Plateforme pour l’eau, le gaz et la chaleur
Les substances per- et poly-fluoroalkyles (PFAS) sont des composés chimiques synthétiques utilisés depuis des décennies dans des applications industrielles et grand public en raison de leurs propriétés intéressantes (hydrofuges et oléofuges notamment). Connus sous le nom de «polluants éternels» en raison de leur persistance, les PFAS sont omniprésents dans l’environnement, ce qui entraîne une exposition par le biais de l’eau potable, des aliments et de la poussière, et pose des risques pour la santé humaine et l'environnement. Pour réduire l’impact sur l’homme et prévenir une contamination diffuse de l’environnement, l’élimination de ces polluants des ressources en eau s’avère parfois nécessaire.
En Suisse, seules trois substances PFAS sont régulées dans l’eau potable depuis 2017 dans l’OPBD (RS 817.022.11): 0,3 μg/l pour le PFOS et le PFHxS et 0,5 μg/l pour le PFOA. Ces valeurs maximales sont obsolètes et trop élevées selon l’état actuel des connaissances et en comparaison aux normes internationales. Pour les États membres de l'Union européenne, la valeur maximale de la somme des 20 PFAS (acides carboxyliques et sulfoniques perfluorés principaux, C4-C13) sera fixée à 0,1 μg/l en 2026. Plusieurs pays, tels que le Danemark (0,002 μg/l) et l’Allemagne dès 2028 (0,02 μg/l), ont choisi d’adopter des mesures plus strictes pour la somme des quatre PFAS (PFOA, PFOS, PFNA et PFHxS).
Pour les rejets d’eaux de sites contaminés, l’ordonnance sur l’assainissement des sites pollués (OSites, RS 814.680) ne spécifie aucune valeur de concentration maximale pour les PFAS. Le besoin d’assainissement des sites pollués est évalué au cas par cas par le canton et l’OFEV en utilisant une valeur de concentration (valeur K) pondérée en fonction de la toxicité de 50 ng TEQ/l (TEQ = quantité équivalente toxique) pour la somme des 9 PFAS.
La législation Suisse est amenée à évoluer sous l’impulsion du Parlement qui a déposé deux propositions politiques [1, 2] qui demandent à fixer et à adapter des valeurs limites pour les déchets, les sols et les eaux de rejet et potables, et à restreindre l’utilisation de ces substances chimiques.
L’abaissement probable des normes représente un défi important pour les services de distribution d’eau, ainsi que pour les sites concernés par une contamination aux PFAS. Ces acteurs seront confrontés au choix du traitement le mieux adapté ainsi qu’à une augmentation significative des coûts de traitement afin de rendre l’eau conforme aux normes plus strictes attendues. Les procédés de traitement des PFAS les plus mûrs et implémentés sont des procédés de concentration des PFAS par adsorption ou filtration sur membrane haute pression:
L’adsorption sur charbon actif en grain (CAG) est souvent la solution de choix pour le traitement des PFAS, offrant un traitement simple et éprouvé. Toutefois, la capacité du charbon est réduite pour les PFAS à chaînes courtes et dans des eaux plus chargées en matière organique, impliquant un renouvellement plus fréquent du charbon.
L’adsorption sur résines échangeuses d’ions spécifiquement conçues pour l’adsorption des PFAS offre une plus grande capacité de sorption des PFAS que le CAG, notamment des chaînes courtes, mais le coût du média est nettement plus élevé. De plus, sa capacité à éliminer d’autres micropolluants cooccurrents est plus faible.
Les membranes d’osmose inverse ou de nanofiltration peuvent retenir intégralement les PFAS. Ces procédés membranaires nécessitent un investissement initial important, une qualité d’eau brute limpide, une consommation énergétique plus importante, et génère un volume important de concentrat chargé en PFAS.
Ces procédés de concentration génèrent un déchet solide ou liquide chargé en PFAS qui doit ensuite être évacué et traité thermiquement ou par un autre procédé de destruction oxydatif. Les traitements destructifs, tels que le SCWO (SuperCritical Water Oxidation) ou l’oxydation électrochimique, ont le potentiel de détruire les PFAS sans produire de flux de déchets. Toutefois, de nombreux écueils subsistent avant leur mise en œuvre à grande échelle (coût inconnu, nature des sous-produits dégradés), et ne sont pour l’heure pas adaptés aux sites nécessitant un traitement continu de grande capacité.
Chaque technique a ses avantages et ses inconvénients, avec une efficacité de traitement variable en fonction des particularités du site. Ainsi, le procédé optimal est spécifique à chaque cas et dépend de plusieurs facteurs, notamment des caractéristiques des PFAS présents dans l’eau (chaînes courtes ou longues), de la composition chimique de l’eau, de la présence d’autres contaminants, des spécificités ou contraintes locales et, finalement, des objectifs de traitement. Face à ces nombreux facteurs et spécificités, la réalisation d’essais pilotes facilite le choix du traitement le plus adapté, en permettant de quantifier l’efficacité d’un traitement, de valider la stabilité d’exploitation au cours du temps, et d’évaluer plus précisément les coûts opérationnels et d’investissement pour une installation de grande taille. De telles réflexions ont été menées en 2023 par Membratec en collaboration avec un partenaire pour le traitement d’eaux souterraines ayant subi une pollution aux PFAS, suite à l’utilisation de mousses anti-incendie. Les eaux souterraines du site sont pompées et traitées par adsorption sur CAG pour éviter de contaminer les eaux en aval, puis rejetées dans le milieu naturel en s’assurant de respecter la norme spécifique au site en question de 750 ng/l pour la somme des 4 PFAS (PFHxS, PFNA, PFOA et PFOS) fixée par l’autorité.
Avec l’abaissement futur probable des exigences de rejets, la pertinence de l’utilisation du CAG pour traiter les PFAS de ce site a été remise en question. Un pilote comparatif a donc été réalisé afin d’évaluer la faisabilité technique de différentes filières de traitement et d’en évaluer les coûts d’investissement et d’exploitation pour différents scénarios de rejet.
Trois filières ont été comparées à l’échelle pilote (fig. 1):
Ces filières ont été optimisées et monitorées sur une période allant jusqu’à 12 mois.
La colonne CAG représente la base de comparaison au traitement actuellement en place. Une colonne en PVC (diamètre intérieur = 57 mm) a été remplie à une hauteur de 0,8 m de charbon actif en grain Dolder® AC PURE S300 (Dolder) et exploitée, de haut en bas, à une vitesse de filtration linéaire de 8 m/h, ce qui correspond à un EBCT (Empty Bed Contact Time) de 6 min.
En parallèle, une colonne remplie de résine échangeuse d’ions spécifique aux PFAS a été testée. La colonne (diamètre intérieur = 36 mm), remplie de Purofine® PFA694E (Purolite) était alimentée d’eau brute à 16 m/h pour un EBCT de 3 min. Après 6 mois d’exploitation, la vitesse de filtration linéaire a été augmentée à 29 m/h afin d’accélérer la percée, tout en respectant les recommandations de dimensionnement du fournisseur.
Chaque colonne dispose d’une mesure du débit et d’un totalisateur de volume d’eau traitée dont les valeurs ont été relevées périodiquement. Le Bed Volume (BV), l’indicateur de performance du média filtrant, totalise le nombre de volume de lits d’eau traité par chaque colonne sur la durée de l’essai.
La nanofiltration permet la rétention d’éléments dissous, tels que les PFAS, avec des performances qui dépendent notamment du type de membrane et des paramètres d’exploitation. Les substances retenues sont concentrées dans une fraction du volume d’eau initial: le concentrat. Ce dernier, chargé en sels minéraux et autres molécules retenues, passe ensuite sur une résine spécifique PFAS (fig. 1). La combinaison de NF-Résine permettrait d’augmenter d’un facteur 4 l’efficacité des résines [3].
Le pilote de nanofiltration, entièrement automatisé, est équipé d’un module de nanofiltration Filmtec NF 270-400-34i (Dupont). Le module NF 270 a montré un bon compromis entre l’abattement des PFAS (pour l’exigence de rejet actuelle), le passage de sels et la consommation énergétique lors d’essais pilotes préliminaires comparant 3 modules de nanofiltration ayant des seuils de rejets différents.
Ce module a été choisi pour la suite du pilotage. A la suite d’une phase d’optimisation, Il a permis d’alimenter durant 6 mois une résine spécifique PFAS exploitée aux conditions identiques à la filière Résine. Le débit de traitement de la nanofiltration est de 0,9 m3/h pour un taux de recouvrement de 80%, sans usage d’anti-scalant.
Notons que le couplage de la nanofiltration avec un procédé destructeur de PFAS a également été testé en parallèle, mais la concentration des PFAS par nanofiltration s’est montrée inadaptée au bon fonctionnement du procédé aval en raison de la trop forte concentration de sels.
Sur une période de 12 mois, 26 échantillons d’eau brute ont été prélevés et analysés pour la présence de PFAS, divers micropolluants, ainsi que pour une caractérisation physico-chimique.
L’eau souterraine est dure (30 °F), peu chargée en matière organique (0,3 mg/l) et avec de faibles concentrations en ions potentiellement problématiques pour la nanofiltration (sulfates de baryum et strontium faiblement solubles pouvant causer un colmatage minéral), mais plus chargée en sulfates (108 mg/l), ions compétiteurs aux PFAS sur les résines.
La concentration des 9 PFAS varie entre < 10 et 2100 ng/l (fig. 2). Le PFOS a été détecté en plus grande concentration et avec la plus grande variabilité.
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Les performances de rétention des PFAS par la membrane dépendent de la taille moléculaire, mais aussi des groupes fonctionnels de la molécule, avec une meilleure rétention des acides carboxyliques que des acides sulfoniques (fig. 3, droite). Les concentrations des PFAS dans le filtrat sont inférieures à 70 ng/l. Les substances retenues sont ainsi concentrées d’un facteur 4 à 5, et le concentrat traité sur résine échangeuse d’ions.
Les colonnes (CAG et résines) ont été échantillonnées périodiquement afin de suivre l’évolution de la qualité de l’eau en sortie de chacune. Lorsque la capacité du média filtrant pour une substance donnée diminue et finalement s’épuise, la concentration du polluant dans l’eau traitée augmente progressivement jusqu’à atteindre, voire dépasser, la concentration dans l’eau brute.
Les concentrations de PFAS en sortie de la colonne CAG augmentent dès le début de l’essai (fig. 4 et 5). Les variations de la concentration entre 10–20 000 BV sont liées aux variations parfois importantes de la concentration des PFAS dans l’eau brute. Le seuil actuel de décharge est atteint après 55 000 BV. Pour un seuil de rejet plus bas, par exemple 100 ng/l, le CAG doit être remplacé après 10 000 BV.
Les résines ont une capacité d’adsorption bien supérieure et retiennent entièrement les 4 PFAS pertinents jusqu’à 80 000 BV. Dans l’objectif d’accélérer la percée, le débit d’eau brute à travers la résine a été doublé après environ 80 000 BV. L’augmentation du débit a été suivie d’une hausse progressive de la concentration en PFAS en sortie de la résine. A la fin de l’essai, après 160 000 BV, la concentration de la somme des 4 PFAS en sortie de la résine traitant l’eau brute était toujours stabilisée à 30 ng/l. En raison du colmatage des colonnes par des algues, le débit baissait progressivement entre les échantillonnages, ce qui pourrait expliquer la stabilisation de la concentration en PFAS de l’eau traité. Ce colmatage est lié aux conditions spécifiques d’exploitation à l’échelle pilote et n’est pas attendu sur une installation à grande échelle.
La colonne NF-Résine traitant le concentrat a pu traiter plus de 70 000 BV sur la durée du pilotage. Le seuil de rejet n’a également pas été atteint, bien que traitant une eau 4–5 fois plus concentrée en PFAS.
L’abattement des PFAS individuels est détaillé graphiquement à la figure 5. En accord avec la littérature [4–6], on observe sur les CAG et les résines une percée des PFAS à chaînes courtes en premier, suivis des PFAS à chaînes plus longues. Les PFAS sulfoniques (PFSA, en trait-tillé dans la fig. 5) sont également mieux adsorbés, ce qui retarde leur détection dans l’eau traitée.
On observe aussi un relargage des PFAS à courtes chaînes et des acides carboxyliques perfluorés (PFCA: PFBA, PFPeA, PFHxA), autant sur les charbons que sur les résines, avec pour conséquence des concentrations dans l’effluent des colonnes dépassant les concentrations de l’eau brute d’un facteur > 1,5. Ce phénomène de relargage est connu, lié à la meilleure affinité des PFAS à longues chaînes et des acides sulfoniques perfluorés pour les sites d’adsorption, causant le déplacement des chaînes plus courtes/PFCA moins fortement adsorbées [7].
Sur le pilote de nanofiltration, la perméabilité est restée stable tout au long du pilotage avec un flux moyen de production de 25 LMH (l/m2/h) et un taux de recouvrement moyen de 80%. Aucun nettoyage chimique n’a été nécessaire.
Sur les colonnes, des rinçages à contre-courant ont été nécessaires, notamment en été, afin de garantir la stabilité des débits d’exploitation de la colonne CAG et des résines. La résine NF a été particulièrement affectée par des problèmes de colmatage, en raison de la nature du concentrat, chargé en ions et en matière organique, ce qui a favorisé la prolifération d’algues dans l’IBC (Intermediate Bulk Container) de concentrat, malgré les mesures prises pour l’abriter de la lumière.
Une contamination par des PFAS à chaînes longues caractérise les eaux souterraines du site testé. Les pilotages réalisés avaient pour objectif de déterminer la filière de traitement la plus économique pour ce site.
Les coûts d’investissement (CAPEX) et d’exploitation (OPEX) pour une installation de 80 m3/h ont été estimés pour les 3 filières étudiées, à savoir le CAG, la résine et la nanofiltration couplée à la résine (tab. 1). Au vu de l’évolution probable des normes de rejet vers des seuils plus bas, les OPEX pour chaque filière ont été calculés pour la norme actuelle du site (∑4 PFAS < 750 ng/l) et pour un abaissement de la norme à 100 ng/l ainsi qu’à 30 ng/l.
| Â Â | CAGÂ Â Â | IEXÂ Â Â | NF+ IEXÂ Â | |||||||
| CAPEX | CHF HT | 261 000  | 204 000  | 621 000 | ||||||
| Emprise au sol | m2 | 50Â Â | 35Â Â | 150Â | ||||||
| Scénario de décharge |  | 750 ng/l | 100 ng/l | 30 ng/l | 750 ng/l | 100 ng/l | 30 ng/L | 750 ng/l | 100 ng/l | 30 ng/l |
| Media filtrant à remplacer | m3/an | 12,6 | 69 | 197 | 3 | 7 | 10 | 2,7 | 4 | 6 |
| Frais remplacement media | CHF/an | 21420 | 117470 | 334900 | 31847 | 72672 | 102480 | 76153 | 91427 | 110712 |
| OPEX (media, électricité, exploitation) | ct CHF/m3 | 5 | 21 | 58 | 7 | 14 | 19 | 15 | 17 | 21 |
| OPEX + amortissement 20 ans | ct CHF/m3 | 8 | 24 | 60Â | 9 | 16 | 21 | 20 | 23 | 26 |
Les CAPEX incluent les équipements, l’automatisme, la mise en service et la première charge de médias filtrants (CAG ou Résine), mais ne comprennent pas les coûts du génie civil en cas de nécessité de construction d’un bâtiment et ceux induits en cas de traitements complémentaires (prétraitement, autres polluants).
La filière résine présente les coûts d’investissement les plus faibles, suivie par le CAG et, nettement plus chère, la filière Nanofiltration-Résine. La spécificité des résines pour l’adsorption des composés perfluorés explique les coûts d’investissement plus avantageux pour cette filière: une adsorption efficace et rapide des PFAS sur ce type d’eau permet de dimensionner des cuves de plus petite taille et offre une emprise au sol plus compacte que le CAG ou la NF-Résine. La filière NF-Résine est la moins avantageuse dans l’optique ciblée d’un traitement prioritaire des PFAS. La complexité de cette filière, qui nécessite davantage d’ingénierie et d’équipements ainsi que le traitement du concentrat, rend cette filière peu concurrentielle dans l’optique de traiter uniquement les composés perfluorés sur une eau de type souterraine.
Les OPEX comprennent les coûts de remplacement et d’incinération du média filtrant, la maintenance et un amortissement de l’installation sur une période de 20 ans. La consommation de média attendue selon la norme de rejet est calculée selon les BV atteints par les filières en pilotage pour chacun des seuils de rejet.
Au seuil actuel de rejet (750 ng/l), les filières Résine et CAG coûtent environ 8 ct par m3 d’eau traitée, tandis que la filière NF-Résine plus du double. La résine est plus chère que le charbon, toutefois sa capacité d’adsorption nettement plus élevée compense le coût du média supérieur et permet d’équilibrer les dépenses opérationnelles par rapport au charbon actif au seuil de décharge actuel. Les coûts d’exploitation de la filière Résine n’augmentent que lentement avec la diminution du seuil de rejet (fig. 6). En cas d’abaissement du seuil à 100 ng/l ou à 30 ng/l, cette variante apparait comme la plus intéressante, avec des économies estimées à 47 000 CHF/an au seuil de 100 ng/l et 235 000 CHF/an au seuil de 30 ng/l par rapport au CAG. Les fortes différences de coût entre le CAG et la résine aux seuils de rejets inférieurs sont attribuées à la faible capacité d’adsorption du CAG, ce qui implique un remplacement fréquent. Les coûts de transport et d’élimination, plus faibles pour la résine, génèrent des économies supplémentaires en termes d’OPEX, économies qui augmentent avec un abaissement progressif du seuil de rejet. La filière NF-Résine présente des coûts d’exploitation stables. Toutefois, les coûts d’investissement élevés de la nanofiltration rendent ce traitement économiquement non viable.
Cette étude technique et économique qui compare trois procédés de traitement des PFAS pour différents scénarios de rejet, met en évidence l’impact du durcissement, probable dans un proche futur, des exigences légales sur les coûts de traitement. Ainsi, les essais pilotes permettent une évaluation plus précise des performances de traitement afin de faciliter le choix du traitement optimal. Le choix de la technologie la plus appropriée dépend de nombreux facteurs, et aujourd’hui, l’incertitude sur le niveau d’abaissement des normes et l’évolution constante de la liste des polluants pertinents sont un vrai casse-tête pour les responsables des sites contaminés et des ressources en eaux polluées.
Cette étude démontre la pertinence d’un pilotage pour l’élimination des PFAS où le choix du traitement optimal est intimement lié à la qualité de l’eau brute mais aussi fortement aux normes de rejet en vigueur. Dans ce cas particulier d'une eau souterraine impactée uniquement par des PFAS, le CAG peut prévaloir comme la solution abordable pour des normes de rejet actuelles qui sont élevées. La variante avec résine est la plus appropriée pour une valeur de rejet plus basse autant au niveau de l’efficience qu’au niveau financier.
Des normes plus strictes poussent également à l’optimisation des procédés pour économiser les ressources. L’utilisation de charbon actif en poudre super-fin couplé à l’ultrafiltration et répondant à un large spectre de polluants [8, 9] est une alternative qui mérite d’être évaluée pour les composés perfluorés.
De plus, la recherche de matériaux adsorbants plus efficaces et plus performants se poursuit afin de mieux répondre au large spectre de PFAS dans l’environnement et d’augmenter leur sélectivité et leur capacité d’adsorption.
Finalement, la gestion des déchets contaminés par les PFAS doit être prise en compte dans l’évaluation des coûts de toute technologie. Actuellement, en l’absence de technologies destructrices de PFAS à grande échelle, les filières de traitement disponibles doivent viser à réduire au maximum le volume des déchets contenant des PFAS; car les médias saturés exigent un traitement thermique pour garantir la destruction complète des PFAS.
[1] Maret, M. (2022): Définition dans les ordonnances de valeurs spécifiques aux PFAS. Motion 22.3929
[2] Moser, A. (2022): Plan d’action pour la réduction de l’exposition de l’homme et de l’environnement aux substances chimiques persistantes. Postulat 22.4585
[3] Franke, V. et al. (2019): Efficient removal of per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs) in drinking water treatment: nanofiltration combined with active carbon or anion exchange. Environ. Sci. Water Res. Technol. 5: 1836–1843.
[4] Dixit, F. et al. (2021): PFAS removal by ion exchange resins: A review. Chemosphere 272: 129777.
[5] Gagliano, E. et al. (2020): Removal of poly- and perfluoroalkyl substances (PFAS) from water by adsorption: Role of PFAS chain length, effect of organic matter and challenges in adsorbent regeneration. Water Res. 171: 115381.
[6] Yu, Q. et al. (2009): Sorption of perfluorooctane sulfonate and perfluorooctanoate on activated carbons and resin: Kinetic and isotherm study. Water Res. 43: 1150–1158
[7] Hayman, N. et al. (2023): Water quality impacts on sorbent efficacy for per- and polyfluoroalkyl substances treatment of groundwater. Remediat. J. 33: 89–100.
[8] Bonvin, F. et al. (2023): Charbon actif: une question de taille? Aqua Gas 12/2023: 24–30
[9] Bonvin, F et al. (2021): Elimination des micropolluants par CAP super-fin. Aqua Gas 1/2021: 40–46
Zusammenfassung
Membratec tient à remercier chaleureusement le partenaire pour la confiance témoignée, la mise à disposition du site et le soutien apporté par ses collaborateurs tout au long du projet. Les auteurs remercient leurs collaborateurs Dany Jaco, José Mota et Fabrice Merz impliqués dans la construction, la mise en route et le suivi du pilotage, Joëlle Seppey pour les analyses en laboratoire, Alexandre Bagnoud et Basilius Thalmann (FHNW) pour la relecture attentive. Merci à également Dolder et Purolite pour la mise à disposition des médias filtrants.
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