Plateforme pour l’eau, le gaz et la chaleur
Le chlorothalonil est un fongicide largement employé en Suisse depuis les années 1970 sur les cultures de pommes de terre, céréales, cultures maraichères, vignes. Il a également contribué à l’entretien de surfaces non agricoles (par ex. terrains de golf). En 2017, il est l’un des pesticides les plus commercialisés en Suisse avec près de 45 tonnes de produit employées sur l’année [1].
Depuis décembre 2019, le chlorothalonil est classifié comme cancérogène probable (de type 1B). Il en découle que tous ses métabolites sont dès lors considérés comme pertinents et potentiellement génotoxiques par principe de précaution, comme leur substance mère [2, 3]. L’effet nocif de ces produits de décomposition n’est pas démontré mais ne peut pas non plus être exclu. Cette classification implique que ces substances sont soumises par l’Ordonnance du DFI sur l’eau potable et l’eau des installations de baignade et de douche accessibles au public (OPBD), à une concentration maximale de 0,1 µg/l (100 ng/l) dans les eaux de distribution et une somme de 0,5 µg/l (500 ng/l) pour l’ensemble des pesticides [4].
L’emploi du chlorothalonil est désormais interdit en Suisse depuis janvier 2020 [3]. En septembre 2020, l’Office fédéral de la sécurité alimentaire et des affaires vétérinaires (OSAV) publie une nouvelle directive (Directive 2020/1) sur les mesures à prendre en cas de dépassement des valeurs maximales de métabolites du chlorothalonil dans l’eau potable. Un délai de deux ans est accordé aux distributeurs d’eau pour se conformer à la réglementation. Des mesures correctives raisonnables et proportionnées doivent être immédiatement considérées par les distributeurs (dilution, abandon de ressources, changement d’approvisionnement) [5].
Le chlorothalonil est un composé peu sujet à être retrouvé dans l’eau contrairement à certaines substances issues de sa dégradation. On lui connaît aujourd’hui une vingtaine de métabolites, ou sous-produits de dégradation [1]. Il se décompose en phénols et en acides sulfoniques parmi lesquels le R417888 et le R471811 sont les plus régulièrement détectés dans les eaux à destination de la consommation humaine [6–8] et dont il est principalement l’objet dans cette publication. Le R417811 est généralement présent en des concentrations plus conséquentes que le R417888. De plus, il semblerait être plus difficile à éliminer par des méthodes de traitement conventionnelles selon les essais préliminaires effectués par l’Eawag et publiés en février 2020 [1]. En effet, ces derniers ont montré que le R471811 paraît peu éliminé par la désinfection UV, ozonation et procédés d’oxydation avancée (Advanced Oxidation Processes, AOP). Et le traitement par adsorption sur charbon actif possible au prix d’un renouvellement fréquent du média.
Les produits de transformation du chlorothalonil sont aujourd’hui largement mesurés dans la région du Plateau Suisse [5–8]. Le Service de l’eau de la Ville de Lausanne n’a pas fait exception puisque dès 2014, et en 2019, des sous-produits de chlorothalonil ont été détectés sur certaines de ses adductions (Chalet-à -Gobet, Thierrens, Montaubion, etc.). Les eaux touchées par la problématique ont été détournées et remplacées par d’autres ressources (en provenance des usines de potabilisation du lac Léman par exemple). Ces changements de qualité d’eau ont pu localement induire des phénomènes d’eau rouge, un relargage de fer dû à la variation de l’équilibre ionique entre les deux types d’eaux distribuées.
Les pertes en eau pour le Service sont évaluées à 5% environ de l’eau distribuée, soit environ 2'000'000 m3/an. En outre, les eaux détournées étaient initialement acheminées gravitairement aux clients. Désormais, leur alimentation en eau nécessite une consommation en énergie non négligeable due au pompage des eaux sur plusieurs centaines de mètres d’altitude.
Dans le cadre de cette problématique largement médiatisée depuis 2019, le Service de l’eau de la Ville de Lausanne a souhaité effectuer des essais pour trouver la solution technico-économique la plus adaptée sur les sites touchés. À cet effet, le Conseil Communal de la Ville de Lausanne a alloué un crédit d’études de 700'000 francs en juillet 2020. Dans cette démarche, il a initié en 2020 des essais sur différentes technologies de traitement dont l’adsorption sur charbon actif couplée ou non à une étape d’oxydation par l’ozone, et la filtration haute pression (nanofiltration/osmose inverse, NF/OI, sur fibres spiralées classiques). Ces pilotes sont mis en œuvre sur le réservoir de l’Orme où les eaux en provenance de l’adduction de Thierrens sont acheminées gravitairement. Les essais, toujours en cours, seront finalisés au second semestre de l’année 2022 et aboutiront à une étude technico-économique quant aux techniques de traitement mises en œuvre.
Cet article présente une synthèse des résultats obtenus jusqu’ici lors des essais et axe plus particulièrement les performances d’élimination des métabolites du chlorothalonil.
Des prélèvements hebdomadaires ont été effectués afin de suivre l’eau brute et l’ensemble des pilotes sur des paramètres chimiques, bactériologiques et de micropolluants. Les analyses ont été réalisées par le laboratoire du Service de l’eau. En ce qui concerne les micropolluants, plus de 150 de composés ont été suivis par le laboratoire lors de ces essais, dont les métabolites du chlorothalonil et notamment le R471811 et le R417888, sujet de cet article.
Les mesures de micropolluants ont été réalisées par chromatographie en phase liquide couplée à la spectrométrie de masse (LC-MS/MS). La limite de quantification (LQ) considérée est de 25 ng/l (avec 30% d’incertitude) pour les métabolites R417888 et R471811. Les sous-produits du chlorothalonil ont été analysés à raison d’une fois par semaine en routine mais jusqu’à trois fois par semaine à l’approche du point de percée de ces micropolluants. Des mesures complètes sur plus de 150 substances ont été effectuées mensuellement, avec 16 échantillonnages sur la période.
Les analyses chimiques ont été effectuées sur les paramètres suivants hebdomadairement: absorbance UV à 254 nm, carbone organique total COT (LD = 0,15 mg/l et LQ = 0,30 mg/l), turbidité, conductivité, pH et température. Une mesure mensuelle des principaux ions a complété le suivi.
Des analyses de bactériologie ont été effectuées hebdomadairement sur les eaux brutes et traitées par les unités pilotes. Les suivis ont été effectués sur les Escherichia coli, les entérocoques et les germes aérobies mésophiles (GAM), paramètres réglementaires de l’OPBD.
Le traitement sur charbon actif (sous forme de poudre, micrograin ou grain) permet la rétention des composés sans formation de sous-produit. Les molécules vont se fixer sur les sites actifs du charbon par adsorption lors du passage de l’eau au travers du média. Elles sont plus ou moins sensibles à l’adsorption selon leurs caractéristiques (charge, hydrophobicité, etc.) et certaines, réfractaires, devront être éliminées par une autre technique de traitement. De plus, l’élimination de ces substances est sujette à des phénomènes de compétition avec la matière organique. L’adsorption est progressivement réduite au fur et à mesure du vieillissement du charbon contenu dans le réacteur, et au profit de mécanismes d’élimination biologique dans le cas de l’emploi de charbon sous forme de grain ou micrograin. L’efficacité de l’adsorption peut être maintenue par un renouvellement régulier du média (selon le taux de traitement fixé) dans le cas d’emploi de poudre ou de micrograin. Le renouvellement en continu du charbon permet également de limiter les phénomènes de désorption qui peuvent survenir.
L’étape d’oxydation permet de casser les molécules mères en molécules filles plus petites sous l’action d’un réactif oxydant (ozone, chlore, etc.). Ces substances filles se relèvent généralement être plus facilement assimilables et donc mieux éliminées sur étape biologique: étape automatiquement positionnée en aval d’une oxydation (type filtre à sable ou réacteur de charbon actif). La dégradation du composé d’origine implique la formation de sous-produits d’oxydation, que l’on ne sait pas toujours analyser et dont on ne connaît pas toujours la toxicité.
En ce qui concerne la filtration membranaire haute pression, la membrane se comporte telle une barrière physique retenant les molécules d’une taille de l’ordre de quelques dizaines/centaines de nanomètres, sans modification du composé de base donc sans formation de sous-produit. De ce fait, elle retient une partie des sels contenus dans l’eau, ce qui implique une étape de reminéralisation (sinon mitigeage) en aval. Cette technique de filtration va plus ou moins retenir les composés selon leurs caractéristiques intrinsèques (taille, polarité, solubilité, etc.), mais également selon le seuil de coupure de la membrane employée. L’opération de cette technologie requiert une importante consommation d’énergie en raison de la pression appliquée pour la filtration. Cette technique d’affinage nécessite un prétraitement avancé afin de protéger les membranes d’une dégradation irréversible.
Trois pilotes ont été exploités sur le réservoir de l’Orme dans le cadre de ces essais (fig. 1):
L’unitĂ© pilote est composĂ©e de 4 sĂ©ries de 10 colonnes en verre frittĂ© contenant 10 cm de charbon actif en grain (CAG) chacune. Chaque sĂ©rie de 10 colonnes simule donc la filtration sur 1 m de hauteur de charbon (sur 2,4 cm de diamètre). Il est possible de mettre 2 groupes de 10 mini-Âcolonnes en sĂ©rie pour simuler jusqu’à 2 m de charbon.
L’installation permet d’échantillonner tous les 10 cm de charbon pour suivre les performances et évolutions au sein du lit, et ainsi tracer les courbes de percée au regard notamment de la problématique d’élimination des métabolites du chlorothalonil.
Une pompe alimente une bâche d’alimentation commune aux 40 mini-colonnes. Chaque série de 10 colonnes est alimentée par une pompe dédiée (sauf dans le cas de la mise en série de 2 x 10 colonnes où la deuxième série de 10 colonnes est alimentée directement par l’eau traitée sortie de la première série).
Une étape de préfiltration à 100 µm est positionnée en amont des colonnes afin d’assurer la protection contre les divers éléments particulaires, en sachant que le pilote ne permet pas d’effectuer de rétrolavages sur ses colonnes.
Non employé à ce jour, le pilote bénéficie d’un système de dopage en amont. L’eau traitée est directement envoyée vers l’évacuation (aux eaux claires). Le pilote a été conçu par le bureau SIMA-tec GmbH basé en Allemagne. Les essais ont été effectués de septembre 2021 à avril 2022 sur le réservoir de l’Orme sur la commune de Morrens, en collaboration avec les bureaux RWB et CSD Ingénieurs. Ils ont été réalisés sur du CAG neuf à base de houille Filtrasorb® 400 de Chemviron. Les deux premières colonnes ont été exploitées individuellement à des vitesses de filtration de 7 et 4 m/h pour un temps de contact de 8 et 15 min respectivement.
La technologie Opacarb®FL, brevetée et proposée à la commercialisation par Veolia, consiste en une filtration ascendante au sein d’un réacteur contenant du charbon sous forme de micrograin. L’eau est traitée à des vitesses comprises entre 20 et 40 m/h selon le charbon mis en œuvre, avec des temps de contact variant entre 5 et 20 min. À ces vitesses, le charbon est mis en fluidisation au passage de l’eau et ne permet pas l’accumulation des matières particulaires en son sein. Cette technique ne nécessite donc pas de lavage dans le cas de traitement d’eau potable.
Le procédé Opacarb®FL permet un renouvellement en continu du média afin de stabiliser l’âge du charbon contenu dans le réacteur et donc maintenir les capacités d’adsorption. Ainsi, un ajout régulier de charbon neuf est appliqué et compense le soutirage du même volume de charbon usagé. Le taux de traitement en charbon est adaptable selon la qualité d’eau traitée visée.
Par ailleurs, le long temps de séjour du charbon actif au sein du réacteur de charbon implique un développement de l’action biologique qui agit en parallèle des phénomènes d’adsorption maintenus par l’application d’un taux de traitement en charbon neuf. En outre, la régénération du média reste possible selon le charbon sélectionné et sa granulométrie.
Les essais ont été menés de novembre 2020 à février 2021, en collaboration avec Veolia et le bureau CSD Ingénieurs au sein d’une colonne de 6 m et de 400 mm de diamètre à une vitesse ascensionnelle de 40 m/h, soit 3 min de temps de contact. Le charbon Microsorb™ 400R aggloméré à base houille bitumineuse de Chemviron a été mis en œuvre lors de ces tests.
Le temps de contact considéré ici est faible. Industriellement, un temps de contact minimum de 5 à 6 min aurait plutôt été appliqué. Toutefois, l’objectif de ces essais est de déterminer (le plus rapidement possible) les capacités d’élimination des métabolites du chlorothalonil, en définissant le nombre de BV, c’est-à -dire le nombre de volume d’eau traité par volume de charbon mis en œuvre en respectant la réglementation (métabolites sous les 100 ng/l). C’est également pour cette raison qu’aucun renouvellement en continu du média n’a été appliqué dans le cadre de ces essais, contrairement à ce qu’il est usage de faire industriellement.
Le pilote a été alimenté par pompage depuis une bâche tampon, et l’eau traitée a été redirigée vers l’évacuation (non envoyée vers le réseau d’eau potable).
L’eau traitée est récoltée en surverse l’ouvrage en aval d’un pack lamellaire dont l’objectif est de retenir les éventuelles fines de charbon emportées par le flux ascendant.
L’objectif de l’emploi de l’ozone est de rallonger la durée de vie du charbon tout en améliorant les performances d’élimination vis-à -vis des sous-produits du chlorothalonil et ainsi augmenter le bed volume pour lequel il est possible de traiter ces dernières substances.
Les essais d’ozonation en amont du pilote Opacarb®FL ont été effectués entre février et juin 2021, puis entre juin et septembre 2021. Deux campagnes ont été menées afin de s’assurer de l’exactitude des premiers résultats obtenus, étant donné que le pilote Opacarb®FL a pu, pendant la première campagne, continuer de traiter l’eau même dans le cas où l’étape d’oxydation était déclenchée (en cas d’alarme sur ozone ambiant). Ainsi, afin d’écarter les incertitudes liées à l’arrêt de l’étape d’ozonation, il a été entrepris d’asservir l’arrêt de l’étape d’oxydation à l’arrêt du pilote globalement.
Une étape d’oxydation par l’ozone a été mise en œuvre en amont du pilote. L’unité Opacarb®FL a été exploitée dans les mêmes conditions d’opération que sans ozone (vitesse ascendante et temps de contact) et toujours avec du charbon actif en micrograin aggloméré neuf Microsorb™ 400R de Chemviron.
L’installation d’ozonation testée se compose d’un concentrateur d’oxygène puis d’un générateur d’ozone. L’ozone ainsi généré est injecté dans une boucle de dissolution via un système de venturi. Le mélange ozone/eau traverse ensuite une colonne de contact (dont le temps de contact est quasi nul) avant passage au travers du média en fluidisation de la colonne, dans lequel l’ozone est détruit. L’ozone non dissout dans la colonne de contact est récupéré via un évent en haut de colonne et neutralisé par envoi sur une colonne dite de dstruction (colonne remplie de charbon du même type pour captage de l’ozone en excès). Dans le cadre de ces essais pilotes, un taux de traitement par l’ozone de 0,8 à 1 ppm a été appliqué en amont de l’étape d’adsorption. Le choix de ce taux de traitement est issu de tests préliminaires effectués en laboratoire par le fournisseur du pilote sur l’eau prélevée sur le site d’essais.
Une détection d’ozone ambiant positionnée dans l’armoire électrique du générateur d’ozone assure la sécurité du personnel intervenant sur site. Elle fait déclencher l’étape d’ozonation ainsi que le pilote (pas le cas au début des essais d’où la réitération des essais avec ozone pour éliminer les incertitudes liées à l’exploitation du pilote ponctuellement sans ozone). Cette détection est redondée par une seconde mesure fixe en fond de réservoir. Cette dernière information est remontée sur la supervision et permet de contrôler à distance la non présence d’ozone dans les installations.
En plus du point d’échantillonnage disponible en surverse du pilote pour l’eau traitée, un second point de prélèvement était disponible en sortie de colonne de contact pour contrôle manuel de la dose d’ozone injectée.
Le pilote OIBP/NF (Orme) a été mis à disposition par l’entreprise Wamax et a été exploité de janvier à décembre 2021 en collaboration avec le bureau CSD Ingénieurs. Il s’agit d’une installation sommaire où seule la vitesse de recirculation du concentrât final en tête de filière a pu être modifiée. Ainsi, le pilotage a été réalisé sans pouvoir influencer directement le recovery, le débit d’alimentation et la répartition sur les étages, mais aussi sur la pression d’alimentation. L’objectif principal de ces essais était d’appréhender les performances de rétention des métabolites de chlorothalonil et de comparer l’efficacité de différentes membranes sur le marché au regard de cette problématique.
En outre, des mesures ont été mises en œuvre (manomètres et rotamètres) en cours d’essai afin de mieux comprendre la répartition de l’hydraulique sur le pilote et donc interpréter les performances obtenues. Cet essai est donc considéré comme préliminaire et devrait faire l’objet d’une mise en application plus poussée pour affinage ultérieur des résultats et définition des paramètres avantageux à appliquer.
Plusieurs membranes de 4 pouces à différents seuils de coupure ont été mises en œuvre sur le pilote afin d’en comparer les performances (tab. 1): Ultra-low Pressure RO de Keensen, ESPA-4 de Hydranautics, FilmTec™ NF90 et FilmTec™ NF270 de
DuPont.
La première membrane a été fournie avec le pilote par le fournisseur. Les trois autres membranes ont été sélectionnées selon leur seuil de coupure et en prenant compte les caractéristiques physiques des substances à retenir, à savoir que la masse molaire des métabolites du chlorothalonil sont d’environ 330 et 348 g/mol pour le R417888 et le R471811 respectivement. En outre, ces trois dernières membranes sont, à ce jour, bénéficiaires de certifications pour l’emploi en production d’eau potable dans certains pays d’Europe voisine (telles que l’Attestation de Conformité Sanitaire (ACS) pour la France ou le Kiwa pour les Pays-Bas). Chaque membrane a été testée sur une durée d’environ 2–3 mois.
Le pilote met en œuvre 3 membranes sur une configuration à 2 étages (2 membranes sur le premier étage puis 1 sur le deuxième étage). Il est alimenté à une dizaine de bars par une pompe de gavage haute pression permettant de produire environ 900 l/h de perméat. La pression résiduelle sur le réseau remplace une éventuelle pompe basse pression en amont de la pompe haute pression.
Les installations de filtration haute pression ont été mises en œuvre sur les eaux à traiter, après un simple préfiltre à cartouche de 5 µm, l’unité n’étant pas employée sur du long terme (essais brefs de 2–3 mois).
Le pilote effectue automatiquement toutes les 6 heures un flush, mais aucune lessive chimique ne peut être réalisée sur cette installation. Dans le cadre de nos essais, une injection d’antiscalant a été mise en œuvre en amont du pilote membranaire afin de limiter la précipitation des sels qui pourraient dégrader et réduire les performances hydrauliques des membranes employées.
Les prélèvements ont été effectués sur l’eau à traiter, le perméat final aux 2 étages ainsi que le concentrât du deuxième étage. Aucune analyse n’a pu être réalisée sur les étages intermédiaires.
Une étude technico-économique sur le devenir des concentrâts de nanofiltration a également été réalisée. Les conclusions indiquent qu’ils ne peuvent être rejetés directement au milieu naturel et qu’ils nécessitent une gestion particulière, comme par ex. un rejet vers une STEP ou un traitement in situ adapté au contexte local.
Le réservoir de l’Orme est situé sur la commune de Morrens, au Nord de l’agglomération lausannoise. Il reçoit gravitairement les eaux des captages de Thierrens et de Montaubion, des sources de Morrens, de l’eau achetée à l’association de La Menthue (si besoin), et peut éventuellement recueillir les eaux depuis le réservoir de Marjolatte.
Les essais de traitement des produits de dégradation du chlorothalonil ont été menés sur les eaux en provenance de Thierrens, eaux plus particulièrement concernées par la problématique. Elles sont issues des sources de La Proveyse et de la Râpe.
Les eaux de captage de Thierrens subissent une première désinfection à la javel au niveau de la station de Thierrens, en amont de l’arrivée au réservoir de l’Orme afin d’assurer la distribution d’une eau désinfectée (et donc dépourvue de germes pathogènes) aux habitants alimentés par le tronçon reliant la station de Thierrens au réservoir de l’Orme. L’eau alimentant le réservoir peut donc contenir des traces de chlore.
Les eaux de Thierrens peuvent être sujettes à variation de la qualité selon la répartition entre les sources recueillies et les conditions météorologiques et environnementales.
La ressource ici traitée par les pilotes est de faible turbidité (0,1 NTU en moyenne) et relativement dure (29,2 °f de TH et 26,5 °f de TAC). Elle affiche un pH moyen de 7,4 avec une conductivité d’environ 560 µS/cm. Elle est sujette aux variations de températures saisonnières (8 à 16 °C pour le minimum et maximum de valeur) et est pauvre en matière organique (0,3 g COT/m3 et 0,6 m-1 d’absorbance UV à 254 nm en moyenne). Une analyse de LC-OCD a été effectuée en juin 2021 par le laboratoire Doc Labor et a permis de caractériser la matière organique comme majoritairement hydrophile (87%) donc plutôt à tendance réfractaire à l’adsorption [10]. Les eaux en provenance de Thierrens présentent une très faible présence bactériologique, avec moins de 10 GAM comptabilisés en moyenne, certainement en partie due à la désinfection à la javel en amont du réservoir de l’Orme.
La ressource traitée dans le cadre de ces essais, a été analysée par le laboratoire du Service de l’eau de la Ville de Lausanne à raison d’une fois par semaine durant près d’une année et demie. Plus de 150 substances analysées ont été suivies sur cette période sur 16 campagnes de mesures et plus de 100 mesures effectuées spécifiquement sur les métabolites du chlorothalonil: R471811, R417888, R418503, R611553, R611965, R611968, SYN507900, SYN546872 et SYN548581.
Ainsi, 18 substances micropolluantes ont pu être quantifiées sur cette période, incluant des inhibiteurs de corrosion, substances médicamenteuses et phytosanitaires dont certains métabolites du chlorothalonil. Et 7 d’entre elles sont présentes dans plus de 60% des cas à une concentration moyenne supérieure à 10 ng/l. Les micropolluants mesurés en plus grandes concentrations dans les eaux en provenance de Thierrens sont le R471811 systématiquement quantifié dans l’eau avec une concentration moyenne de 226 ng/l et le R417888 détecté dans l’eau dans près de 95% des cas avec une concentration moyenne de 92 ng/l. Ce dernier est détecté dans cette eau en concentration supérieure à la valeur limite réglementaire de 100 ng/l dans 35% des analyses effectuées.
Ces résultats sont exposés sur la figure 2 représentant la concentration en micropolluants mesurés dans la ressource (en échelle logarithmique) en fonction de leur fréquence de détection. Pour plus de lisibilité, ne sont représentées que les substances qui sont quantifiées au moins une fois au-dessus de 10 ng/l et une concentration moyenne supérieure à 1 ng/l. Cette étude ciblera plus particulièrement les performances d’élimination des métabolites du chlorothalonil.
L’eau traitée par les pilotes de traitement au cours de nos essais est peu chargée en matière organique et contient plutôt peu de micropolluants quantifiés. L’effet de compétition de ces deux types de substances est donc contenu, ce qui en fait un avantage dans l’élimination du chlorothalonil.
Deux lignes de test avec deux vitesses de passage différentes ont été examinées. Les rapports C/C0 en absorbance UV et en COT des eaux traitées augmentent au fil du temps (fig. 3).
Pour la ligne 1, lorsque le rapport C/C0 en absorbance UV atteint une valeur de 0,58 environ et le rapport C/C0 en COT atteint une valeur de 0,70 environ, la concentration en R471811 dans l’eau traitée atteint l’objectif du traitement de 75 ng/l. Lorsque le rapport C/C0 en absorbance UV dépasse la valeur de 0,62 environ et le rapport C/C0 en COT dépasse la valeur de 0,75 environ, la concentration en R471811 dans l’eau traitée dépasse la valeur limite de la norme de 100 ng/l.
Pour la ligne 2, lorsque le rapport C/C0 en absorbance UV atteint une valeur de 0,65 environ et le rapport C/C0 en COT atteint une valeur de 0,70 environ, la concentration en R471811 dans l’eau traitée atteint l’objectif du traitement de 75 ng/l. Lorsque le rapport C/C0 en absorbance UV dépasse la valeur de 0,75 environ et le rapport C/C0 en COT dépasse la valeur de 0,8 environ, la concentration en R471811 dans l’eau traitée dépasse les 100 ng/l.
La figure 4 montre que les métabolites du chlorothalonil sont bien adsorbés par le charbon actif en micrograin
Filtrasorb®400. Pour la ligne 1 dont la vitesse de passage est de 7 m/h et le temps de contact total est de 8 min, le charbon actif adsorbe 100% des métabolites jusqu’à un volume de 20'000 BV environ. Pour la ligne 2 dont la vitesse de filtration est de 4 m/h avec un temps de contact de 15 min, le charbon actif adsorbe 100% des métabolites jusqu’à un volume de 28'000 BV.
Le métabolite R471811 dans l’eau traitée dépasse le seuil de 75 ng/l à partir d’un nombre moyen de 38'000 BV environ avec la ligne 1 et de 42'000 BV avec la ligne 2. Ce métabolite franchit la limite de la norme de 100 ng/l après un nombre moyen de 38 800 BV avec la ligne 1 et de 47'800 BV avec la ligne 2. Ce seuil de 75 ng/l a été fixé en début d’essais afin de laisser à l’exploitant le temps d’organiser le renouvellement du média avant de ne plus être respectueux de la limite légale de 100 ng/l.
Pour le métabolite R471811, la capacité d’adsorption totale du charbon actif jusqu’au seuil de 75 ng/l est de 5,1 µg/g en moyenne avec la ligne 1 et de 5,5 µg/g en moyenne avec la ligne 2. Ainsi, en réduisant la vitesse de passage deux fois, la capacité d’adsorption du charbon actif augmente seulement de 8% en moyenne.
Le métabolite R417888 est présent dans l’eau brute occasionnellement en concentration légèrement supérieure à la norme en vigueur. Avec la ligne 2, depuis le début de l’essai, la concentration en R417888 dans l’eau traitée n’a pas encore dépassé le premier seuil de 75 ng/l durant, soit 120'000 BV (les essais sont toujours en cours). Quant à ligne 1, le métabolite R471888 reste en dessous du seuil de 75 ng/l jusqu’à 150'000 BV environ et en dessous du seuil de 100 ng/l jusqu’à 200'000 BV environ.
La capacité d’adsorption du charbon actif pour le métabolite R471888 avec la ligne 1 est environ 7,4 µg/g. Avec une vitesse de passage de 7 m/h (8 min de temps de contact), parmi les deux métabolites, la capacité d’adsorption du charbon actif pour le métabolite R471888 est d’environ 45% plus grande. Le métabolite R417888 perce bien plus tard que le métabolite R471811. Il n’a pas encore percé à ce jour et l’essai continue. Le rapport C/C0 en absorbance UV semble être un bon moyen pour le suivi rapide et pratique sur site de la percée des métabolites.
La charge organique relativement faible dans l’eau brute et l’eau traitée ne permet pas des mesures d’absorbance UV à 254 nm et de COT de grande précision. Les résultats nous permettent tout de même, de mettre en rapport ces mesures avec l’abattement des métabolites. Comme le métabolite R471811 perce avant le métabolite R417888, nous présentons dans la figure 5 l’évolution de l’absorbance UV et du COT en fonction de la percée du métabolite R471811.
Les rapports C/C0 en absorbance UV et en COT des eaux traitées augmentent au fil du temps. Ceci est lié à la diminution de la capacité d’adsorption du charbon actif. La percée des composants organiques dans l’eau traitée est par conséquent plus importante au long du traitement.
Pour le traitement sans ozonation, lorsque le rapport C/C0 en absorbance UV atteint une valeur de 0,65 environ et le rapport C/C0 en COT atteint une valeur de 0,50 environ, la concentration en R471811 dans l’eau traitée atteint l’objectif du traitement de 75 ng/l. Avec ozonation, ces valeurs atteignent respectivement 0,70 et 0,65 environ.
Pour les deux essais, la turbidité de l’eau traitée augmente durant quelques jours après la mise en service des pilotes puis se stabilise en voisinage de la turbidité de l’eau brute.
Lors de toutes les durées des essais, aucune trace d’E. coli ou d’entérocoque n’a été décelée dans l’eau brute ou dans l’eau traitée. Les GAM sont présents à de très faibles concentrations dans l’eau des sources de l’Orme. La valeur maximum mesurée est de 19 UFC/ml. Néanmoins, le charbon actif étant un excellent support pour ces germes, ils se sont développés sur notre média.
Les résultats montrent que les métabolites du chlorothalonil sont éliminés efficacement par le charbon actif en micrograin Microsorb™ 400R en lit fluidisé, seul et avec de l’ozone (fig. 6).
Les données analytiques du métabolite R471811 sont assez dispersées. Ceci est probablement dû au temps de contact court de 3 min du charbon actif. L’adsorption de ce métabolite sur le charbon actif était instable avec ce temps de contact.
Sans l’ozonation, après environ 28'000 BV, la concentration du métabolite R471811 dans l’eau traitée dépasse l’objectif du traitement de 75 ng/l (ligne en vert sur la fig. 6) et après environ 32'000 BV, elle dépasse la norme de 100 ng/l (ligne en rouge sur la fig. 6). Avec l’ozonation, le R471811 dans l’eau traitée arrive au premier seuil de 75 ng/l aux alentours de 37'000 BV et franchit la limite de 100 ng/l après 38'000 BV environ.
Selon nos calculs, la capacité d’abattement du charbon actif seul pour le métabolite R471811 jusqu’au seuil de 75 ng/l est d’environ 2,2 µg de métabolite par g de charbon en moyenne. Avec l’ozonation, cette capacité est d’environ 2,8 µg/g en moyenne. Ainsi, jusqu’au seuil de 75 ng/l, l’ozonation a permis d’augmenter la capacité d’adsorption du charbon actif pour le métabolite R471811 d’environ 32%.
Le métabolite R417888, quant à lui, est présent dans l’eau brute occasionnellement en concentration légèrement supérieure à la norme en vigueur. Les résultats ont montré qu’il est bien adsorbé par les deux traitements, charbon actif seul et avec ozonation. La concentration de ce métabolite dans l’eau traitée reste en dessous de l’objectif du traitement de 75 ng/l sur la durée totale des essais. Le métabolite R417888 perce donc bien plus tard que le métabolite R471811. Ceci est probablement dû à la différence de la charge des métabolites dans l’eau brute et au mécanisme d’adsorption qui est différent pour chaque métabolite. La concentration en R471811 dans l’eau brute est d’environ trois fois plus élevée que celle du R417888 pour les deux essais. Avec les deux pilotes lorsque l’adsorption pour le métabolite R471811 est saturée, l’adsorption pour le métabolite R417888 continue. Les sites d’adsorption du charbon actif semblent donc différents pour ces deux métabolites R471811 et R417888.
Une large gamme d’autres micropolluants (tel qu’énoncé dans la partie «Paramètres suivis au cours des essais») ont également été testés mensuellement dans l’eau brute et l’eau traitée. Leurs concentrations dans l’eau brute sont faibles. Dans l’eau traitée, les analyses effectuées ont montré que le charbon actif seul avec un temps de contact de 3 min et une vitesse ascensionnelle de 40 m/h n’adsorbe pas les composés 1H-benzotriazole et 5-méthyl-1H-benzotriazole. L’abattement de ces micropolluants avec le charbon actif et de l’ozonation est de l’ordre de 50%.
Quant à la charge minérale, le charbon actif ne modifie pas la composition en sels minéraux de l’eau.
Le taux de rétention de sels est de plus de 90% pour des membranes Keensen, Hydranautics et DuPont NF90 et d’environ 47% pour la membrane DuPont NF270.
La conductivité moyenne du perméat des membranes Keensen, Hydranautics et DuPont NF90 est aux alentours de 30 µs/cm. Cette valeur est de 294 µs/cm avec la membrane DuPont NF270. Le pH du filtrat est plus faible que celui de l’eau brute. Pour un pH moyen de l’eau brute à 7,4, celui des membranes avoisine 6, à l’exception de la NF270 pour laquelle, il atteint 7,2 à 7,3 en moyenne.
La dureté totale moyenne du perméat des membranes Keensen, Hydranautics et DuPont NF90 est inférieure à 2 °f. Cette valeur est de 14,9 °f pour la membrane DuPont NF270.
Pour les membranes Keensen, Hydranautics, DuPont NF90 et DuPont NF270 les taux d’abattement en absorbance UV à 254 nm sont respectivement de 88%, 92%, 76% et 68% et en COT sont respectivement de 87%, 89%, 78%, 76%.
Lors de toutes les durées des essais, aucune trace d’E. coli ou d’entérocoque n’a été décelée dans l’eau brute ou dans les perméats. Les GAM sont présents à de très faibles concentrations dans l’eau des sources de l’Orme et ils sont absents dans les perméats.
Toutes les membranes testées présentent de bonnes performances d’enlèvement des métabolites. La teneur des métabolites R471811 et R417888 reste en dessous de la limite de quantification pendant toute les durées des tests.
En ce qui concerne le suivi des autres substances micropolluantes, seuls le 5-méthyl-1H-benzotriazole et le 1H-benzotriazole n’ont pas été retenus par les membranes et ont donc été quantifiés dans le perméat. Ceci peut être expliqué par la taille de ces benzotriazoles qui est inférieure au seuil de coupure des membranes.
Le tableau 2 expose la synthèse des configurations testées et des résultats obtenus au cours de nos essais sur les différents pilotes.
Les premiers essais effectués sur les pilotes mettant en œuvre du charbon actif sur le réservoir de l’Orme ont permis de constater que l’élimination des métabolites du chlorothalonil est possible, mais au prix d’un renouvellement régulier du charbon actif.
L’ajout d’ozone en amont du charbon (à un taux de traitement de 1 ppm) a permis de prolonger la durée de vie du charbon en aval. Dans notre étude, l’ozonation a eu pour effet d’augmenter d’environ 32% la capacité d’adsorption du charbon actif pour le métabolite R471811, jusqu’à un seuil de qualité de 75 ng/l, et 18% jusqu’à 100 ng/l. Lors de l’utilisation du charbon actif avec de l’ozone, la surveillance des sous-produits de l’oxydation tels les bromates et chlorates est nécessaire.
Les essais sur le pilote Opacarb®FL se poursuivent actuellement sur le réservoir de Châtaigner où les concentrations en métabolites sont un peu plus conséquentes et où la répartition entre les métabolites n’est pas la même. Ces résultats attendus pour le second semestre de 2022 permettront de consolider l’ensemble des résultats acquis sur le réservoir de l’Orme. Ces tests en cours de réalisation sont effectués avec un temps de contact plus long (de l’ordre de 12 min), les premiers essais ayant été réalisés dans un souci de rapidité avec un temps de contact insuffisant (3 min) en comparaison à ce qui se fait d’ordinaire à niveau industriel. En effet, un certain temps de contact est nécessaire pour que l’adsorption s’effectue sur les sites actifs. Ainsi, certaines substances nécessitent des vitesses de traitement plus lentes que d’autres. Ce qui explique que les capacités d’élimination du R471811 (exprimées en µg R471811/g CA dans le tab. 2) soient deux fois supérieures sur charbon actif en grain lors de ces essais.
Il serait intéressant d’examiner la capacité d’adsorption des différents types de charbon actif afin de compléter ces tests. Dans cette optique, il est prévu dans une seconde campagne d’essais, de comparer différents charbon actifs sur le pilote CAG afin de déterminer le média qui sera le plus adapté dans le cadre de notre problématique de traitement.
Les différentes membranes testées permettent d’avoir un premier aperçu des rendements atteignables par ce procédé de nanofiltration. La technologie de nanofiltration sur membrane spiralée classique a fait ses preuves sur l’élimination des métabolites du chlorothalonil. La membrane Dupont NF270 dont le seuil de coupure testé est le plus élevé offre des résultats intéressants. Elle retient environ 50% des sels minéraux et 100% des métabolites du chlorothalonil, permettant ainsi de ne plus les détecter en sortie de traitement sur le réservoir de l’Orme. Toutefois, cette technologie implique des contraintes qu’il faut considérer dans la mise en œuvre sur site au cas par cas:
Suite à la réalisation d’essais préliminaires prometteurs en 2020, les essais de filtration se poursuivent actuellement sur le réservoir de Châtaigner sur un pilote de nanofiltration non conventionnelle, filtrant à plus faible pression (5 bars environ) et employant des membranes à fibres creuses (et non spiralées que l’on connaît classiquement), résistantes à la javel et au rétrolavage. Le seuil de coupure de 400 Da diminue les taux de rétention des métabolites ici ciblés, mais également des minéraux ce qui implique un besoin en reminéralisation moindre. Une réduction de la consommation en énergie est également attendue. Les résultats de ces essais sont attendus courant de l’été 2022.
Les pilotes examinés offrent différentes capacités d’élimination des métabolites du chlorothalonil de l’eau potable. Les résultats obtenus sont conformes à ceux issus des essais préliminaires publiés début 2020 par l’Eawag [2].
Les essais réalisés ont montré que les métabolites du chlorothalonil ont été adsorbés par le charbon actif. Toutefois, cette technique nécessite des taux de renouvellement du média conséquents à considérer. L’étape d’oxydation prolonge la durée d’utilisation du charbon actif, mais peut être responsable de la formation de sous-produits qu’il sera nécessaire de surveiller.
La filtration membranaire haute pression, quant à elle, permettrait une rétention totale de ces métabolites. Néanmoins, cette solution gourmande en énergie implique de nombreux compromis à ne pas négliger dans le choix de la filière de traitement (consommation en énergie, remise à l’équilibre, traitement des concentrâts).
Les essais se poursuivent actuellement. Les résultats de l’ensemble des tests sont attendus pour le second semestre de l’année 2022 et donneront lieu à une comparaison technico-économique afin de considérer les coûts d’investissement et d’opération des filières ici développées.
En parallèle des essais présentés dans cet article, le Service de l’eau de la Ville de Lausanne, est partenaire du canton de Vaud, RWB, Stereau et l’Eawag à l’occasion d’essais de pilotage sur charbon. Ils sont effectués depuis le début de l’année 2021 sur le site des puits de la Vernaz sur la commune de Corcelles-près-Payerne dans le cadre d’un fonds de recherche alloué par la SSIGE (FOWA). Ces essais permettent la comparaison des performances des technologies CarboPlus® et LUCA® avec la filtration conventionnelle sur charbon actif en grain. Ils donneront lieu à une nouvelle publication dans un prochain numéro d’Aqua & Gas.
[1] Eawag (2020): Fact sheet: Métabolites du chlorothalonil: un nouveau challenge pour l’approvisionnement en eau potable. https://www.eawag.ch/fileadmin/Domain1/Beratung/Beratung_Wissenstransfer/Publ_Praxis/Fiches_info/fi_chlorothalonilmetaboliten_f.pdf
[2] Office fédéral de l’agriculture OFAG (2020): Pertinence des métabolites de produits phytosanitaires dans les eaux souterraines et dans l’eau potable.
[3] Société Suisse de l’Industrie du Gaz et des Eaux SSIGE (2020): Argumentaire pour les distributeurs d’eau: «Argumentaire chlorothalonil». https://www.aquaetgas.ch/media/6333/2020-05-28-fr-argumentaire-chlorothalonil_v2_2.pdf
[4] Département Fédéral de l’Intérieur (DFI): Ordonnance du DFI du 16 décembre 2016 sur l’eau potable et l’eau des installations de baignade et de douche accessibles au public (OPBD, RS 817.022.11), version du 1er août 2021
[5] Office de la consommation OFCO (2021): Métabolites du chlorothalonil dans l’eau potable. https://www.vd.ch/fileadmin/user_upload/organisation/dse/scav/inspection/202101009_FAQ_chloro_V3.pdf
[6] Reinhardt, M. et al. (2017): Résidus de produits phytosanitaires dans les eaux souterraine. Aqua & Gas 11/2017: 84–95
[7] Kiefer, K. et al. (2019): Pflanzenschutzmittel im Grundwasser – Ergebnisse aus der NAQUA-Pilot-
studie «Screening». Aqua & Gas 11/2019: 14–23
[8] Hintze, S. et al. (2021): Determination of chlorothalonil metabolites in soil and water samples. Journal of Chromatography A 165. https://doi.org/10.1016/j.chroma.2021.462507
[9] Mechouk, C. et al. (2019): Traitement des micropolluants en station de potabilisation: cas de l’amélioration de la filière de traitement de Saint-Sulpice (Suisse). Techniques Sciences Méthodes 6/2019: 51–69
[10] Omlin, J.; Chesaux, L. (2010): Évaluation de charbons actifs en poudre (CAP) pour l’élimination des micropolluants dans les eaux résiduaires urbaines. https://www.grese.ch/Doc/Micropolluants/Evaluation%20de%20charbons%20actifs%20en%20poudre.pdf
Les auteurs remercient vivement les entreprises OTV Veolia (Cédric Cathelier et Philippe Sauvignet) et Wamax (Beate Wolfisberg et David Loperetti) pour la mise à disposition des pilotes Opacarb®FL (avec et sans ozone) et NF/OIBP respectivement, ainsi que SIMA-tec GmbH (Mark Enders) pour la conception/construction du pilote CAG. Sans oublier les bureaux CSD Ingénieurs (Marc Lambert et Simon Albers) et RWB (Tony Merle) pour les échanges et collaborations autour des unités pilotes.
Un grand merci également à Fereidoun Khajehnouri et à toute son équipe du laboratoire du Service de l’eau de la Ville de Lausanne pour les nombreuses analyses effectuées ainsi qu’à l’équipe Production de Pasquale Giordano pour la mise en place et le soutien à l’exploitation des installations.
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