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Page 8 : Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique – le tétrachloroéthylène

7.0 Considérations relatives aux techniques de traitement et aux réseaux de distribution

7.1 Échelle municipale

Les usines de traitement d'eau potable municipales qui ont recours à des techniques de traitement conventionnelles (coagulation, sédimentation, filtration et chloration) ne parviennent pas, en général, à diminuer de manière efficace (de 0 à 29 %) les concentrations de COV dans l'eau potable (Love et coll., 1983; Robeck et Love, 1983). Une partie des COV peut être éliminée de manière accidentelle par volatilisation à partir de bassins à découvert (Santé et Bien-être social Canada, 1994). L'U.S. EPA (1991b) indique que l'adsorption sur charbon actif granulaire (CAG) et l'aération par tour à garnissage (ATG) sont les meilleures techniques existantes (MTE) pour réduire les concentrations de tétrachloroéthylène dans l'eau potable. Ces techniques de traitement se sont montrées capables de faire passer une concentration de tétrachloroéthylène de 30 à 500 μg/L dans l'eau d'arrivée à une concentration inférieure à 1 μg/L dans l'eau traitée (Love et Eilers, 1982; Chrobak et coll., 1985; Reijnen et coll., 1985; Hand et coll., 1988; AWWA, 1991; Lykins et Clark, 1994; Dyksen et coll., 1995).

Il a également été établi que divers procédés d'oxydation avancée (POA), comme l'ozonation combinée au peroxyde d'hydrogène, constituent des méthodes de traitement efficaces pour éliminer le tétrachloroéthylène (Aieta et coll., 1988; Zeff, 1991; Dyksen et coll., 1992; Topudurti, 1993; Hirvonen et coll., 1996b; Karimi et coll., 1997; Hirvonen et coll., 1998).

Le choix du procédé de traitement approprié pour un approvisionnement en eau particulier dépend de nombreux facteurs, comme les caractéristiques de l'eau brute et les conditions d'utilisation de la méthode de traitement.

7.1.1 Adsorption sur charbon actif

Le charbon actif est utilisé pour le traitement de l'eau soit sous forme de CAG, soit sous forme de charbon actif en poudre (CAP). La capacité du charbon actif à éliminer les COV par adsorption varie en fonction d'une série de facteurs, comme la compétition d'autres contaminants, le chargement préalable de matières organiques naturelles (MON), la température, les propriétés physicochimiques des COV et le milieu filtrant au charbon (Speth, 1990; AWWA, 1991). L'application de CAP, qui est la méthode convenant le mieux aux systèmes conventionnels de traitement de l'eau de surface, peut diminuer les faibles concentrations occasionnelles de COV, dont le tétrachloroéthylène, lorsqu'elle est effectuée à l'usine de traitement, en permettant un temps de contact suffisant et un mélange adéquat. Dans les usines de traitement conventionnelles, on applique habituellement le CAP à la prise d'eau de l'usine, lors du processus de mélange rapide et en amont du filtre. Un temps de contact suffisant, qui repose sur les caractéristiques et la concentration du contaminant à adsorber, est requis (Najm et coll., 1991). En général, l'adsorption sur CAP est moins efficace que celle sur CAG pour éliminer les COV, et cela, principalement à cause de son utilisation dans des bassins de coagulation ou de sédimentation où les sites d'adsorption peuvent être bloqués par la floculation; du fait que l'on ne laisse pas s'écouler assez de temps pour que la capacité d'adsorption atteigne son maximum; et du fait que la concentration à l'équilibre dans la phase liquide (force motrice du gradient de concentration) décroît pendant le processus d'adsorption. Une étude à pleine échelle a montré que l'application d'une dose de CAP de 7,1 mg/L était capable de diminuer une concentration de tétrachloroéthylène de 0,7 μg/L dans l'eau brute à 0,3 μg/L (Singley et coll., 1979).

On trouve des concentrations plus importantes de COV dans les eaux souterraines. On utilise couramment l'adsorption sur CAG pour éliminer en continu les COV présents dans les eaux souterraines (Snoeyink, 1990). Le procédé fait appel à un contacteur garni de CAG. Quand l'eau traverse le contacteur, les contaminants se diffusent dans les granules adsorbantes et s'accumulent à leur surface (Crittenden et coll., 2005). L'utilisation de colonnes garnies de charbon permet un meilleur contact entre l'eau et le charbon, accroît l'efficacité d'adsorption et assure un meilleur contrôle du processus que le CAP (Snoeyink, 1990).

L'utilisation de CAG pour éliminer les COV présents dans l'approvisionnement en eau potable nécessite la prise en compte des caractéristiques suivantes dans la conception du processus : le taux de consommation du charbon, le temps de contact en fût vide (TCFV), le prétraitement de l'eau brute, la configuration du contacteur et la méthode de remplacement ou de régénération du CAG. Au fil de l'utilisation et en fonction des divers facteurs indiqués précédemment, les contaminants organiques s'échappent du fût de charbon. Le moment où la concentration de contaminants dans l'eau traitée dépasse l'objectif visé par le traitement définit ce qu'on appelle le passage initial. Dans les systèmes à fûts multiples, les différents fûts peuvent continuer d'être utilisés même après le passage initial, pourvu que la concentration de contaminants dans le mélange d'eau traitée respecte toujours les objectifs visés par le traitement. Une fois épuisé, le CAG est retiré du contacteur et remplacé par du CAG neuf ou régénéré. Pour des raisons pratiques, le CAP n'est pas récupéré et réactivé. Par conséquent, son taux de consommation peut être élevé par rapport à celui du CAG (Chowdhury et coll., 2013). La régénération et (ou) le remplacement des matériaux épuisés constitue une considération économique importante dans l'atteinte des objectifs fixés en matière d'élimination des contaminants.

Parmi les problèmes de fonctionnement courants associés aux contacteurs d'adsorption sur CAG figurent la prolifération biologique et l'augmentation de la numération des bactéries hétérotrophes dans l'eau traitée ainsi que le colmatage et l'encrassement du fût de charbon par des précipités chimiques et bactériens (AWWA, 1991). Les considérations de fonctionnement comprennent la nécessité d'un lavage à contre-courant adéquat, le maintien de l'épaisseur et de la densité du fût après ce lavage et le contrôle du débit. Pour empêcher le fût de se boucher, un prétraitement de l'eau avant son entrée dans le contacteur au CAG est souvent nécessaire (Snoeyink, 1990; Speth, 1990; Crittenden et coll., 2005).

On a pu faire passer une concentration de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée se situant entre 30 et 194 µg/L à moins de 1 µg/L dans l'eau potable, cela dans des conditions de fonctionnement raisonnables (Love et Eilers, 1982; Chrobak et coll., 1985; Hand et coll., 1988; U.S. EPA, 1990; AWWA, 1991; Dyksen et coll., 1995). Les données de fonctionnement provenant d'une installation de traitement au CAG à l'échelle municipale indiquent qu'une concentration de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée de 30 µg/L a pu être ramenée à une valeur inférieure à 1 µg/L à l'aide d'un seul contacteur, avec un taux de charge hydraulique de 2,56 gallons par minute/pi2 (6,2 m/h) et un TCFV de 12,7 minutes, ce qui donne un taux de consommation du charbon de 0,0167 kg/m3 (kilogrammes de CAG par mètre cube d'eau traitée; Hand et coll., 1988). D'autres résultats d'études à pleine échelle ont montré que deux contacteurs au CAG en parallèle, avec un taux de charge hydraulique de 7,1 gallons par minute/pi2 (17,3 m/h) chacun et un TCFV de 10,5 minutes, pouvaient faire passer une concentration de tétrachloroéthylène de 194 µg/L à moins de 1 µg/L, pour un taux de consommation de charbon de 102 lb de CAG par million de gallons d'eau traitée (0,0122 kg/m3; Chrobak et coll., 1985). Une enquête sur les usines de traitement où l'on utilise du CAG pour éliminer le tétrachloroéthylène, menée aux États-Unis, a révélé qu'il était possible de ramener des concentrations dans l'eau d'arrivée se situant entre 5 et 150 µg/L à des valeurs inférieures à 1 µg/L dans diverses conditions de fonctionnement (AWWA, 1991; Dyksen et coll., 1995).

Le procédé de traitement au CAG est surtout utilisé pour les petits systèmes de traitement de l'eau en raison de sa simplicité et de sa facilité d'utilisation (Snoeyink, 1990).

7.1.2 Strippage à l'air : aération par tour à garnissage

Le strippage à l'air est une technique de traitement couramment utilisée pour diminuer la concentration des COV dans l'eau potable (Dyksen et coll., 1984; Cummins et Westrick, 1990; U.S. EPA, 1991a; Dzombak et coll., 1993; Dyksen, 2005; OMS, 2011). Ce procédé consiste à faire entrer en contact l'eau et l'air, ce qui permet aux contaminants volatils de passer de l'eau à l'air sous l'effet du gradient de concentration du contaminant entre les deux phases.

Il existe une variété de configurations en ce qui a trait à l'équipement de strippage à l'air. Toutefois, l'U.S. EPA considère que l'ATG est la meilleure technique puisqu'elle permet d'éliminer 99 % des COV présents dans l'eau potable (U.S. EPA, 1991b). L'ATG est un système optimal d'élimination des COV de l'eau puisqu'elle permet d'atteindre des rapports air-eau plus élevés que les autres systèmes d'aération. Dans la colonne d'ATG, l'eau contaminée s'écoule vers le bas par gravité sur un fût muni d'un garnissage, tandis que l'air est introduit dans la tour sous ce fût, où il circule vers le haut en sens contraire de l'eau. Comme l'ATG provoque le transfert des COV de l'eau à l'air, il peut être nécessaire de traiter les effluents gazeux de la tour à garnissage avant leur rejet dans l'atmosphère afin de réduire la concentration de contaminants (Crittenden et coll., 1988; Adams et Clark, 1991).

Plusieurs facteurs de conception ont une incidence sur le degré d'élimination des COV, à savoir le rapport air-eau, la superficie disponible pour le transfert de masse, le taux de charge hydraulique, la température de l'eau et de l'air ainsi que les propriétés physiques et chimiques du contaminant (AWWA, 1991; Crittenden et coll., 2005; Dyksen et coll. 2005). L'aération par diffusion d'air, l'aération par barbotage multiphases, et l'aération à plateaux et à plateaux peu profonds sont d'autres technologies d'enlèvement du tétrachloroéthylène de l'eau potable par strippage à l'air utilisées par les petits systèmes (U.S. EPA, 1998).

L'entartrage et l'encrassement de la colonne constituent un problème de fonctionnement courant. Les principales causes de l'encrassement sont les dépôts de carbonate de calcium ou de sulfate de calcium, l'oxydation du fer et la prolifération microbienne. Les principales méthodes de prévention de l'encrassement de la colonne sont la diminution du pH de l'eau d'arrivée, l'utilisation d'agents antitartre et l'élimination du fer avant l'ATG (U.S. EPA, 1984; Dyksen, 2005). La croissance d'algues peut aussi constituer un problème dans les zones de la colonne qui sont exposées à la lumière. Il pourrait également être nécessaire de recourir à un traitement ultérieur comme l'utilisation d'un inhibiteur de la corrosion pour réduire les propriétés corrosives de l'eau associées à l'augmentation de la quantité d'oxygène dissous causée par l'aération. Les conditions ambiantes, comme la température de l'eau, peuvent influer sur le rendement des tours à garnissage. Bien que les températures sous le point de congélation puissent causer des problèmes de fonctionnement, le contact entre l'eau et l'air dans le système d'ATG provoquera un changement de température de l'air jusqu'à ce que cette température approche celle de l'eau. La température influe sur la constante de la loi d'Henry et sur le coefficient de transfert de masse du contaminant. Ces paramètres déterminent la taille de l'équipement et l'efficacité d'élimination des COV (Crittenden et coll., 2005).

À l'aide de l'ATG, on a pu faire passer une concentration de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée se situant entre 60 et 500 µg/L à une valeur inférieure à 1 µg/L dans l'eau potable, cela dans des conditions de fonctionnement raisonnables (Reijnen et coll., 1985; Hand et coll., 1986, 1988; AWWA, 1991; Dyksen et coll., 1995). Des données sur l'ATG à l'échelle réelle indiquent qu'une concentration de tétrachloroéthylène de 60 µg/L dans une eau d'arrivée ayant un débit de 8,1 ML/jour a pu être ramenée à 0,4 µg/L avec un rapport air-eau de 61, un dispositif de strippage à l'air de 7,5 m de long, un taux de charge hydraulique de 15,5 kg/m2/s et une colonne à garnissage de 2,4 m de diamètre (Hand et coll., 1988). Des concentrations dans l'eau d'arrivée atteignant jusqu'à 500 µg/L ont pu être ramenées à moins de 1 µg/L avec un rapport air-eau de 35, un dispositif de strippage de 7,3 m de long, un taux de charge hydraulique de 27,2 gallons par minute/pi2 et une colonne à garnissage de 2,3 m de diamètre (Dyksen et coll., 1995). Les résultats d'une enquête effectuée dans des usines de traitement d'eau potable ont révélé qu'il était possible de ramener des concentrations de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée allant jusqu'à 170 µg/L à des valeurs inférieures à 1 µg/L dans l'eau traitée, et ce, dans diverses conditions de fonctionnement (Reijnen et coll., 1985; AWWA, 1991).

Généralement, l'aération par diffusion d'air a une efficacité d'élimination plus faible et consomme plus d'électricité que les systèmes d'ATG (AWWA, 1991). Elle permet habituellement de réduire de 73 à 95 % les concentrations de tétrachloroéthylène (U.S. EPA, 1984, 1991a). Une étude à l'échelle pilote sur l'aération par diffusion d'air a montré qu'on pouvait faire passer les concentrations de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée de 636 µg/L à moins de 1 µg/L, avec un rapport air-eau de 16 et un temps de contact de 10 minutes (Love et Eilers, 1982).

Adams et Clark (1991) ont évalué les coûts associés à des systèmes ayant une capacité de traitement de 1 à 100 ML/jour. Ces évaluations indiquent que, dans la plupart des cas, il est plus économique d'utiliser l'ATG que le CAG pour réduire les concentrations de tétrachloroéthylène dans l'eau potable, même si les effluents gazeux des tours à garnissage doivent être traités sur CAG en phase vapeur.

7.1.3 Combinaison de l'aération par tour à garnissage et du charbon actif en grains

La combinaison de l'ATG avec l'adsorption sur CAG en phase liquide est susceptible d'être efficace pour produire une eau à faible teneur en COV. Dans une usine de traitement à l'échelle municipale combinant ces procédés, on employait le strippage à l'air pour enlever le gros des COV présents dans l'eau, et l'adsorption sur charbon actif servait, dans une deuxième étape, à réduire davantage les concentrations résiduelles de COV (McKinnon et Dyksen, 1984; Stenzel et Sen Gupta, 1985). De plus, l'utilisation d'un procédé de strippage à l'air avant l'adsorption sur CAG en phase liquide peut prolonger la durée de vie des fûts de charbon. Il a été démontré que l'utilisation d'une tour à garnissage combinée avec un adsorbeur au CAG permettait de ramener une concentration de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée de 100 µg/L à une valeur inférieure à 1 μg/L, avec un rapport air-eau de 90 et un garnissage d'une hauteur de 3,0 m (AWWA, 1991). Aucun renseignement n'a été fourni sur les conditions de fonctionnement de l'adsorbeur au CAG dans cette étude.

7.1.4 Ozonation

On considère en général que la cinétique de la réaction d'ozonation n'est pas propice au traitement du tétrachloroéthylène dans l'eau potable à cause de la lenteur de la réaction et de la nécessité d'atteindre de faibles concentrations dans l'eau traitée (Dyksen et coll., 1992; Hirvonen et coll., 1996b). Cependant, des études à l'échelle pilote ont révélé que l'on pouvait réduire les concentrations de tétrachloroéthylène de 60 à 75 % en utilisant des doses d'ozone entre 6 et 9 mg/L (Fronk, 1987; Zeff, 1991).

7.1.5 Procédés d'oxydation avancée

Les POA font référence à l'utilisation de combinaisons adéquates de lumière ultraviolette (UV), d'oxydants chimiques et de catalyseurs (ozone-peroxyde d'hydrogène, ozone-UV, UV-peroxyde d'hydrogène, UV-dioxyde de titane, ozone-UV-dioxyde de titane, oxydation par ozone à pH élevé) pour générer des radicaux hautement réactifs, comme les radicaux hydroxyles, qui sont de puissants oxydants réagissant rapidement et de façon non sélective avec les contaminants organiques.

Les propriétés physicochimiques de la matrice d'eau ont une profonde incidence sur les POA. Les paramètres de la qualité de l'eau susceptibles d'avoir un effet sur l'efficacité des POA comprennent l'alcalinité de l'eau, le pH, les MON, les ions métalliques réduits (fer et manganèse) ainsi que la turbidité. Le principal avantage des POA est leur capacité à convertir entièrement les composés organiques en dioxyde de carbone et en acides minéraux (Crittenden et coll., 2005), alors que les procédés d'adsorption et les techniques de strippage à l'air transfèrent simplement les contaminants d'une phase à une autre et peuvent nécessiter un traitement subséquent (Glaze et Kang, 1988; Topudurti, 1993; Crittenden et coll., 2005). Des études à l'échelle pilote indiquent que l'ozonation couplée au peroxyde d'hydrogène est capable de ramener une concentration de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée de 18,6 µg/L à une concentration de 1 µg/L dans l'eau traitée, cela avec une dose d'ozone de 6,0 mg/L, un rapport peroxyde d'hydrogène-ozone de 0,5 et un temps de contact de 3 minutes (Dyksen et coll., 1992). D'autres données sur l'application à l'échelle réelle ont montré que l'ozonation couplée au peroxyde d'hydrogène permettait de faire passer une concentration de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée de 10 µg/L à une valeur inférieure à 1 µg/L, cela avec une dose d'ozone de 4,7 mg/L et un rapport peroxyde d'hydrogène-ozone de 0,57 (Karimi et coll., 1997). Les résultats des deux études laissent supposer que la dose d'ozone semble avoir une incidence plus importante sur l'élimination du tétrachloroéthylène que le temps de contact de la réaction. De manière similaire, les données provenant d'essais à l'échelle réelle ont révélé qu'un procédé d'oxydation combinant les UV, le peroxyde d'hydrogène et l'ozone permettait de ramener une concentration de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée de 7 µg/L à une valeur inférieure à 1 µg/L (Zeff, 1991).

On a évalué l'efficacité des POA à l'échelle réelle faisant appel au rayonnement UV et au peroxyde d'hydrogène pour réduire par oxydation les concentrations de tétrachloroéthylène. En se servant de lampes UV à pression moyenne et de doses de peroxyde d'hydrogène de 15 à 70 mg/L, on a fait passer une concentration de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée se situant entre 70 et 150 μg/L à une valeur inférieure à 1 μg/L dans l'eau traitée (Topudurti, 1993). Les résultats obtenus à l'échelle réelle publiés par Hirvonen et coll. (1998) montrent qu'avec des lampes au mercure à basse pression et des doses de peroxyde d'hydrogène se situant entre 83 et 138 mg/L, on pouvait ramener des concentrations de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée de l'ordre de 76 à 139 μg/L à une concentration dans l'eau traitée inférieure à 0,5 µg/L.

Certaines questions opérationnelles devraient être prises en compte lorsque l'on emploie chacun des POA décrits précédemment, dont les principales sont, dans le cas du rayonnement UV, le remplacement des lampes UV, l'élimination régulière des particules en suspension qui recouvrent les tubes de quartz abritant les lampes UV ainsi que le maintien d'un faible degré de coloration et de turbidité de l'eau. Dans le cas d'un procédé UV-peroxyde d'hydrogène, il faut que la dose initiale de peroxyde d'hydrogène soit élevée pour permettre une utilisation efficace du rayonnement UV afin de produire des radicaux hydroxyles, ce qui génère une forte concentration de peroxyde d'hydrogène dans l'eau traitée. Parmi les autres paramètres à surveiller quand on a recours aux procédés ozone-peroxyde d'hydrogène et UV-ozone figure le strippage des COV sortant du contacteur d'ozone.

Il faudrait tenir compte de la formation de sous-produits de l'oxydation ou de l'oxydation avancée du tétrachloroéthylène ou d'autres composés inorganiques ou organiques présents dans l'approvisionnement d'eau lorsque l'on emploie ces procédés. Les POA génèrent des radicaux peroxyles organiques réactifs qui subissent des réactions en chaîne et produisent une série de sous-produits oxygénés. Parmi les sous-produits habituellement formés par les POA, on compte des aldéhydes, des cétones et des composés carboxyliques. La présence de sous-produits peut nécessiter un traitement après l'application des POA ou une optimisation des procédés afin de limiter le plus possible la formation de sous-produits.

On a observé la formation de faibles concentrations d'acide trichloroacétique (TCA) (0,1 µg/L) et d'acide dichloroacétique (DCA) (1 à 6 µg/L) dans l'eau traitée suite à l'oxydation du tétrachloroéthylène par UV-peroxyde d'hydrogène (Hirvonen et coll., 1996a, 1998). Cependant, les concentrations signalées de ces composés étaient inférieures aux directives de l'Organisation mondiale de la Santé (OMS) pour la qualité de l'eau de boisson, soit 200 µg/L pour le TCA et 50 µg/L pour le DCA (OMS, 2011). La recommandation de Santé Canada pour le total des acides haloacétiques dans l'eau potable est de 80 µg/L.

Dans d'autres études, on a constaté qu'à l'exception du carbone organique assimilable (COA) et du bromate, l'oxydation à l'ozone et au peroxyde d'hydrogène n'avait généré aucun sous-produit. La concentration moyenne d'un COA dans l'eau souterraine est passée de 53,5 µg/L à environ 239 µg/L dans l'eau traitée. Une concentration de bromure de 0,21 mg/L dans l'eau d'arrivée a produit une concentration de bromate de 0,029 à 0,11 mg/L dans l'eau traitée (Karimi et coll., 1997). On a déterminé que la formation de bromate dépendait de la dose d'ozone appliquée.

7.1.6 Osmose inverse

L'osmose inverse a donné certains résultats prometteurs pour ce qui est de l'élimination du tétrachloroéthylène de l'eau potable (U.S. EPA, 1991a). Des études en laboratoire ont montré que l'on pouvait réduire dans une proportion allant jusqu'à 92 % des concentrations de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée se situant entre 6 et 153 µg/L, cela à l'aide de membranes composites à film mince (Lykins et coll., 1988). On a constaté que la capacité de l'osmose inverse à éliminer les substances chimiques organiques de synthèse dépendait de diverses composantes du système, dont le type de membrane, le flux, la récupération, la solubilité, la charge et la masse moléculaire des substances chimiques organiques de synthèse (Taylor et coll., 2000).

7.1.7 Nouvelles techniques et autres techniques de traitement

De nouvelles techniques de traitement du tétrachloroéthylène dans l'eau potable sont en cours d'élaboration, mais, pour la plupart, elles demeurent encore au stade expérimental, ou leur efficacité à l'échelle réelle n'a pas encore fait l'objet de publications. Parmi ces nouvelles techniques figurent les suivantes :

  • Adsorption sur couches de charbon à flux ascendant
    • On a connu un certain succès pour ce qui est de la diminution des concentrations de tétrachloroéthylène dans l'eau potable grâce à d'autres configurations du contacteur au CAG permettant de limiter la consommation de charbon. Des essais à l'échelle pilote menés avec un absorbeur sur couches de charbon à flux ascendant ont montré que celui-ci était capable de ramener une concentration de tétrachloroéthylène de 13 µg/L à une valeur inférieure à 5 µg/L dans l'eau traitée, cela avec un TCFV de 6 minutes et un taux de consommation de charbon de 0,010 kg/m3 (Munz et coll., 1990).
  • Techniques à membranes
    • Strippage à l'air sur membrane : Le strippage à l'air des COV au moyen de membranes microporeuses à fibres creuses en polypropylène est une technique de rechange à l'ATG (Semmens et coll., 1989; Castro et Zander, 1995). Des études à l'échelle pilote ont révélé des réductions des concentrations de tétrachloroéthylène allant jusqu'à 80 % ainsi que des coefficients de transfert de masse supérieurs à ceux enregistrés avec des tours de strippage à l'air classiques (Zander et coll., 1989).
    • Nanofiltration : Des études en laboratoire sur l'efficacité de membranes de nanofiltration possédant différentes caractéristiques ont révélé qu'en moyenne 93 % du tétrachloroéthylène était éliminé lorsque la concentration dans une eau d'arrivée synthétique était de 400 µg/L (Ducom et Cabassud, 1999).
    • Pervaporation : On a envisagé la pervaporation comme nouvelle technique faisant appel à une membrane polymérique pour éliminer les contaminants organiques de l'eau. La pervaporation requiert l'emploi de membranes denses et sélectives, et la séparation est fondée sur la solubilité et la diffusivité relatives de chaque composant de la membrane (Khayet et Matsuura, 2004). Un côté de la membrane est en contact avec l'eau contaminée, tandis que l'autre côté est soumis au vide. Le procédé comprend la sorption du contaminant sur la membrane, sa perméation à travers la membrane et son évaporation en phase vapeur. Cependant, on n'a trouvé aucune donnée se rapportant précisément à l'élimination du tétrachloroéthylène de l'eau (Lipski et Cote, 1990; Uragami et coll., 2001).
    • Distillation membranaire sous vide : Le procédé de distillation membranaire sous vide fait appel à des membranes poreuses hydrophobes qui ne servent que de support à l'interface vapeur-liquide (Khayet et Matsuura, 2004). Le liquide qui s'écoule se vaporise avant d'atteindre la membrane; la vapeur diffuse à travers les pores de la membrane et se condense ensuite à l'extérieur de celle-ci. Le transfert de masse à travers la membrane est amélioré grâce à l'application d'un vide du côté du perméat (Couffin et coll., 1998). Couffin et coll. (1998) indiquent que le procédé de distillation membranaire sous vide semble être une technique de traitement prometteuse pour l'élimination de faibles concentrations de tétrachloroéthylène de l'eau.
  • Autres POA
    • Un système d'oxydation photocatalytique à l'échelle pilote a permis de faire passer une concentration de tétrachloroéthylène dans l'eau d'arrivée de 125 µg/L à 5 µg/L dans l'eau traitée. Ce système utilise un rayonnement UV et un semi-conducteur de dioxyde de titane, combinés à un ajout de 70 mg/L de peroxyde d'hydrogène et de 0,4 mg/L d'ozone (Topudurti et coll., 1998).
    • La réaction d'oxydation de Fenton, qui fait appel à de puissants radicaux oxydants (OH·) produits par la réaction du peroxyde d'hydrogène avec le sulfate de fer, est également un procédé efficace pour dégrader le tétrachloroéthylène dans l'eau. Des expériences en laboratoire ont montré qu'il permettait de dégrader 95 % du tétrachloroéthylène présent en concentration initiale élevée de 162 mg/L. Il faut tenir compte de la formation de sous-produits comme le TCA lors de l'utilisation de POA comme l'oxydation de Fenton (Yoshida et coll., 2000).
    • Il a été démontré que l'utilisation d'un faisceau d'électrons à haute énergie était un procédé efficace pour détruire le tétrachloroéthylène présent en solution aqueuse, et ce, à grande échelle. Une dose d'énergie de 299 à 776 krad a été nécessaire pour l'élimination de 99 % de la concentration de tétrachloroéthylène dans une solution aqueuse de pH 7 (concentration initiale entre 0,1 et 4,5 mg/L) (Cooper et coll., 1993).

7.1.8 Réseau de distribution

Un revêtement de vinyltoluène employé dans les années 1960 et 1970 pour limiter la corrosion des tuyaux en amiante-ciment (surtout en Nouvelle-Angleterre) était une source de tétrachloroéthylène dans l'eau potable. Cependant, l'utilisation de ce type de revêtement a été abandonnée lorsque l'on a découvert le relargage de tétrachloroéthylène dans l'eau potable (Larson et coll., 1983). On ajoutait du tétrachloroéthylène pour diluer la résine utilisée pour recouvrir l'intérieur des tuyaux avant de la pulvériser. Le relargage du tétrachloroéthylène a été observé lorsque l'on n'avait pas laissé la résine sécher (durcir) assez longtemps après son application. Les plus fortes concentrations de tétrachloroéthylène (jusqu'à 3 500 µg/L) ont été dans la plupart des cas mesurées dans des culs-de-sac ou dans des zones à faible débit du réseau de distribution. Les mesures correctives mises en œuvre pour diminuer les concentrations de tétrachloroéthylène comprenaient le retrait ou le remplacement des tuyaux possédant le revêtement de vinyltoluène, le rinçage des réseaux de distribution et l'installation de purges. De plus, on a constaté que les concentrations dans l'eau diminuaient à mesure que les tuyaux vieillissaient (Larson et coll., 1983).

On trouve dans la littérature scientifique des rapports d'incidents de contamination de l'eau potable liée à la perméation de substances chimiques organiques dans le sol à travers des tuyaux d'eau et de la tuyauterie (Glaza et Park, 1992; Bromhead, 1997; Goodfellow et coll., 2002; Ong et coll. 2008).
Les tuyaux et tuyauterie de plastique sont durables et résistent bien aux substances chimiques, comme le chlore, utilisées dans le traitement de l'eau potable. Cependant, ces tuyaux et tuyauterie de plastique peuvent entrer en contact avec des sols contaminés par des fuites de réservoirs souterrains, des déversements de produits chimiques, ou la disposition inappropriée de produits chimiques. Ces contaminants peuvent affecter la longévité et l'intégrité structurelle des tuyaux de plastique et des joints d'étanchéité en élastofibre, et affecter la qualité de l'eau dans le réseau de distribution.

Un sondage portant sur les incident de perméation affectant des tuyaux de plastique et des joints d'étanchéité en élastofibre a été effectué en 2004 auprès des services publics pour obtenir leur perspective sur ces incidents. Des 151 services publics au Canada et aux États-Unis qui ont répondu à ce sondage, 70 % ont indiqué l'utilisation de tuyaux de plastiques. Des tuyaux chlorure de polyvinyle (PVC) et de polyéthylène (PE) composaient 18 % et 0.18 %, respectivement des conduites principales. Le sondage a également révélé que 16 % des conduites principales étaient faites de fonte ductile. De manière générale, les incidents de perméation associés à des tuyaux de distribution de l'eau potable sont rarement rapportés. Le sondage faisait état de 6 incidents de perméation liés à des conduites principales; trois de ceux-ci étaient associés à de l'essence, un à un solvant chloré et 2 à des produits chimiques inconnus. Les tuyaux impliqués étaient faits en PVC (4), en amiante-ciment (1) et en fonte (1). Un des cas impliquait un tuyau de fonte avec des joint en plomb exposé à des solvants chlorés. Des concentrations de tétrachloroéthylène de ont été décelées dans le sol et l'eau souterraine (1560 mg/kg et 0,44 mg/L, respectivement), mais pas dans l'eau potable. Des tuyaux de branchement en plastique étaient utilisés par 49 % des services publics, ce qui comprenait 5 % de PVC et 6 % de polyéthylène. Le sondage rapportait également que des 44 incidents de perméation associés à des tuyaux de branchement, deux impliquaient des solvants chlorés et des tuyaux en fonte ductile avec des joints d'étanchéité en caoutchouc de styrène-butadiène. Dans le cas d'un incident de perméation impliquant du tétrachloroéthylène et des tuyaux en fonte ductile avec des joints d'étanchéité en caoutchouc de styrène-butadiène, les concentrations de tétrachloroéthylène étaient de 0,04 à 3.6 mg/kg dans le sol contaminé, de 0,9 à 15,4 mg/L dans l'eau souterraine et de non détectable à 6,6 µg/L dans l'eau potable (Ong et coll., 2008).

Bromhead (1997) a rapport des incidents de perméation de tétrachloroéthylène avec des tuyaux de branchement en polyéthylène à des endroits contaminés de Rotterdam, aux Pays-Bas. Des 143 échantillons d'eau, 98 % contenaient des concentrations de tétrachloroéthylène entre <0,05 et 10 µg/L, alors que 2 % des échantillons contenaient des concentrations au-delà de 10 µg/L, Jusqu'à un maximum of 14,4 µg/L après 8 heures de stagnation.

7.2 Échelle résidentielle

En général, il n'est pas recommandé d'utiliser des dispositifs de traitement de l'eau potable déjà traitée par les municipalités. Lorsqu'un particulier tire son eau potable d'un puits privé, il peut être indiqué d'employer un dispositif résidentiel de traitement de l'eau potable pour y réduire les concentrations de tétrachloroéthylène.

Un certain nombre de dispositifs de traitement résidentiels offerts par divers fabricants peuvent abaisser la concentration de tétrachloroéthylène dans l'eau potable en deçà de 5 µg/L. Des systèmes de filtration peuvent s'installer au robinet (point d'utilisation) ou au point d'arrivée de l'eau dans la résidence (point d'entrée). Du point de vue santé, les systèmes installés au point d'entrée sont préférables pour les COV tels que le tétrachloroéthylène parce qu'ils traitent l'eau utilisée tant pour le bain et la lessive que pour la cuisine et la consommation. Il existe des dispositifs certifiés de traitement au point d'utilisation capables de réduire les concentrations de COV tels que le tétrachloroéthylène. Lorsqu'il est impossible de se procurer de tels dispositifs, des systèmes peuvent être conçus et construits au moyen de matériaux certifiés. Il faut faire analyser régulièrement par un laboratoire accrédité l'eau à son entrée et à sa sortie du dispositif de traitement pour vérifier l'efficacité du dispositif. Les dispositifs peuvent devenir moins efficaces avec l'usage et le temps et doivent donc être entretenus ou remplacés. Les consommateurs devraient suivre les instructions du fabricant en ce qui concerne la durée de vie prévue des composants de leur dispositif de traitement.

Santé Canada ne recommande pas de marques particulières de dispositifs de traitement de l'eau potable, mais conseille vivement aux consommateurs de n'utiliser que les dispositifs certifiés par un organisme de certification accrédité comme étant conformes aux normes appropriées de NSF International (NSF)/American National Standards Institute (ANSI). Ces normes visent à protéger la qualité de l'eau potable en aidant à garantir l'innocuité des matériaux et l'efficacité des produits qui entrent en contact avec l'eau potable. Les organismes de certification garantissent qu'un produit est conforme aux normes applicables et doivent être accrédités par le Conseil canadien des normes (CCN). Au Canada, le CCN a accrédité les organismes suivants, qu'il autorise ainsi à certifier les dispositifs de traitement et autres produits liés à l'eau potable qui respectent les normes NSF/ANSI (CCN, 2015) :

  • CSA Group (www.csagroup.org - disponible en anglais seulement);
  • NSF International (www.nsf.org - disponible en anglais seulement);
  • Water Quality Association (www.wqa.org - disponible en anglais seulement);
  • UL LLC (www.ul.com - disponible en anglais seulement);
  • Bureau de normalisation du Québec (www.bnq.qc.ca); et
  • International Association of Plumbing and Mechanical Officials (www.iapmo.org - disponible en anglais seulement).

Une liste à jour des organismes de certification accrédités peut être obtenue auprès du CCN (2015).

Les dispositifs de traitement utilisés pour éliminer le tétrachloroéthylène de l'eau non traitée (comme celle des puits privés) peuvent être certifiés pour l'élimination du tétrachloroéthylène ou de divers COV, dont le tétrachloroéthylène.

Les dispositifs certifiés pour éliminer le tétrachloroéthylène ou des COV selon la norme NSF/ANSI 53 reposent en général sur des techniques d'adsorption sur charbon actif. Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 53 (Drinking Water Treatment Units - Health Effects) pour la réduction des concentrations de tétrachloroéthylène, il doit pouvoir réduire une concentration moyenne de 0,015 mg/L dans l'eau d'arrivée à une valeur inférieure ou égale à 0,005 mg/L dans l'eau traitée. Pour qu'un dispositif de traitement de l'eau potable soit certifié conforme à la norme NSF/ANSI 53 pour la réduction des concentrations de produits chimiques organiques, il doit être capable de réduire de plus de 99 % une concentration de tétrachloroéthylène de 0,081 mg/L (concentration de provocation) dans l'eau d'arrivée à une valeur finale inférieure à 0,001 mg/L dans l'eau traitée (NSF/ANSI, 2011).

Les systèmes d'osmose inverse certifiés conformes à la norme NSF/ANSI 58 (osmose inverse) peuvent aussi être certifiés pour réduire les concentrations de tétrachloroéthylène de manière à atteindre une concentration finale inférieure à 0,001 mg/L (NSF/ANSI, 2012). Ces systèmes devraient être installés au point d'utilisation seulement puisque l'eau qu'ils traitent peut être corrosive pour les composants de la plomberie interne.

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