour évaluer le relargage dans différents scénarios. Subramanian et coll. (1991) ont évalué trois eaux circulant dans des tuyaux en cuivre et ont prélevé des échantillons sur une période de 90 jours. Les essais effectués avec de l'eau ultrapure et de l'eau de puits présentaient des concentrations d'antimoine inférieures à la limite de détection e 1,2 μg/L pour toutes les soudures testées. L'essai utilisant l'eau du robinet n'a pas détecté d'antimoine jusqu'au 7e jour, la concentration d'antimoine augmentant ensuite du 14^e au 90^e jour pour la soudure étain/antimoine. Une autre étude de ces mêmes auteurs utilisant des coupons de cuivre avec diverses soudures sans plomb a été réalisée avec quatre eaux différentes sur une période de 28 jours (Subramanian et coll., 1994). Pour toutes les eaux analysées et tous les types de soudure, la concentration d'antimoine est restée inférieure à la limite de détection de 1,2 μg/L. Ces études ont montré dans l'ensemble qu'il n'y avait pas de relargage de l'antimoine pour la plupart des eaux, à l'exception de l'eau du robinet de Subramanian et coll. (1991) qui présentait un certain relargage de l'antimoine après de longs temps de contact.

L'accumulation de plomb et d'autres métaux lourds dans deux réseaux de distribution a été étudiée (Fuge et coll., 1992). Trois échantillons avaient une teneur en antimoine allant de 0,4 à 1,7 mg/kg. Les auteurs ont déclaré que l'antimoine présent dans les matières solides du tuyau était attribuable aux soudures dans le réseau.

Relargage de l'antimoine à partir de matériaux en laiton

Les éléments de plomberie contenant du laiton utilisés dans les réseaux de distribution ou dans la plomberie des bâtiments peuvent avoir une incidence sur la qualité de l'eau potable. Le laiton sans plomb et le laiton avec plomb contiennent généralement un maximum de 0,25 % d'antimoine et dans certains cas jusqu'à 0,5 % (Sandvig et coll., 2007). Quelques études ont été menées pour déterminer les concentrations d'antimoine après relargage à partir de différents matériaux en laiton (voir le tableau 14) (Sandvig et coll., 2007, 2012; Turković et coll., 2014). Deux des études à l'échelle de banc d'essai n'ont montré aucun relargage de l'antimoine avec une limite de détection de 6 µg/L (Sandvig et coll., 2007) et de 0,08 µg/L (Turković et coll., 2014). Turković et coll. (2014) ont indiqué que cela pouvait s'expliquer par la faible concentration d'antimoine dans les matériaux étudiés. Une étude utilisant le protocole d'essai de la norme NSF/ANSI 61 a évalué dix dispositifs en laiton sans plomb (Sandvig et coll., 2012). Les tests ont été réalisés à l'aide de 11 eaux, et la plupart ont donné des résultats inférieurs à la limite de détection. Les deux eaux présentant la plus forte fréquence de relargage d'antimoine, jusqu'à 0,4 μg/L, étaient les eaux synthétiques de la section 9 de la norme NSF/ANSI 61, dont l'une était chlorée et l'autre chloraminée.

Tableau 14. Tests de relargage de l'antimoine à partir de matériaux en laiton

Matériau testé	Eaux testées	Procédures de test	Résultats	Référence
7 matériaux en laiton	1. Eau d'essai synthétique de la norme NSF/ANSI 61 (section 9)Footnote a 2. Solution agressive pour relargageFootnote b	Tiges de laiton immergées. Protocole « vidange et remplissage ». Eau changée 3 fois/semaine Exposition de 4 semaines	N = 42 Tous les échantillons < 6 ppb (6 μg/L)	Sandvig et coll. (2007)
6 appareils Dispositifs de la norme NSF/ANSI 61 (section 8)Footnote c	11 eaux d'essai dont le pH et l'alcalinité varient. Soit du chlore, soit de la chloramine.	Protocole de test de la norme NSF/ANSI 61	Cycle de contrôle (N = 66) – Tous < 0,5 μg/L Cycles avec des eaux de test (LD = 0,1 μg/L) : - 14 détections/ N = 198 - Concentration maximale = 0,41 μg/L - 4 dispositifs sans détection pour toutes les eaux - 2 appareils avec détections pour 4 eaux	Sandvig et coll. (2012)
4 dispositifs de la norme NSF/ANSI 61 (section 9)Footnote d			Cycle de contrôle (N = 32) – Tous < 0,5 μg/L Cycles avec des eaux de test (LD = 0,01 à 0,5 μg/L) : - 19 détections/ N = 96 - Concentration maximale = 0,07 μg/L - 2 dispositifs sans détection pour toutes les eaux - 2 dispositifs avec détections pour 6 eaux
5 matériaux en laiton (4 sans plomb et 1 avec plomb) Teneur en antimoine : < 0,001 % à 0,003 %	Eau d'essai synthétique de la norme NSF/ANSI 61 (section 9)Footnote a	Tests de relargage à court terme conformément au protocole de test de la norme NSF/ANSI 61 (section 9)	Limite de détection = 0,08 μg/L Pas de lixiviation de l'antimoine, ce qui, selon les auteurs, pourrait être attribuable à la faible teneur en antimoine des matériaux en laiton.	Turković et coll. (2014)
	5 « eaux du coin » - représentant ~66% de l'eau distribuée aux États-Unis et au Canada.	Essais de relargage à long terme (protocole expérimental de la norme DIN EN 15664-1)Footnote e Période de 26 semaines	Limite de détection = 0,08 μg/L Pas de lixiviation de l'antimoine, ce qui, selon les auteurs, pourrait être attribuable à la faible teneur en antimoine des matériaux en laiton.
Footnotes Footnote 1 Eau d'essai synthétique de la norme NSF/ANSI 61 (section 9) : alcalinité de 500 mg/L (± 25 mg/L) sous forme de CaCO3; pH de 8,0 (± 0,5); et chlore libre dosé à une concentration de 2,0 mg/L (± 0,05 mg/L) Return to footnote a referrer Footnote 2 Solution agressive pour relargage : synthétique; alcalinité de 10 mg/L sous forme de CaCO3; pH de 7,4; et chloramines : 4,0 mg/L Cl2 Return to footnote b referrer Footnote 3 Les dispositifs de la section 8 sont des dispositifs norme NSF indique : sur conduite (p. ex. compteurs d'eau, vannes de bâtiment) Return to footnote c referrer Footnote 4 Les dispositifs de la section 9 sont des dispositifs d'extrémité (par exemple, fontaines d'eau potable, robinets) Return to footnote d referrer Footnote 5 Simulation réaliste des conditions de fonctionnement d'une conduite en cul-de-sac et du comportement de consommation à un robinet de cuisine Return to footnote e referrer

ANSI – American National Standards Institute; LD – limite de détection; N – taille de l'échantillon; NSF – NSF International

Gestion des résidus

Les technologies de traitement peuvent générer une variété de résidus contenant de l'antimoine (par exemple, eau de lavage à contre-courant, eau/concentré de rejet, déchets du média). On devrait consulter les autorités appropriées pour s'assurer que l'élimination des déchets liquides et solides résiduels provenant du traitement de l'eau potable est conforme à la réglementation applicable. On peut obtenir des recommandations auprès d'autres sources (CCME, 2003; 2007).