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L’Agence de l’eau Seine-Normandie met à disposition ses données de suivi de qualité des eaux superficielles

Etat des lieux des pressions d'origine portuaire sur le bassin Seine Normandie.
Stratégie de positionnement des Agences

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Agence de l'eau Seine-Normandie

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Agence de l'eau Seine-Normandie (L.BALMASSIERE)

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A-S.ALLONIER-FERNANDES

Le bassin Seine-Normandie possède un long réseau de voies fluviales navigables et bon nombre de ports et mouillages répartis sur ses cours d'eaux et son littoral. Cette distribution mal recensée est potentiellement à l'origine d'atteintes environnementales. Les sources de pollution proviennent soit de l'exploitation des ports, des activités de maintenance et de service, notamment des bateaux, des activités de dragage mais aussi de l'environnement avoisinant urbain ou industriel. Ces sources de rejets ponctuels, diffus, accidentels ou illicites (installations non aux normes réglementaires) renvoient aux stratégies générales du bassin de réduction de pollutions, éditées dans le Schéma directeur d'aménagement et de gestion des eaux (SDAGE) 2016-2021 au travers de défis et au Plan d'Action pour le Milieu Marin (PAMM). Cette étude a pour but de faire un inventaire des ports intérieurs et littoraux et de réaliser un approfondissement des connaissances sur les activités et services proposés. Cette évaluation permettra, par la suite, d'évaluer les potentielles sources de rejets et éventuellement proposer des actions prioritaires, dans le cadre du futur 11e programme d'intervention de l'Agence.

L'inventaire des ports du bassin Seine Normandie a pu être réalisé et complété à l'aide de cartes publiées par Voies navigables de France et Port Autonome de Paris ainsi que d'autres documents édités par des certifications relatives à la qualité du milieu telles que le label Pavillon Bleu. Des recensements manuels via GoogleMaps© sont également utilisés. Concernant les problématiques de pollution, une sélection de 35 ports d'études a été établie et validé en concertation avec les directions territoriales (DT) et un questionnaire a été mis diffusé auprès de ces 35 ports afin de recueillir des informations relative à l'activité, la maintenance et les services proposés (installations et systèmes de traitement), les études environnementales antérieures menées, l'appartenance à un label et la récolte d'analyses effectuée en milieu portuaire. L'ensemble des gestionnaires et/ou propriétaires des ports sélectionnés ont été démarchés et des rencontres ont pu être effectuées. D'autres organismes et institutions ont permis de recueillir des données, (Cerema, (Conseil Général 14 et 76, DDTM et DREAL … ).

On dénombre 188 ports répartis à la fois sur le secteur fluvial et le secteur maritime. Les ports intérieurs sont tournés vers la plaisance ou le commerce alors que la façade maritime affiche une pluriactivité. L'étendue et la dimension de l'activité portuaire présentent des enjeux économiques importants dans le secteur commercial, la pêche et le tourisme. Une base de données a été produite, regroupant pour le bassin l'ensemble des données disponibles. Les ports génèrent des pollutions portant atteinte à la qualité de l'eau et des sédiments : le degré de pollution constatée ou potentielle augmente avec l'ampleur des activités et leur typologie. Le Cotentin, l'embouchure de la Seine ainsi que certains secteurs fluviaux constituent des zones prépondérantes dans l'économie et montrent également des concentrations élevées en polluants. Cette forte activité associée aux diverses installations proposées par les gestionnaires telles que l'entretien des bateaux, l'avitaillement ou la collecte des déchets sont des sources à fort potentiel polluant. La problématique microbiologique en zone portuaire provient essentiellement de la zone périphérique en amont. Les profils de vulnérabilité établis pour les zones de baignade soulignent l'impact du ruissellement des eaux et les rejets d'assainissement non adaptés. Ces deux aspects engendreraient l'écoulement d'eau chargée en polluants directement dans les bassins portuaires. Quant à la navigation, l'impact microbiologique provenant des rejets d'eaux usées des bateaux reste faible mais pourrait être amélioré, notamment en Ile de France où localement des impacts peuvent apparaitre. Concernant les micropolluants et macropolluants, la qualité des masses d'eaux et celle des sédiments des bassins portuaires présentent des dépassements par rapport aux normes réglementaires. Le tributylétain, biocide utilisé sur la coque des navires, engendre un déclassement des eaux en amont et aval de Paris, à l'embouchure de la Seine ainsi que dans l'est du Cotentin. Quant à la qualité des sédiments des bassins portuaires, on constate des dépassements de seuils réglementaires en en métaux et HAP sur la quasi-totalité des sites.

La pollution globale des ports n'a pas pu être estimée quantitativement faute de données. .Des suivis pourraient donc être envisagés afin d'affiner les sources potentielles de pollution comme l'impact des industries implantées et l'apport induit par les zones périphériques. Par ailleurs, des collaborations et des journées d'informations afin de promouvoir les aides de l'Agence de l'eau Seine Normandie auprès des différents interlocuteurs sont nécessaires pour renforcer les liens entre les différents acteurs portuaires et initier différents projets d'amélioration.

L'identification des zones portuaires et de leur niveau d'équipement sur l'ensemble du bassin permettra aux DT d'entreprendre des actions ciblées sur leur territoire. Des zones dites à " risque " feront l'objet d'actions afin d'améliorer la qualité de l'eau, notamment via l'accompagnement et l'incitation auprès des gestionnaires à mettre en place des installations adaptées. Des actions de sensibilisation des bonnes pratiques auprès des plaisanciers pourront être mise en place.

Problématique du thallium dans les EDCH : procédé d’élimination et gestion à l’échelle du réseau de distribution

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SAUR

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SAUR

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Véronique LAHOUSSINE

Le thallium est un métal mou, malléable et gris. Ses formes ioniques sont l’ion thalleux (TI+), forme dominante dans l’environnement, et l’ion thallique (TI3+). Ce métal est faiblement présent dans la croûte terrestre, de l’ordre de 0,003 %. Il se retrouve dans les roches potassiques, telles que les feldspaths et micas, et dans les sols contenant beaucoup de manganèse et caractérisés par des conditions oxydantes. L’exploitation de mines où les roches sont riches en thallium, telle que la pyrite, peuvent contaminer l’environnement via les effluents de drainage minier.

Les sels de thallium ont de nombreuses applications pour l’industrie (lentilles optiques, compteurs à radioactivité, équipements électroniques de pointe, teintures, feux d’artifice, anti-fongiques, anti-bactériens...).

L’ingestion de fortes doses de thallium peut entraîner des vomissements et diarrhées, avoir des effets sur le système nerveux et sur la majorité des organes vitaux. Il a déjà causé la mort. En revanche, peu de données sont disponibles sur une exposition chroniques des humains à faible dose.

Bien que les concentrations en thallium ne fassent l'objet d'aucune réglementation en France et en Europe, et que l’OMS ne mentionne pas de valeur de référence, il existe une valeur guide de 0,5 µg/L fixé par l'USEPA et une valeur maximale de 2 µg/L.

Fin 2011, de fortes concentrations en thallium (55 µg/L) ont été détectées par l'ARS du Calvados sur un forage et son réseau de distribution d’eau potable, suite à un dysfonctionnement hydraulique du pompage. Une campagne de mesures réalisée aux alentours a permis d’identifier sept ressources touchées par le thallium (entre 0,1 et 4,3 µg/L). L’étude réalisée par SAFEGE/BRGM a conclu à une origine naturelle du thallium dans ces eaux. Des mesures approfondies ont montrées que les concentrations en thallium sur le réseau de distribution étaient parfois supérieures aux valeurs maximales mesurées sur la ressource, signifiant ainsi que le réseau pouvait capter et relarguer du thallium. En avril 2012, la DGS saisi l’ANSES pour une évaluation des risques liés à la présence du thallium dans les eaux destinées à la consommation humaine.

Les procédés de traitement référencés dans la littérature pour éliminer le thallium sont peu nombreux et surtout utilisés dans le domaine de l'industrie minière. SAUR a donc développé à partir de 2013-2014 un nouveau procédé de traitement qui met en œuvre un matériau spécifique à base d'oxy-hydroxyde de fer (Bayoxide), autorisé pour l'alimentation en eau potable. Ce nouveau procédé, associé à une préoxydation par le chlore, a montré son efficacité et a fait l'objet d'un dépôt de brevet en novembre 2014.

L'objectif de cette étude est d'optimiser le traitement du thallium. D'autres matériaux, déjà utilisés à des fins différentes pour la production d’eau potable, ont donc été testés (efficacité, lavage, régénération, traitement des boues) et comparés au Bayoxide :
- oxyde de manganèse (mangagran) principalement utilisé pour éliminer le manganèse,
- alumine blanche (oxyde d’aluminium) utilisée pour éliminer le fluor,
- alumine activée (oxyde d’aluminium enrichie en nanoparticules de fer) pour éliminer l’arsenic.
L’étude prévoit aussi d’évaluer l’impact des conditions d’exploitation sur la présence du thallium dans le réseau de distribution. Les essais sont réalisés en laboratoire et sur pilote, sur une eau souterraine qui ne subit qu’une désinfection au chlore et dont la concentration en thallium est de 3 µg/L.

Élimination en production
Les résultats montrent que tous les matériaux testés peuvent éliminer le thallium s’ils sont mis en oeuvre sous condition oxydante, l’élément clé étant essentiellement la présence de résiduel de chlore dans l’eau. Néanmoins, ces différents matériaux ne nécessitent pas les mêmes doses de chlore pour être efficaces. Par exemple, les matériaux à base d’alumine présentent une sensibilité plus importante donc une moins bonne élimination du thallium en cas de défauts de chlore. Quoiqu’il en soit, le problème du traitement du thallium est résolu et il est désormais possible d’éviter d’en envoyer dans le réseau.

Au niveau des conditions d’exploitation, les recommandations suivantes peuvent être émises :
- l’oxyde de manganèse relargue du manganèse lors de sa mise en service initiale. Ce problème peut facilement être résolu à l’échelle industrielle en évacuant ou recirculant les 1res eaux de process,
- la saturation en thallium des couches supérieures du média filtrant est plus rapide que pour les couches inférieures. Il est donc possible d’envisager des renouvellements partiels de matériau à des fins économiques,
- Si l’eau brute contient des MES, il sera préférable de les éliminer avant d’admettre l’eau sur l’unité de traitement du thallium ce qui limitera la fréquence de lavage,
- le relargage de thallium sous forme dissoute pendant le lavage du média filtrant peut être évité en utilisant du chlore dans l’eau de lavage. Le thallium alors présent sous forme particulaire dans cette eau de lavage peut être éliminé (avec les particules du fer, aluminium ou manganèse selon le cas) par un procédé simple de filtration telles que les cartouches filtrantes préalablement conditionnées par un trempage à l’eau chlorée sur 24 h. Par contre, la toile de filtration géotextile également testée, sans adjonction de réactif, s’est révélée inefficace.

Élimination dans le réseau
En cas d’absence de procédé d’élimination du thallium en amont de la distribution et si la quantité d’oxydant est suffisante dans le réseau, ce composé se fixe sur les parois de la canalisation et sur les particules de fer lorsqu’elles sont présentes dans l’eau. Il y a donc risque de relargage important sous forme dissoute en cas de défaut de chlore, ou sous forme particulaire en cas de phénomène hydraulique particulier (purge, casse...). Il faut alors assurer une bonne gestion du réseau.

Optimisation de la gestion du Carboplus P et amélioration des performances de traitement

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SAUR

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SAUR

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Véronique LAHOUSSINE

En production d’eau potable, les procédés d’affinage à base de charbon actif fluidisé (CAF) ont pour but d’éliminer les micropolluants organiques présents dans l’eau ainsi que de réduire les teneurs en matière organique (MO). Ces procédés sont composés d’un réacteur à renouvellement continu en charbon actif en poudre (CAP). Leur efficacité dépend en premier lieu de la dose en CAP neuf injecté et en second lieu, de la quantité de charbon présente dans le réacteur.

Afin de maintenir des performances d'élimination constantes des micropolluants organiques et de la matière organique au sein de ces réacteurs, le charbon est injecté en continu. Cette injection en continu de charbon neuf doit alors s'accompagner de purges régulières de charbon usagé pour maintenir une masse et une hauteur de lit constantes au sein du réacteur. L’équilibre est atteint lorsque la vitesse de décantation de la suspension est calée sur la vitesse hydraulique de fluidisation.

Cet équilibre peut néanmoins être affecté par la présence de colloïdes et de MES en excès dans l'eau à traiter, issus d’un changement rapide de la qualité de l’eau brute et/ou d’une déficience des étapes de traitement amont (clarification). Ces événements peuvent générer une augmentation sensible de la turbidité résiduelle, des MES et de la teneur en matière organique que le lit de CAF va ensuite capter. Le lit de CAF subit alors des changements de densité puisque le pourcentage d’hydroxydes de fer ou d’aluminium (issus du coagulant utilisé en clarification), légèrement plus légers que le charbon, y augmente. Il en découle une diminution de la vitesse de décantation et une augmentation de la hauteur du lit de CAF. Il est alors nécessaire d'augmenter la dose de charbon neuf (pour alourdir la suspension) et d'augmenter les purges ce qui provoque un surcoût d'exploitation.

Pour pallier à ces dérives de comportement du lit de CAF, un procédé de “purification” des boues de ce lit a alors été développé. Il permet de purifier, en dehors du réacteur, le charbon actif en suspension qui est ensuite réinjecté dans ce même réacteur. Son principe consiste à diminuer la part des hydroxydes métalliques dans les MES du lit de CAF au moyen d’une séparation mécanique de type hydrocyclonage. L’hydrocyclone sépare alors la boue en deux fractions : l’une évacuée en souverse et renvoyée vers le Carboplus®P et l’autre évacuée en surverse et envoyée vers le traitement des boues.

En partant du principe que l’usage de l’hydrocyclone permet d’augmenter la part du CAP dans le lit de CAF par élimination d’une partie des hydroxydes présents, il peut être envisagé qu’en période de fonctionnement normal, les performances d’élimination des micropolluants et de la matière organique soit améliorées pour une même dose de CAP injectée.

L'objectif du projet prévoit de tester ce procédé de “purification” du CAF sur les performances d’une filière de traitement de l’eau utilisant le procédé Carboplus®P. Les essais sont réalisés sur un pilote installé sur le site de l’usine en Maine-et-Loire (49). La première phase de l’étude prévoit d’évaluer l’efficacité de différentes configurations d’assemblage entre hydrocyclones, buses de surverse et buses de souverse, la meilleure configuration à obtenir étant celle qui va permettre de produire une boue plus concentrée en CAP que la boue entrante. La seconde phase prévoit de mettre en oeuvre, en complément du Carboplus®P, la meilleure configuration identifiée lors de la première phase, les meilleures conditions d’exploitation à obtenir étant celles qui permettent i) de stabiliser le fonctionnement du Carboplus®P en cas de dégradation de la qualité de l’eau brute et/ou en cas de dysfonctionnement de la clarification amont, ii) de ne pas dégrader la qualité de l’eau en aval du Carboplus®P et iii) d’améliorer l’élimination des micropolluants et de la matière organique en période de fonctionnement normal.

Lors de la première phase de l’étude, différentes tailles d’hydrocyclones, buses de surverse et de souverse ont été testées sur des échantillons de boues issus d’un réacteur industriel Carboplus®P. La configuration choisie à l’issue de ces tests est celle qui permet de produire une boue de souverse la plus concentrée en CAP par rapport à la boue initiale.

Les essais de la seconde phase consistant à appliquer cette configuration de purification aux boues du carboplus®P confirment une concentration du lit de CAF en CAP accompagnée d’une réduction de la hauteur de fluidisation. Pour stabiliser le fonctionnement du réacteur et obtenir une hauteur et une concentration constantes du lit de CAF, il faut jouer sur la fréquence d’utilisation de l’hydrocyclone qui est un paramètre clé du réglage.

Au niveau des performances d’élimination, il est possible de maintenir l’abattement des pesticides et de la matière organique en diminuant la dose de CAP injecté, à condition d’augmenter la valeur du CT dans une proportion similaire, ce que permet l’hydrocyclone. Il en découle une réduction des coûts d’exploitation. L’hydrocyclone permet aussi de renforcer l’inertie du lit de CAF : en cas d’arrêt de l’ajout de CAP neuf, suite par exemple à une panne, les performances d’élimination se prolongent un peu plus dans le temps. Enfin, il est possible d’envisager l’élimination de micropolluants “difficiles” pour lesquels il est nécessaire d’appliquer un CT minimal, non atteint sans hydrocyclone (exemple : matolachlore). Cette étude met donc en avant l’intérêt de concentrer le lit de charbon.

Suite à ces résultats encourageants, il est prévu d’installer des hydrocyclones sur tous les sites utilisant des réacteurs à CAP renouvelés en continu, des décanteurs à lit de boues et des décanteurs statique à recirculation (Carboflux®, Carboplus®, Pulsazur®...).

Mesure en temps réel de COV dans les eaux - Phase 2

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13AEP11

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CIRSEE

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CIRSEE

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Véronique LAHOUSSINE

L'analyse en ligne de paramètres de qualité d'eau reste jusqu'à présent limitée à des paramètres physico-chimiques simples (pH, conductivité, température, turbidité), non spécifiques (absorbance UV) ou inorganiques (résiduels de désinfectants, rarement des métaux). La non prise en compte de composés organiques par des analyseurs en ligne (que ce soit en amont dans la ressource ou en aval dans l'eau produite) interdit toute détection précoce de ce type de pollution et par conséquent limite la bonne gestion de la production d'eau potable. Pourtant, les COV (composés organiques volatils) représentent un des groupes les plus importants de contamination de l'eau potable (THMs, solvants chlorés, solvants de peinture, hydrocarbures légers, additifs oxygénés des essences…).

Il y a déjà eu par le passé de rares tentatives de mesure en ligne de COV dans les eaux souterraines ou potables avec de coûteux appareils de laboratoire. Mais au cours de la dernière décennie, des progrès importants ont été réalisés dans le domaine de la miniaturisation des appareils, aboutissant à des chromatographes et spectromètres de masse portables. De tels appareils, destinés à l'analyse sur site, sont régulièrement exposés lors des salons d'analyse et la disponibilité commerciale de certains d'entre eux permet d'ores et déjà d'envisager leur application pour l'analyse en ligne, au moins dans un premier temps, de COVs. L'application de cet équipement pourrait être envisagée en particulier pour la surveillance de nappe contaminée par des contaminants industriels et pour assurer une meilleure maîtrise des mélanges d'eaux mis en œuvre pour réduire la pollution.

L'objectif de la première phase de l’étude consiste à réaliser :
- Un état de l'art sur les solutions disponibles permettant une analyse en ligne de COVs
- Une sélection de l'instrument qui paraît le plus adapté
- Un test de l'appareil sélectionné en laboratoire
La deuxième phase du projet (2015) sera consacrée à des tests sur sites réels de l'appareil sélectionné et à la rédaction de recommandations pour l'installation, l'utilisation et la maintenance de l'analyseur en ligne.

Au terme de l’analyse bibliographique, une liste de 15 chromatographes de terrain a été établie. Ces appareils sont disponibles sur le marché nord-américain et européen. Parmi les 15 chromatographes, seuls 6 sont disponibles en France et parmi les 6, seuls 2 sont vendus prêts pour une analyse en ligne d’échantillons d’eau : Méta et Scentograph CMS 5000. D’après le retour d’expérience, le Méta Société allemande Messetechnische System GmbH) présente des problèmes de fonctionnement et un manque de support de la part du service après-vente. Le Scentograph CMS 5000, fabriqué par la société américaine Inficon et revendu en France par la société Fondis, a donc été retenu pour la suite de l’étude. Cet appareil permet la détection des composés chlorés et non chlorés et demande peu de maintenance.

L’analyseur Inficon CMS 5000 fonctionne selon le principe suivant : l’eau à analyser est soumise à un barbotage par des bulles d’argon qui permettent à une portion des COV de passer de la phase liquide à la phase gazeuse puis d’entraîner la phase gazeuse à l’aide d’une pompe jusqu’à un concentrateur contenant trois types d’adsorbants. Dans le concentrateur, les COV sont piégés puis désorbés thermiquement et envoyés toujours grâce à l’argon vers la colonne du chromatographe (colonne capillaire en 100 % diméthylpolysiloxane, phase totalement apolaire). Puis à la sortie de la colonne se trouve un microdétecteur à ionisation d’argon : les COV sont ionisés par les atomes d’argon produisant ainsi des électrons ; les électrons libérés sont alors collectés par une électrode conduisant à un signal électrique proportionnel à la quantité de COV ionisés.

21 COV ont été choisis pour tester l’appareil : CVM, benzène, tétrachloroéthène, trichloroéthène, 1,2-dichloroéthane, chloroforme, bromoforme, BDCM, DBCM, toluène, xylène (m-, o-, p-), éthylbenzène, MTBE, ETBE, 1,1-dichloroéthène, 1,2-cis-dichloroéthène, styrène, tétrachlorure de carbone, 1,1,1-trichloroéthane.

Au terme de cette première phase d’étude, les conclusions sur l’appareil retenu sont :
- il offre une solution de mesure en ligne des COV à la fois simple à mettre en oeuvre et robuste ;
- il est plus sensible qu’escompté initialement (limites de détection inférieures au µg/L) ; cette sensibilité est suffisante par rapport aux problématiques posés par les COV étudiés : les limites de détection sont inférieures aux valeurs réglementaires, au seuil d’odeur du MTBE et de l’ordre du seuil d’odeur de l’ETBE ;
- les mesures sont très répétables ;
- il donne une valeur très proche de celle obtenue par la méthode normalisée de laboratoire pour des concentrations en COV limitées à 10 µg/L, valeur correspondant à la limite de linéarité de la méthode de laboratoire ;
- il peut analyser jusqu’à 200 µg/L si la limite de quantification inférieure est un peu remontée.

La colonne de séparation fournie avec l’appareil pourrait être modifiée par le fournisseur en installant à la place une phase chromatographique plus polaire, analogue à celle utilisée en laboratoire, de façon à éviter des co-élutions qui empêchent une détermination correcte de certains composés analysés.

La seconde phase de l’étude a permis de tester l’appareil dans des conditions réelles sur sites (eaux souterraines et eau potable en réseau). C’est un appareil facile à déplacer et à installer. Les résultats ont montré qu’il a une réponse fiable et précise, stable sur plusieurs mois et ne nécessite pratiquement aucun entretien. Il peut donc être déployé sans crainte de perte de qualité par rapport aux méthodes de laboratoire normalisées. Son coût est par contre assez élevé.

Évaluation des bénéfices des “Water Safety Plans” - Phase 2

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14AEP01

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CIRSEE

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Véronique LAHOUSSINE

L'OMS a introduit en 2004 le concept de "Water Safety Plan" (WSP) dans ses recommandations pour la qualité de l'eau de boisson. Un WSP repose essentiellement sur une évaluation des dangers spécifiques à chaque installation de production et de distribution d'eau potable, sur la mise en place de mesures de maîtrise de ces dangers et sur la mise en œuvre d'une surveillance de l'efficacité de ces mesures de maîtrise. L'identification exhaustive de tous ces dangers inhérents aux installations de production/distribution d'eau potable et la mise en place des mesures de maîtrise correspondantes font potentiellement de cette approche un outil puissant pour réduire les risques sanitaires liés aux contaminants, qu'ils soient réglementés ou non.

L’introduction de cette approche de gestion préventive des risques sanitaires dans la directive européenne “eau potable”, en discussion depuis 2003, a récemment été effective en 2015 (directive UE 2015/1787 du 6 octobre 2015), sous la forme d’une possibilité de réduire le nombre et la fréquence des paramètres surveillés, l’évaluation de risques étant spécifiques à chaque installation. Quelques états membres l'avaient déjà introduite dans leur législation nationale. En France, seule existait depuis 2007 une mesure incitative (Guide relatif à la prise en compte de la surveillance dans le cadre du contrôle sanitaire des eaux destinées à la consommation humaine, Ministère de la Santé) consistant en une possibilité de réduire la surveillance sanitaire sous réserve de mettre en place un WSP. Plusieurs WSP ont ainsi été déployés et notamment en Île-de-France en raison des fortes populations desservies et donc de l'impact sanitaire important que pourrait avoir le dysfonctionnement d'une usine dans cette région. Dans la grande majorité des cas, ces WSP ont été intégrés dans les systèmes ISO 9001 existants afin de répondre à la norme de sécurité alimentaire ISO 22000 (ISO, 2005). Une nouvelle version de la directive européenne “eau potable”, incluant le concept WSP sous une forme plus contraignante pour les opérateurs, devrait être présentée en 2018.

L'objectif de cette étude, prévue sur 3 ans, est d'évaluer, pour l’exploitant et pour le consommateur, les coûts et bénéfices apportés par cette approche de gestion préventive du risque sanitaire et d’identifier les conditions nécessaires pour un déploiement efficace.

Pour évaluer les coûts et bénéfices, il faut dans un premier temps identifier des indicateurs de performances pertinents. Deux approches ont alors été utilisées lors de la première phase de l’étude : une revue de la littérature et une enquête auprès des exploitants qui ont mis en place et gèrent aujourd’hui un WSP (retours d’expérience). Puis ces critères de performance seront appliqués à quelques études de cas (deuxième phase de l’étude). Au final, les résultats devront permettre d'établir des recommandations pour un déploiement efficace.

Les résultats de l’enquête montrent que la durée moyenne de mise en place des WSP est de 12 mois avec un coût de 10,5 Hommes-mois. La maintenance coûte 4 Hommes-mois/an. La durée de mise en place et les coûts semblent cependant diminuer en lien certain avec l’expérience acquise.

Les principaux bénéfices observés aboutissent à une réduction du nombre de plaintes des consommateurs ; à une meilleure maîtrise des nouveaux dangers, justifiant dans certains cas l’installation de stations d’alerte sur les ressources ; à une meilleure réactivité aux alarmes (en particulier les alarmes liées aux points critiques, c’est-à-dire aux étapes de traitement dont la maîtrise est absolument nécessaire pour garantir la sécurité sanitaire) ; et à une meilleure formation du personnel (dispensée lors de la mise en place des WSP).

Les principales difficultés rencontrées lors de la mise en place des WSP sont l’obtention, auprès des fournisseurs, de certificats d’attestation sanitaire pour les matériaux et les produits chimiques en contact avec l’eau et l’établissement du niveau de détail de l’analyse des dangers et de leurs causes.

La deuxième phase de l’étude a été consacrée à l’évaluation quantitatives des bénéfices identifiés en phase 1. Pour cela, des critères ont été sélectionnés de façon à les comparer avant et après la mise en place des WSP, sur des sites sélectionnés dans ce but. Les critères choisis sont entre autres : les taux de non-conformité sur les paramètres réglementés et sur les objectifs internes de qualité (les objectifs internes sont définis de façon à pouvoir réagir avant que les limites critiques où l’eau n’est plus potable ne soient atteintes), le nombre de plaintes des consommateurs, le nombre d’incidents ou alarmes, le temps de réaction aux alarmes, le nombre d’interventions d’urgence, le nombre de nouveaux dangers pris en compte, le nombre de nouvelles sources de pollution surveillées...

Plusieurs usines de production d’eau potable ont été sélectionnées i) pour leur historique de données opérationnelles et de santé publique couvrant au moins 2 ans avant et 2 ans après la mise en place du WSP, ii) pour leur filière de traitement inchangée pendant ces 4 ans et iii) pour leur alimentation par des eaux de surface ou des eaux souterraines influencées (risque sanitaire élevé en cas de défaillance de traitement).

Les résultats de la deuxième phase sont issus d’un premier traitement statistique sur la qualité de l’eau en production et sur les paramètres d’exploitation. Les points critiques étudiés sont la chloration (chlore libre résiduel, THM) et la clarification (turbidité, absorbance UV aluminium et COT). Le traitement statistique montre un faible nombre de dépassements des limites critiques ou opérationnelles avant et après la mise en place des WSP. Aucune tendance évolutive liée aux WSP n’est constatée. En revanche, l’analyse réalisée sur l’évolution des paramètres qui présentent le plus de données (aluminium, COT et chlore libre résiduel) montre une diminution perceptible de leur valeur après la mise en place des WSP. Une analyse statistique plus poussée sera réalisée lors la suite de l’étude.

Présence du 1,4-dioxane dans les eaux du bassin SN - Présence en eaux brutes et voies d’attaque chimique et biologique

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Véronique LAHOUSSINE

Le 1,4-dioxane (ou para-dioxane ou oxyde diéthylénique) est fabriqué en grande quantité depuis les années 1950. Il est avant tout utilisé comme solvant pour le secteur de la manufacture. Une fois dans l'environnement, il atteint les eaux souterraines avant les autres solvants car il est peu susceptible de se volatiliser et de se biodégrader ou encore d'être retenu par les sols.

Le 1,4-dioxane est un composé cancérigène chez l'animal (tumeurs hépatiques et nasales) et cancérigène possible pour l'homme. Il ne fait l'objet d'aucune réglementation en Europe mais plusieurs États américains où il est présent ont publié des valeurs guides. l’USEPA a calculé qu’une concentration de 0,35 µg/L dans l’eau potable correspondait à un risque de cancer additionnel de un sur un million, sur une vie entière. La valeur guide de l’OMS est de 50 µg/L. Du fait de sa fréquence de détection élevée là où il est analysé, ce composé pourrait faire l’objet prochainement d’une réglementation.

L'Espagne l'a détecté dans des eaux de surface et dans des eaux souterraines à des teneurs de 5-6 µg/L et dans l'eau traitée à des teneurs de 0,5-1 µg/L. Du fait de ses caractéristiques physico-chimiques (petite molécule polaire oxygénée), il est difficile à éliminer et à analyser. Il constitue donc une préoccupation importante.

En France, il n’existe pas de données sur l’état des ressources en eau concernant le dioxane. L'objectif du projet consiste à :
- mettre en place une méthode d’analyse capable de détecter 0,3 µg/L
- vérifier la présence de 1,4-dioxane dans les ressources en eau du bassin Seine-Normandie par une campagne de mesures portant sur une vingtaine de sites (analyses sur les ressources et usines de production d'eau potable),
- évaluer l'efficacité de la filière de traitement en cas de détection en amont d'une usine de production d'eau potable,
. investiguer des procédés d'élimination pertinents par voie chimique et biologique.

Pour atteindre ces objectifs, une étude bibliographique a été réalisée afin de recueillir des données sur les méthodes d'analyse et la traitabilité. Elle a permis de recueillir des éléments sur les propriétés physico-chimiques du dioxane, ses usages, sa toxicité, ses valeurs guides dans différents pays, sa stabilité dans l’environnement aquatique, ses méthodes d’analyses disponibles et l’efficacité de son élimination par des traitements conventionnels et avancés. Les traitements conventionnels (clarification, adsorption, aération) sont pratiquement inefficaces. L’osmose inverse est également insuffisante car le dioxane est une molécule très petite qui traverse la membrane. Seule l’oxydation avancée du couplage O3/H2O2 se révèle efficace mais il reste à vérifier que les conditions optimales d’efficacité (doses d’ozone et de péroxyde, temps de contact, sous-produits formés) sont adaptées à la production d’eau potable.

Pour la suite du projet, le choix de la méthode d’analyse à mettre au point se fera entre deux approches, soit micro-extraction en phase solide (SPME) couplée à la CG/SM, soit extraction liquide/solide sur charbon ou carbone graphitisé suivie d’une analyse CG/SM. Les sites d’échantillonnage sélectionnés comporteront en priorité des eaux souterraines contaminées par des solvants chlorés, et en particulier par le 1,1,1-trichloroéthane, ainsi que des ressources d’eaux de surface.

Élimination du chlorure de vinyle monomère (CVM)

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SAUR

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SAUR

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Véronique LAHOUSSINE

Le chlorure de vinyle monomère (CVM) est un gaz toxique, légèrement soluble dans l’eau et très volatil. Sa présence dans l'eau potable provient soit d'une pollution industrielle de la ressource, soit du relargage de conduites en polychlorure de vinyle (PVC) datant d’avant 1980. En effet, la migration dans l’eau du CVM, utilisé pour la fabrication des canalisations en PVC, provient, selon des études récentes menées par les autorités sanitaires en France, du fait qu’avant les années 1980, il était incomplètement polymérisé lors de la synthèse du PVC car la technique de fabrication n’utilisait pas alors de stripping pour réduire sa concentration résiduelle.

Le CVM pourrait être responsable du cancer du foie et une limite de qualité a été introduite par l'arrêté du 11 janvier 2007 et fixée à 0,5 µg/L. L'observation de quelques dépassements de la limite de qualité, non reliés à une pollution de la ressource en eau, a conduit la DGS à mener une campagne nationale d'analyse du chlorure de vinyle dans les eaux distribuées. Les résultats ont montré que les facteurs favorisant le relargage du chlorure de vinyle dépendent :
- de la teneur en CVM résiduel dans le matériau (conduites fabriquées avant 1980) ;
- du long temps de séjour de l’eau dans la canalisation ;
- de la température élevée de l’eau.

A l'issue de cette campagne nationale, le Ministère de la Santé a publié une instruction en date du 18 octobre 2012 préconisant, sans qu'aucune dérogation au respect de la norme de 0,5 µg/L ne puisse être accordée par le préfet, des solutions de type :
- purges : solution d’attente pas toujours efficace et contraire à la préservation de la ressource (gaspillage d’eau) ;
- maillage de réseau : pour limiter le temps de séjour mais non applicable à tous les réseaux ;
- réhabilitation ou remplacement des conduites incriminées.
Ces mesures nécessitent des investissements longs et importants que les collectivités devront assumer sous peine de ne plus pouvoir délivrer de l'eau aux consommateurs et des mesures transitoires ne pourront être évitées (citerne…).

Un autre type de solution n'est pas abordé dans l'instruction : l'élimination du chlorure de vinyle basée sur sa forte volatilité. Un procédé de dégazage sous pression adapté à la volatilisation du chlorure de vinyle et installé directement dans le réseau d'eau potable sur des points stratégiques (avant branchement, en bout de réseau…) a été développé en 2013 : AquabullerTM. Il a été testé sur le site du Syndicat de Saint-Pois (50) et permet une élimination similaire à l'effet d'une purge mais sans gaspillage d'eau. Le brevet a été déposé et l’appareil est en attente d’homologation. Mais une des contraintes principales d’un fonctionnement sous pression est qu’une partie de l’air injecté se solubilise dans l’eau ce qui provoque la formation d’eau blanche ou de poches d’air lorsque la pression diminue, principalement aux robinets des consommateurs. Pour limiter ces désagréments, la quantité d’air injectée est bridée et le rendement d’élimination du CVM est alors limité à 50 % environ.

Il est possible que toutes les solutions actuelles (purges, dégazage sous pression, renouvellement des canalisations sans renouvellement des branchements) ne suffisent pas au respect de la norme concernant le CVM. De ce fait, l’endroit le plus approprié pour compléter l’élimination du CVM à moindre coût (sans apport d’énergie extérieure) est le robinet du consommateur. En effet, il existe sur le marché des aérateurs économiques (appelé aussi brise-jet ou mousseur) s’installant sur les robinets pour économiser l’eau et ayant aussi, de par leur principe, un rôle de dégazage, sans danger pour la santé par inhalation. Le principe de ces aérateurs économiques de robinet, à ne pas confondre avec les mousseurs classiques, est basé sur l'effet Venturi. Une quantité plus importante d'air est incorporé dans l'eau ce qui permet non seulement de réduire la consommation sans modification de l'aspect du jet mais aussi de favoriser la volatilisation du chlorure de vinyle et d’éviter la formation d’eau blanche. De plus, ces aérateurs ne traiteraient que le volume d’eau utilisé pour l’alimentation.

Ces aérateurs ont été optimisés dans un but d’économie d’eau et non de réduction du CVM. L'objectif de l’étude est donc de les tester sur les robinets des consommateurs vis-à-vis de l’élimination du CVM et si possible de les optimiser pour améliorer leurs performances. Ils pourraient alors être utilisés en complément de AquabullerTM installé sur le réseau, ces deux systèmes proposant une solution économique et rapide à mettre en œuvre.

Plusieurs robinets ont été testés à différentes pressions et à différents degrés d'ouverture pour évaluer leur efficacité. Les rendements d’élimination du CVM ont été évalués à 60 % dans le meilleurs des cas. Ce rendement n’est pas suffisant pour envisager le déploiement de cette solution.

Il a donc été décidé d’optimiser la géométrie des aérateurs pour maximiser la quantité d’air mise en contact avec l’eau. Le développement d’un aérateur a été réalisé par simulations numériques. Celles-ci permettent de prévoir certaines performances sans avoir besoin de réaliser l’objet, ni d’effectuer des essais. L’aérateur optimisé a ensuite été prototypé par impression 3D mais les rendements d’élimination se sont avérés en réalité très décevants puisqu’ils ne dépassent pas 50 % et diminuent avec le débit. Il semblerait donc que la quantité d’air ne soit pas le seul paramètre à prendre en compte, et que le temps de contact air-eau soit aussi à optimiser. Cette optimisation permettrait à la fois d’améliorer le rendement et de le maintenir constant quel que soit le débit d’eau.

Développement d’une méthode d’analyse quantitative des explosifs nitrites dans les eaux et première campagne de mesure

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14AEP06

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CIRSEE

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CIRSEE

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Véronique LAHOUSSINE

Des pollutions d'eau souterraine par des résidus de munitions ont été détectées récemment dans des zones où ont eu lieu les grandes batailles de la première et seconde guerre mondiale. Les composés retrouvés sont les perchlorates (explosif utilisé dans les munitions, missiles et fusées). Ces perchlorates sont probablement accompagnés d'autres composés organiques toxiques tels que les dérivés du TNT (trinitrotoluène) dont certains sont classés CMR (Cancérigènes, Mutagènes, Reprotoxiques). Le bassin Seine-Normandie fait partie des lieux de conflits avec les batailles de l'Aisne, de la Marne, de Champagne pendant la première guerre mondiale et la bataille de Normandie pendant la seconde guerre mondiale. L’aquifère près Laon (Aisne), actuellement exploité pour l’alimentation en eau potable, est près d'un dépôt de munitions ayant servi à la bataille du Chemin des Dames.

L'objectif de ce projet est de vérifier si les explosifs (et dérivés) et gaz de combat, stockés ou disséminés sur les champs de bataille, n'auraient pas eu le temps de rejoindre les ressources en eaux souterraines et si tel est le cas, vérifier si ces composés sont bien éliminés par les filières de production d'eau potable. Pour cela, il est nécessaire de mettre au point des méthodes d’analyse puis de réaliser des campagnes de mesures.

La première phase de l'étude réalisée en 2014 a été consacrée à un état de l'art qui a abouti à un inventaire des différents types de munitions utilisées au cours des deux conflits mondiaux et à une cartographie des sites bombardés et des lieux de stockage de munitions (anciens ou actuels).

La première phase de l'étude a aussi été consacrée au développement et à la validation d’une méthode d'analyse en HPLC-UV (la Chromatographie Liquide Haute Performance permettant la séparation des analytes et la spectroscopie UV-Visible permettant l’identification et la quantification des analytes) pour 17 composés nitrés (nitroaromatiques, nitroamines, esters nitriques). Cependant, la séparation (seulement 14 sur 17) et la sélectivité qu’offre cette méthode ne se sont pas montrées suffisantes pour l’analyse des échantillons de ce projet. Deux méthodes faisant intervenir des couplages avec de la spectrométrie de masse ont donc été mises au point : SPE-UHPLC-SM et SPE GC-SM, SPE étant la méthode d’extraction sur phase solide utilisée comme méthode préparative et UHPLC signifiant Chromatographie Liquide Ultra Haute Performance. L’analyse en UHPLC est couplée à un détecteur haute résolution disposant d’une source d’ionisation en APCI (ionisation chimique à pression atmosphérique) pour une meilleure sensibilité. La méthode d’analyse en GC-SM a permis d’analyser les composés les plus volatils.

Une première campagne de mesures a ensuite été réalisée lors de la seconde phase de l’étude sur une vingtaine de sites détruits par les bombardements des deux guerres mondiales du vingtième siècle. Ces sites sont situés principalement dans la Marne (bataille de Champagne) et l’Aisne (bataille du Chemin des Dames), mais aussi dans la Seine-Maritime, l’Oise, la Seine-et-Marne et le Calvados. Un site des Yvelines, présentant une teneur en perchlorates supérieure à 4 µg/L et situé près d’une industrie pyrotechnique, a aussi été évalué.

Sur les 20 sites testés, trois d’entre eux révèlent la présence certaine de traces d’explosifs nitrés à un niveau supérieur à la limite de quantification de la méthode d’analyse utilisée. Un quatrième site révèle la présence quasi certaine d’un dérivé d’explosif à un niveau compris entre la limite de détection et la limite de quantification. Les sites touchés sont aussi bien des eaux superficielles (La Tourbe et La Suippe) que des eaux souterraines.

Les résultats montrent que dans les zones, même totalement détruites, la présence de perchlorates à des niveaux compris entre 4 et 15 µg/L n’est pas un indicateur de la présence d’explosifs nitrés au delà du nanogramme par litre.

Bien que ces résultats soient globalement rassurants, la question qui peut se poser est de savoir si, un siècle après le déclenchement du premier conflit mondial, les molécules retrouvées représentent la fin d’une percolation ancienne ou l’émergence d’un phénomène à venir.

L’étude se poursuit pour élargir la recherche à d’autres composés dérivés du dinitrotoluène et à d’autres sites dans la Marne et dans l’Aisne. La recherche sur les gaz de combat (première guerre mondiale) est quant à elle abandonnée car ces produits ont beaucoup moins été utilisés que les explosifs. Deux campagnes de mesures seront réalisées sur une quinzaine de sites à deux périodes différentes (temps sec et temps de pluie).

Occurrence et traitabilité des Composés Organiques Volatils - 1re phase

Autres phases

pas d'autre phase

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CIRSEE

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CIRSEE

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Véronique LAHOUSSINE

Les composés organo-halogénés volatils (COV) sont des molécules dérivées des hydrocarbures et leur présence dans l'environnement est liée à leur utilisation importante dans l'industrie (pétrochimie, industrie chimique, traitement des matériaux...). Les pollutions liées aux COV peuvent être chroniques ou accidentelles et touchent l’air mais aussi l’eau (diffusion dans le milieu aquatique ou le sol par le biais de fuites d'essence provenant des réservoirs par exemple). A long terme, ces composés peuvent avoir des effets mutagènes, cancérogènes ou encore tératogènes (développement de masse cellulaires anormales au cours de la croissance fœtale). Ainsi, des limites de qualité ont été fixées en France mais seulement sur certaines molécules : le code de la santé publique définit une limite de 10 µg/L pour la somme des concentrations en trichloroéthylène et tétrachloroéthylène. La traitabilité des molécules non réglementées n'est pas connue à ce jour et pour les molécules réglementées, les traitements classiques mis en œuvre sont le stripping et le charbon actif.

L'objectif de cette étude est de réaliser un état de l'art sur l'occurrence et la traitabilité de l'ensemble des COV et des BTEX, puis de proposer une filière simple de traitement de façon à obtenir une concentration totale inférieure à 10 µg/L dans l'eau traitée.

Occurrence dans la ressource
Concernant les ressources en eau, l’étude des bases de données sur la qualité de l’eau a permis de mettre en évidence que les composés retrouvés dans l’environnement aquatique sont les COV halogénés (trichloroéthylène, tétrachloroéthylène...), les COV aromatiques (BTEX : Benzène, Toluène, Ethylbenzène et Xylène) et les COV oxygénés (MTBE et ETBE : additifs pétrolier). L’analyse statistique de ces données au niveau national montre que 22 % des ressources étudiées sont impactées par la présence de COV dont 93 % sont d’origine souterraine, les régions les plus impactées étant l’Ile-de-France et le Nord Pas-de-Calais. Huit molécules sont définies comme les plus occurrentes dont seulement quatre sont réglementées. Les molécules les plus occurrentes réglementées sont le chlorure de vinyle (CVM), le chloroforme, le trichloroéthylène (TCE) et le tétrachloroéthylène (TTE). Les molécules les plus occurrentes non réglementées sont le 1,1dichloroéthane (1,1 DCA), l’ETBE, le 1,1,1trichloroéthane (1,1,1 TCA), et le 1,2cis dichloroéthylène (1,2 cis DCE).

Occurrence dans l’eau traitée
Concernant l’eau traitée, l’analyse des données de qualité d’eau en sortie de production met en évidence très peu de non-conformité (< 1 %). Les cinq molécules les plus détectées sont : ETBE, 1,1,1trichloroéthane, chloroforme, 1,2cis dichloroéthylène, tetrachloroéthylène.

Traitements conventionnels
Parmi les traitements conventionnels pour éliminer les COV, deux types ont été identifiés dans la littérature scientifique :
- Le stripping est le traitement le plus éprouvé et semble être le plus efficace pour l’élimination des COV bien que sa mise en oeuvre soit complexifiée pour les COV les moins volatils (ETBE, MTBE).
- La filtration sur charbon actif en grains (CAG) est le second traitement utilisé, ses performances sont bonnes mais les percées de filtre peuvent être rapides en fonction du type de COV et de la compétition avec la matière organique ou d’autres polluants.

Traitements innovants
Parmi les traitements innovants pour éliminer les COV, quatre types ont été identifiés dans la littérature scientifique :
- La filtration sur d’autres adsorbants (résine et zéolite) montre des résultats très intéressants et avec des capacités d’adsorption parfois meilleures que le CAG. Toutefois les régénérations à la vapeur des résines complexifient le procédé et ces adsorbants innovants ne sont pas agréés pour l’eau potable.
- L’oxydation avancée des COV aromatiques et des MTBE/ETBE présente d’excellents abattements, notamment le procédé UV/ozone (90 % d’élimination au bout de 5 min). Mais les performances sont moins bonnes pour les COV aliphatiques et ce type de traitement a l’inconvénient de former des sous-produits d’oxydation qui ne sont pas encore très bien connus.
- la filtration membranaire hydrophobe est basée sur le principe du stripping. L’élimination peut atteindre 90 % mais les membranes doivent être mises en série pour maintenir de bonnes performances avec les composés les moins volatils.
- La biodégradation est un procédé qui fonctionne bien mais qui nécessite une bonne maîtrise de l’activité biologique. Sa mise en oeuvre pourrait être sous forme de bioréacteur à membrane ou de biofiltre avec des bactéries fixées sur un lit filtrant.

Au final, cette première phase d’étude, consacrée à l'état de l'art, a permis de choisir quatre composés (trichloroéthylène, tétrachloroéthylène, 1,1,1 trichloroéthane, toluène) et trois procédés d'élimination (cascade d'aération, charbon actif et membrane hydrophobe), comme les plus pertinents à étudier lors de la seconde phase de l’étude. Il faut en effet envisager la mise au point de procédés innovants car les procédés conventionnels ne sont pas toujours efficaces pour éliminer tous les types de COV et par ailleurs, dans un proche avenir, de nouvelles molécules de COV pourraient bien être réglementées. La seconde phase de l’étude permettra de mettre en place des unités pilote (aération sur cascade, filtration sur CAG avec trois CAG différents, traitement sur membrane hydrophobe) sur un site qui sera sélectionné en fonction de la présence de COV dans la ressource. Des dopages sont néanmoins prévus en fonction du niveau de pollution de la ressource pour chacun des quatre COV cibles visés. L'appareil CMS 5000, sélectionné et testé lors d'un projet antérieur, sera utilisé comme analyseur en ligne.

Comparaison de différents types de charbons actifs pour l’élimination de contaminants organiques - Rapport final

Autres phases

14AEP03 - 14AEP04

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CIRSEE

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CIRSEE

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Véronique LAHOUSSINE

Une des étapes la plus importante pour la production d'eau potable est l'élimination des composés organiques. Les composés organiques sont définis soit sous la forme générale de matière organique (MO), soit sous la forme spécifique de micropolluants (pesticides, COVs, médicaments…). La majorité des usines de production d'eau potable (UPEP) utilise une étape de clarification pour éliminer la MO et une étape avec charbon actif pour éliminer les micropolluants. Le charbon actif est souvent mis en œuvre sous forme de grains (CAG) et il existe sur le marché de nouveaux charbons actifs en grains qu'il faut savoir choisir correctement en fonction du type de micropolluants à éliminer.

De nombreux paramètres définissant le caractère d’un CAG sont disponibles mais ils ne permettent pas de prédire la performance de ces matériaux lors de leur fonctionnement. De plus, les normes imposées (NF EN 12915-1) ont homogénéisé les produits au point de les rendre peu distincts les uns des autres. La sélection d’un CAG est donc rendue difficile sur la seule base des données techniques disponibles et nécessite la réalisation d’essais de simulation de performances opérationnelles longs et complexes.

L’objectif de ce projet est de définir une méthode de qualification de nouveaux CAGs disponibles sur le marché, rapide (moins d’une semaine), pertinente (différences significatives entre les produits) et pas trop onéreuse.

Deux études préliminaires ont été réalisées pour sélectionner les méthodes de qualification disponibles les plus pertinentes et définir un état des lieux des données techniques sur le CAG. Elles ont permis de mettre en avant une douzaine de paramètres à évaluer pour la caractérisation des charbons neufs.

Les résultats de ce projet présentent l’analyse de la caractérisation physico-chimique de douze CAGs neufs à partir des paramètres sélectionnés lors des études préliminaires, de façon à évaluer si ces paramètres peuvent distinguer les produits testés entre eux. Les douze charbons couvrent trois matériaux de base différents (houille, noix de coco, bois), trois méthodes d’activation différentes (physique- agglomérée, physique-directe, chimique) et six fournisseurs différents. Une fois ces données récoltées, la performance opérationnelle de six charbons est étudiée en pilote de laboratoire (mini-colonnes RSSCT qui simulent les filtres CAG), afin de juger de la pertinence des paramètres sélectionnés à prédire l’efficacité d’élimination des contaminants organiques. Le but final est de trouver des liens entre la caractérisation d’un charbon neuf et son efficacité de fonctionnement pour en déduire un protocole de qualification.

Qualification de CAGs neufs à l’échelle laboratoire
Les paramètres de caractérisation des douze CAGs neufs permettant de voir des différences significatives entre les produits sont :
- la friabilité (estimation de la résistance du matériau à l’impact des rétrolavages et de la régénération),
- la distribution de la taille des pores (informations sur la taille des molécules adsorbables),
- la cinétique d’adsorption de colorants calibrés,
- le pH slurry (permet de mesurer le pH pour lequel la surface du charbon est de charge neutre ce qui donne des indications sur l’adsorption de la matière organique). Il semble tout de même nécessaire de trouver une méthode complémentaire au pH slurry pour la caractérisation de la chimie de surface du charbon.
En complément de ces paramètres peuvent être retenus :
- l’indice d’iode (informations sur la capacité du CAG à adsorber les petites molécules) reste un paramètre cohérent pour le contrôle qualité d’un produit et pour son suivi en opération, ce qui en fait un candidat à conserver pour la caractérisation de charbons actifs,
- la granulométrie (informations sur la perte de charge attendue en fonctionnement) et la contamination minérale du charbon sont également ressortis comme important pour la validation d’un produit en vue de son utilisation en exploitation,
- le matériau d’origine et son activation sont aussi des éléments pertinents de qualification d’un CAG et complètent le panel suggéré de méthodes à utiliser pour qualifier un CAG neuf.

Performance de CAGs en opération
La simulation de performance opérationnelle des six charbons a permis d’aboutir sur plusieurs résultats :
- la méthode de suivi de la MO par fluorescence présente une plus grande sensibilité que le COD et l’absorbance UV pour évaluer la saturation d’un CAG en exploitation. La méthode de LC-OCD a montré néanmoins des résultats pertinents qui en font une analyse à conserver pour les études futures,
- un CAG plus performant pour éliminer la matière organique a également une meilleure performance pour éliminer les micropolluants (excepté le charbon à base de bois qui élimine bien la matière organique mais mal les micropolluants),
- la classification des CAGs étudiés s’est mise en place quasi instantanément et s’est maintenue au cours de l’étude permettant d’envisager la possibilité de raccourcir les tests futurs. Le classement de la performance des CAGs vis-à-vis de l’élimination conjointe de la matière organique et des micropolluants (charbon à base de bois exclu) confirme la classification habituelle des charbons : houille agglomérée > houille activée direct > noix de coco. La houille agglomérée est obtenue en broyant le grain avant activation puis en le ré-agglomérant sous forme de grain, ce qui permet une activation en profondeur plus efficace (plus grande quantité de pores donc plus grande surface spécifique).

L’étude statistique du lien entre les paramètres de caractérisation des charbons neufs et leurs performances opérationnelles a mis en avant la difficulté de définir un produit complexe et de prédire sa performance sur la base seule d’une qualification du charbon neuf. Il est donc recommandé d’effectuer des essais de simulation de performance. Les modèles qui ont pu être produits soulignent l’importance d’évaluer à la fois les aspects physiques et chimiques (distribution de la taille des pores, fonctionnalités de surface...) afin d’obtenir une image plus complète d’un charbon actif.

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