Progrès récents dans l'utilisation du charbon actif pour le traitement des eaux

S.L.E.E.

INTRODUCTION

La prise de conscience des problèmes posés par la présence des matières organiques dans les eaux destinées à l'alimentation humaine a suscité un engouement considérable pour les traitements d’adsorption et plus particulièrement pour l'utilisation du charbon actif.

Malgré toutes les études dont il a fait l'objet, le mécanisme d'action du charbon actif reste cependant encore mal connu :

• — La majeure partie de ces études fut orientée vers le traitement des eaux usées et leurs conclusions ne sont que partiellement transférables au traitement des eaux potables.
• — Les phénomènes d'adsorption de substances pures ou en mélanges simples, en conditions statiques (expériences en « batch ») sont relativement bien compris. Par contre l’adsorption en dynamique d'un mélange complexe de substances organiques — de concentrations sans cesse variables — comme les eaux naturelles, demeure encore bien obscure.
• — Au mécanisme d'adsorption purement physico-chimique se superpose un phénomène de biodégradation dont l'importance relative, objet de bien des spéculations, n’a pas encore été évaluée de façon satisfaisante.

Pour ces raisons, au moins, la conception des ouvrages nécessaires à la mise en œuvre du charbon actif est très empirique et donne lieu au développement d'installations de traitement de configurations parfois bien fantaisistes. Des travaux récents apportent cependant quelques éléments de réponse aux questions posées et permettent de limiter les errements actuels. Plutôt que de présenter de façon exhaustive le sujet du traitement des eaux potables par le charbon actif (voir référence 2, 9, en particulier), l'auteur s'attache ici à discuter à la lumière de ces recherches les points les plus controversés. Plus qu'une analyse de travaux, cet article constitue donc une présentation d'idées dont l'objectif est, bien entendu, de stimuler la discussion et de faire ainsi progresser nos connaissances sur le traitement des eaux.

QUELQUES RAPPELS :

Le Charbon Actif

Le charbon actif est un terme général qui décrit une large gamme de substances amorphes carbonées préparées « activées » de façon à posséder un très haut degré de porosité. Grâce à cette importante surface développée qui dépasse souvent 1 000 m²/g, le charbon actif est un adsorbant effi-

ceux qui peut enlever de l'eau la plupart des matières organiques solubles qu'elle contient. La surface totale, même si elle constitue le critère le plus important, ne doit cependant pas être seule considérée. La taille des pores, leur forme (ou plutôt la répartition des tailles) sont également des paramètres déterminants.

1 — Structure :

Structurellement, le charbon actif peut être considéré comme formé de microcristaux de graphite plus ou moins bien reliés entre eux (Fig. 1). Chaque microcristal comprend lui-même un empilement de quelques feuillets (10 à 20) cristallins ayant la structure du graphite pur. La taille d'un cristallite est donc de quelques nm. Le bord des feuillets, comme chaque fois qu'il y a discontinuité de la matière, porte des groupes fonctionnels ; la surface des feuillets, par contre, ne porte pas de charges.

2 — Micropores - Macropores :

La première étape dans la fabrication du charbon actif est la pyrolyse de la matière première de façon à produire un résidu carboné. Ensuite, la porosité du charbon actif est développée par oxydation ménagée jusqu'à atteindre environ 50 % du résidu pyrolysé. D'une façon très générale cette porosité est constituée de tunnels et de crevasses entre les microcristaux de graphite ; c'est la macroporosité (60 nm < diamètre apparent < 10 µm) et de fissures à l'intérieur des microcristaux entre les feuillets de graphite : c'est la microporosité. On distingue parfois également une zone de taille intermédiaire (2 nm < diamètre apparent < 60 nm) appelée mésoporosité. La figure 2 représente la répartition de ces tailles de pores pour un charbon actif couramment utilisé en eau potable ; elle montre clairement l'importance considérable que représentent les micropores.

Par ailleurs, c'est dans les micropores surtout, que se développeront les phénomènes d'« adsorption vraie ». Dans les macropores, les radicaux libres portés par le bord des feuillets pourront par contre créer des phénomènes de fixation relativement différents, chimiques ou électrostatiques.

L'accès aux micropores pour les molécules d'adsorbat (substance adsorbée) sera donc long et difficile et l'on voit déjà que la cinétique des phénomènes joue dans l'adsorption un rôle considérable.

3 — Poudre ou Grains :

Le charbon actif peut être facilement fabriqué à partir de nombreuses matières organiques (houille, tourbe, bois, coquilles de noix, déchets organiques, etc.) à un coût raisonnable et avec une grande variété de propriétés permettant ainsi de s'adapter relativement bien aux applications qu'on veut en faire. Une des caractéristiques les plus importantes, du point de vue de la mise en œuvre du charbon, est la taille de ses particules. On distingue ainsi le charbon en poudre (CAP) et le charbon granulé (CAG) dont la taille des particules est généralement supérieure à 0,1 mm. Les phénomènes d'action sont les mêmes, d'autant que la plupart des CAG sont eux-mêmes constitués de poudre agglomérée. Le CAG présente néanmoins au niveau de la mise en œuvre des avantages décisifs :

• Il est facile à séparer de l'eau et peut être régénéré efficacement et économiquement.
• Il permet de constituer des lits où la concentration en adsorbant/adsorbat est énorme et où les rendements d'élimination peuvent donc être très poussés.

C'est donc surtout de lui dont nous parlerons ici.

Les Mécanismes de l'adsorption :

L'adsorption consiste en une accumulation de substance à la surface du charbon. Le phénomène est régi par :

• les conditions d'équilibre adsorbant/adsorbat et donc l'ampleur de la fixation à la surface du charbon ;
• les mécanismes de transfert des molécules d'adsorbat vers les sites d'adsorption.

La fixation est liée essentiellement à des forces de type Van der Waals (induction d'interactions dipôle-dipôle) agissant sous de très faibles distances. Les forces électrostatiques jouent peu et, d'une façon générale, les molécules peu ou pas polaires sont mieux retenues. Il existe également des phénomènes de chémisorption par réaction entre les radicaux des adsorbats et ceux de la surface du charbon.

Les phénomènes d'adsorption et en tout cas les conditions d'équilibre sont traduits de façon satisfaisante par l'équation de l'isotherme de Langmuir ou même par l'équation de Freundlich.

x/m = k C¹⁄ⁿ

où x est le poids d'adsorbat (polluant adsorbé) ; m le poids d'adsorbant (CAG) ; k et n des constantes

caractéristiques : C la concentration en polluant restant dans l'eau.

Notons que cette équation met en valeur l'importance de la concentration relative en substance éliminée et en charbon. Plus la valeur de x/m est faible (grande quantité de CAG par rapport à l'eau) plus le niveau d'épuration (C) peut être poussé.

Les hypothèses faites sont cependant très restrictives :

— adsorption localisée sans interaction latérale,

— une seule molécule adsorbée par site,

— tous les sites ayant la même énergie.

Aucune migration, désorption, interaction... des molécules adsorbées n'est donc théoriquement possible, alors que celles-ci sont fréquemment observées dans la réalité.

L'ampleur de l'adsorption est donc presque toujours mesurée expérimentalement. Ces mesures sont réalisées dans des flasques (« batches ») où l'on met en présence une certaine quantité de charbon et d'eau contenant les substances à adsorber. Il s'agit d'une évaluation « statique ».

En réalité cette mesure traduit mal la réalité du fonctionnement d'un filtre à charbon où les mécanismes de transfert — et donc la cinétique de l'adsorption — jouent un rôle déterminant. Plusieurs modèles ont été proposés pour reproduire cette cinétique, mais peu n'avaient jusqu'à présent donné satisfaction. L'évaluation des performances d'un lit de CAG se fait donc essentiellement par essai sur colonne (essais en « pilote »), cas par cas et souvent sur des périodes de temps considérables.

Une autre gêne à la compréhension des phénomènes cinétiques et donc à la mise au point de modèles prédictifs fiables vient également du fait que le CAG, bien plus que d'adsorber, joue de multiples rôles.

Les multiples rôles du charbon actif

Le rôle principal du charbon actif est bien sûr d’enlever par adsorption les matières organiques de l'eau. Il a cependant de nombreux autres rôles dont l'importance peut être appréciable selon les conditions dans lesquelles il est utilisé.

— Le charbon actif décompose (action catalytique sans rapport avec l'adsorption) les oxydants et contribue donc à déchlorer, déozoner, enlever l'oxygène dissous... L'aptitude avec laquelle il décompose les désinfectants favorise le développement en son sein de phénomènes biologiques.

— Le charbon actif favorise la déferrisation, démanganisation.

— Il permet l’enlèvement des métaux lourds.

— Il assure l’enlèvement des matières en suspension en tant que matériau filtrant.

— Le charbon actif sert enfin de support biologique et permet, en tant que tel, d'éliminer l'ammoniaque et les autres polluants mentionnés ci-dessus.

Les matières organiques

L'adsorption enlève de l'eau les matières organiques sans les modifier. Elle présente donc par rapport à l’oxydation un avantage décisif pour l'enlèvement des matières organiques.

La tendance est à l'heure actuelle d'utiliser de préférence les traitements d’enlèvement ou de séparation. Les domaines d'utilisation de ces traitements sont résumés sur le tableau 1.

Le traitement d’adsorption s'adresse surtout aux molécules dissoutes dont les tailles sont les plus fines. Quand la taille des molécules organiques croît au-dessus du nm (et a fortiori quand elles atteignent les tailles colloïdales), on peut également les éliminer par une séparation plus conventionnelle préparée par une coagulation et une floculation. La taille des particules n'est cependant pas le seul paramètre qu'il faille considérer pour évaluer la traitabilité d'une eau. D’autres caractères (la polarité, et le caractère volatil par exemple) déterminent également l'efficacité que pourra avoir un traitement d'élimination. Le tableau 2 donne ainsi un exemple de l'efficacité de différents traitements en fonction des caractéristiques plus générales des matières organiques.

Pour simplifier et mieux faire comprendre le domaine d'action du charbon actif, on peut à la suite d'autres auteurs (8, 9) distinguer deux grandes catégories de matières organiques :

[Figure : Tableau 2. Efficacité des procédés de traitement en fonction des caractéristiques des matières organiques (réf. 4).]

a) Les matières organiques d’origine naturelle ou issues de leur traitement dont la concentration est toujours très supérieure au microgramme par litre. Ces matières organiques sont évaluées par des paramètres globaux (« lumped parameters ») comme :

• • le carbone organique total (TOC),
• • l’oxydabilité au permanganate (COD-KMnO₄),
• • l’absorption des rayons U.V.,
• • la fluorescence,
• • les précurseurs d’haloformes (THM F.P.),
• • les organo-halogénés totaux (TOX),
• • les goûts et les odeurs,
• • la couleur.

b) Les micropolluants organiques d’origine synthétique dont les concentrations individuelles sont généralement inférieures au microgramme par litre. Ces micropolluants sont identifiés un par un et la liste qu’on en a ne cesse de grandir.

Le charbon actif est bien sûr indispensable pour éliminer de façon fiable les produits des deux catégories. Cependant, si tout le monde s’accorde à dire qu’il faut éliminer ceux de la catégorie (b), la nécessité d’enlever ceux de (a) est encore fort controversée. On connaît en fait mal le rôle que jouent ces matières organiques. Elles réagissent avec les oxydants utilisés pour la désinfection et conduisent à la formation de sous-produits indésirables (haloformes, …). Ces matières organiques servent également de substrat aux réactions biologiques et contribuent à la dégradation de l’eau dans les réseaux de distribution. La nécessité de contrôler ces phénomènes obligera donc les traiteurs d’eau à étendre l’objectif du traitement par le CAG à l’élimination des composés (a).

Les mécanismes d’enlèvement des substances du premier groupe (a) sont plus faciles à cerner. C’est d’ailleurs d’eux dont nous allons parler. Leur concentration est relativement constante dans le temps alors que la concentration en substance du type (b) dans l’influent est extrêmement variable. Les phénomènes de compétition entre substances, de déplacement et de désorption peuvent donc, dans le cas (a), être négligés.

Tendances des normes de qualité des eaux potables :

La distinction entre « matière organique globale » et micropolluants est d’ailleurs reprise par les nouvelles réglementations sur la qualité des eaux potables. La réglementation américaine en particulier s’en est fortement inspirée (voir 9) dans la classification des substances organiques synthétiques (SOC). Ces polluants proviennent, dans l’eau potable, de deux sources principales :

1. 1 — Les matières organiques ayant réagi avec les oxydants utilisés lors du traitement. Ces polluants « néoformés », qui représentent en poids l’essentiel des SOC, sont essentiellement dus à la présence de matières organiques naturelles de la catégorie (a). Les acides humiques réagissent ainsi avec le chlore pour former les trihalométhanes (THM) et des composés halogénés en général (TOX).
2. 2 — Les polluants issus directement ou indirectement d’activités industrielles (pesticides) ou du lessivage des chaussées par les eaux de ruissellement. Leur concentration est beaucoup plus faible. Ce sont les substances de la classe (b).

Il existe bien d’autres mesures que l’utilisation de CAG pour réduire, voire éliminer les composés de (1).

Par contre, si l'on veut vraiment maîtriser tous ces composés (et pas seulement les produits chlorés !), il faut utiliser le CAG. L'administration américaine avait d'ailleurs demandé dans son premier projet que son usage soit imposé.

CONNAISSANCES NOUVELLES EN MATIÈRE D'ADSORPTION :

Importance de la modélisation

La conception « a priori » d'une installation de filtration sur CAG nécessite la mise au point d'un modèle. Malheureusement, jusqu'à une époque très récente, aucun modèle n'avait su décrire les phénomènes de façon satisfaisante. La compréhension des mécanismes déterminant l'efficacité de l’adsorption est indispensable à la modélisation correcte du fonctionnement d'un filtre à charbon actif. Cependant, ces mécanismes ne sont pas simples. Par exemple, il a été montré que, à côté de l’adsorption, la biodégradation peut également intervenir dans l’enlèvement des matières organiques par les filtres à charbon. Ainsi (Figure 3), l’enlèvement des matières organiques, qui se prolonge dans le long terme, est souvent attribué à la biodégradation. La période initiale où le charbon fait preuve d'une grande efficacité mais pendant un temps relativement court, est considérée comme représentant la période « d’adsorption » proprement dite. En effet, la cinétique d'adsorption est généralement considérée comme assez rapide et les mesures de la capacité d’adsorption d'un charbon actif portent généralement sur des courtes périodes (inférieures à 2 jours).

Cinétique d'adsorption lente.

Des travaux récents réalisés par Benedek et son équipe (1, 6, 7) ont cependant montré qu'une cinétique d'adsorption très lente avait également lieu et se poursuivait sur des périodes de plusieurs mois.

Dans leurs études, Benedek et ses étudiants, observèrent une anomalie en modélisant des cinétiques d'adsorption. La Figure 4 indique la forme générale de la cinétique d’adsorption mesurée en « Batch » pour l'orthochlorophénol. Quand ils essayèrent de faire coïncider les points mesurés avec un modèle de diffusion comme celui développé par Weber et al. (in 9), ils s'aperçurent qu'il était impossible d'y parvenir, quelle que soit la valeur du paramètre de diffusion (Ds) choisie.

La raison de cette mauvaise corrélation était principalement due au soin avec lequel ils établirent leur isotherme. Les capacités qu'ils trouvèrent furent bien en excès de celles généralement rapportées, étant donné que même avec des charbons en poudre, ils avaient dû attendre plus d'un mois pour obtenir la même capacité (Figure 5). Ils s'assurèrent de l’absence d'action bactérienne en nettoyant scrupuleusement et en stérilisant la verrerie et l’eau nécessaire pour préparer leur solution. À la fin, ils vérifièrent l'absence de bactéries et notèrent que :

• — les isothermes obtenus par le charbon en poudre et le charbon en grains étaient identiques ;
• — l’équilibre apparent une fois atteint, les solutions continuaient à contenir les mêmes concentrations en adsorbat quel que soit le temps.

Après de nombreuses investigations, ils conclurent qu'il doit y avoir deux sortes de cinétiques d’adsorption dans le charbon actif ; une adsorption initiale relativement rapide suivie par une adsorption lente.

Cette adsorption lente avait déjà été suggérée par des auteurs précédents, mais n’avait jamais encore été prise en compte dans la modélisation. Benedek et son équipe expliquèrent l’existence de l’adsorption lente par les limitations surtout physiques qu’opposent les micropores à la progression des molécules. Ils proposèrent donc deux cinétiques d’adsorption elles-mêmes liées à la diffusion dans les macropores puis dans les micropores. Ils arrivèrent, en prenant en compte ces deux phénomènes, à mettre sur pied un modèle permettant de prévoir de façon très satisfaisante l’évolution des performances d’un filtre à charbon actif sur la base d’un isotherme et d’un modèle avec trois paramètres de diffusion. La forme des courbes d’épuisement (« breakthrough ») produites par leur modèle présente la « queue » caractéristique qu’on observe sur les filtres utilisés pour le traitement des eaux (Figure 6). Ce modèle, nous le verrons plus loin, testé sur une eau de surface (6), a donné des résultats remarquables.

Les étapes de l’adsorption.

En résumé, on peut considérer maintenant que le

mécanisme de l’adsorption se déroule selon les étapes suivantes (Figure 7) :

1. 1 — Diffusion des molécules au travers du film liquide entourant les particules de CAG.
2. 2 — Transfert de ces molécules d’adsorbat de la phase liquide à la phase solide.
3. 3 — Diffusion le long des parois des macropores. Ces trois premières étapes peuvent être franchies relativement rapidement.

Enfin,

4. 4 — Une diffusion lente des macropores vers les micropores. Cette étape peut se prolonger sur plusieurs mois.

Les phénomènes de déplacement chromatographiques (désorptions), qui sont observés quand on raisonne sur des substances à l’état de traces, peuvent être négligés quand on étudie l’abattement d’un paramètre organique global comme TOC.

Mais ceci ne concerne que l’adsorption et ne nous dit pas la place qu’occupe la biodégradation.

LE POINT SUR L’IMPORTANCE DE LA BIODÉGRADATION DANS L’ÉLIMINATION DES MATIÈRES ORGANIQUES

Le CAG comme réservoir bactérien.

Les recherches faites au cours de la dernière décennie ont fait ressortir l’existence de populations microbiennes importantes au sein des filtres à CAG. On a donc craint que le CAG puisse constituer une source de contamination microbienne pour l’eau.

On peut cependant tirer des conclusions rassurantes de ces recherches (1) :

• — les bactéries s’adsorbent rapidement sur le charbon actif. On a noté au bout de quelques jours des quantités de bactéries atteignant 10⁶ cellules par gramme de CAG.
• — au départ, la rétention des bactéries sur le filtre est presque complète. L’effluent en contient peu. Par la suite la teneur en bactéries dans l’effluent s’élèvera jusqu’à atteindre à peu près celle de l’influent, surtout si le filtre est lavé peu fréquemment.

Le charbon actif biologique.

Parallèlement au travail sur les aspects microbiologiques de ces filtres, des chercheurs ont commencé à étudier les mécanismes d’élimination de la matière organique et ont postulé que c’est la dégradation biologique plutôt que l’adsorption sur le charbon actif qui est le principal responsable de l’élimination de ces substances dans les filtres à CAG, particulièrement après une longue période de temps. Ainsi, un nouveau terme, « Charbon Actif Biologique » (CAB) est né et, dans l’esprit de beaucoup, le CAB est encore regardé comme une panacée qui peut substantiellement réduire la concentration en carbo-

ne organique à un très faible coût. Les raisons avancées pour expliquer la supériorité du charbon actif comme support biologique peuvent être résumées de la façon suivante :

• a) Le charbon actif élimine les désinfectants et, d'une façon générale, les substances toxiques pour les bactéries.
• b) Le charbon actif améliore la fixation bactérienne, particulièrement quand la vitesse de l'eau (vitesse de filtration) s'accroît.
• c) La concentration en substrat organique utilisable par les bactéries est plus importante à la surface du charbon actif qu'à la surface d'un matériau non adsorbant (sable).
• d) Les bactéries sont capables de dégrader les substances adsorbées dans les pores du charbon actif et de réaliser ainsi une biodégradation.
• e) La concentration en oxygène dissous est plus élevée à la surface du charbon.

Pour confirmer ces spéculations et apporter ainsi une « preuve » à la supériorité biologique du charbon actif, la plupart des chercheurs proposent :

• — des mesures de la consommation d'oxygène dissous,
• — des mesures de CO₂ libéré,
• — des dénombrements bactériens,
• — des mesures d'ATP.

Mythes et réalités.

Si l'on reprend les raisons énoncées ci-dessus, on s'aperçoit que peu d'entre elles résistent en fait à l'examen critique de la réalité. Les assertions (a) et (b) sont généralement justifiées. Encore faudrait-il définir avec précision la vitesse de filtration à laquelle le grain de charbon devient un milieu de fixation bactérien supérieur aux autres (et en particulier au sable) : il est possible que cette vitesse soit sensiblement supérieure aux quelques m/h généralement utilisés.

Les autres raisons paraissent cependant injustifiées et aucune d'elles ne peut, à notre avis, servir de preuve à une éventuelle supériorité du charbon actif.

La raison (c), par exemple, semble être le fruit d'une erreur de raisonnement. La figure 8 représente de façon schématique l'évolution relative de la concentration en matières organiques quand on se rapproche de la surface d'un grain de charbon et de celle d'un grain de sable. Tout porte en effet à penser que cette concentration est plus élevée à la surface du grain de sable qu'à celle du grain de charbon. Il est donc probable que les bactéries fixées à la surface de ce dernier se trouvent dans des conditions moins favorables. Il faut bien entendu souligner que les bactéries (et ceci est en concordance avec toutes les observations faites jusqu'à présent) se situent uniquement à la surface extérieure du grain de charbon (et peut-être aux débouchés extérieurs des macropores), mais jamais à l'intérieur.

La raison (d), qui provient essentiellement d'observations faites sur le traitement d'eaux usées, paraît totalement injustifiée dans le cas d'eaux potables. Il est bien plus probable que les matières organiques accumulées au fond des micropores du charbon soient hors d'atteinte (même par les enzymes extracellulaires) des bactéries et surtout qu'elles soient essentiellement constituées de substances non dégradables. Il a d'ailleurs été montré dans plusieurs cas que les bactéries étaient incapables d'utiliser les substances extraites de charbon actif (1, 10). Il apparaît donc enfin que la régénération biologique est un mythe !

On peut, pour réfuter le point (e), utiliser le même raisonnement que pour le point (d). Quant à l'oxygène fixé à la surface du charbon, il est certainement difficilement directement utilisable par les bactéries. Finalement, en ce qui concerne les mesures de respiration endogène, de dénombrement bactérien et d'ATP, disons clairement qu'elles ne signifient en aucun cas que les bactéries, effectivement présentes sur le charbon, éliminent une quantité appréciable de matières organiques. On s'étonne d'ailleurs que tant de chercheurs confondent respiration et alimentation !

LES ESSAIS DU MONT-VALÉRIEN

Des essais récents réalisés sur l'usine du Mont-Valérien dans la région parisienne ont apporté d'intéressants compléments à la compréhension de l'action du CAG. Ces essais, qui font l'objet d'une première publication (6) couronnée par le Prix Chemviron 1989, méritent d'être résumés ici. Ils ont en particulier permis :

• — d'apprécier l'efficacité d'un traitement CAG pour traiter l'eau de la Seine en aval de Paris et ceci dans divers cas d'utilisation possible (voir figure 9).

— évaluer l'importance relative de l'adsorption et de la biodégradation dans ce cas particulier.

— tester le modèle proposé par l'équipe canadienne de Benedek.

La Figure 9 reproduit de façon schématique l'installation d'essai. Les filtres lents — à sable et à charbon PKST — ont des surfaces de 50 m², ce qui permet d'affirmer que les résultats obtenus sont représentatifs d'un fonctionnement industriel. La vitesse de filtration dans les filtres lents était de 0,6 m/h et de 8,3 m/h dans les filtres rapides à CAG. Les hauteurs de charbon étant telles que le temps de contact (EBCT) pour tous les filtres était de 14,5 minutes.

Les principaux résultats pour l’élimination du TOC sont représentés sur le tableau 3. On voit en particulier que :

• Les filtres lents à sable (F9) traitant une eau ayant subi un traitement physico-chimique classique (coagulation, floculation, décantation, filtration rapide sur sable) éliminent en moyenne 10 % du TOC.

• Les filtres lents avec charbon actif PKST (F7) éliminent 25 % du TOC.

• Une ozonation préalable modifie peu ces valeurs.

• Les filtres rapides sont plus efficaces que les filtres lents et éliminent jusqu’à 40 % du TOC.

Les tailles effectives des particules de sable et de charbon utilisés étaient fort comparables. La densité bactérienne semblait d'ailleurs fort comparable à la surface des grains des deux matériaux.

Si l'on porte en graphique cumulé le TOC éliminé par les filtres lents à sable, on obtient une droite (Figure 10). Si par contre on retranche cette élimina…

Tableau 3. Élimination du TOC au cours d’un an d’essai au Mont-Valérien (janv. 1979 – janv. 1980).

En soustrayant l'élimination due à l'effet biologique de celle observée sur le CAG, on obtient une courbe qui tend vers une asymptote (Figure 11), indicatrice d'un charbon saturé. L’élimination biologique du TOC dans les filtres à sable et dans les filtres à charbon doit donc être fort comparable et égale à 10 % environ. La supériorité du filtre à charbon n'est donc due qu'aux phénomènes d’adsorption.

L'application du modèle de Benedek, utilisant la théorie de l'adsorption lente, a donné une courbe « prévisionnelle » en remarquable concordance avec la courbe mesurée (Figure 11).

Il y aurait beaucoup plus à dire sur ces essais mais, pour rester dans le cœur de notre propos, bornons-nous ici à en résumer les principales conclusions :

— Les filtres à CAG sont très efficaces pour éliminer le TOC. Ils permettent une élimination supplémentaire allant jusqu'à 40 % (F1) en moyenne sur un an avec un temps de contact de 14,5 mn, ce qui est considérable. — Sur ces filtres la biodégradation contribue pour moins de 10 % (F1) à l'abattement du TOC. Le reste est dû à l'adsorption. — Il existe une cinétique d’adsorption lente qui traduit bien la réalité et diminue ainsi l'importance que l'on peut accorder à la biodégradation. Sur un filtre F1, cette adsorption lente peut représenter encore, après plusieurs mois de fonctionnement, un abattement de 15 à 20 % du COT. La prise en compte de ce mécanisme très lent a permis la mise au point d’un modèle dont l'usage sera extrêmement précieux pour optimiser la conception et l'utilisation des filtres à CAG.

NOUVELLES TENDANCES POUR LA MISE EN ŒUVRE DU CAG

Voyons rapidement, pour finir, les principales caractéristiques technologiques du traitement au CAG qu'inspirent d'ailleurs directement les considérations que nous venons de faire.

Position dans la filière de traitement.

La filtration sur CAG est un traitement coûteux (voir plus loin) et elle doit donc être placée à l'extrémité de la filière de traitement, quand les matières organiques, qui demeurent dans l'eau, ne peuvent plus être éliminées que par lui.

Filtration biologique.

La biodégradation, même si son rôle reste modeste pour éliminer le TOC, présente un aspect positif qu'il faut favoriser. Les bactéries éliminent les substances facilement assimilables (AOC) et limitent les phénomènes de reviviscence dans le réseau de distribution.

Cette action biologique permet également d'éliminer (partiellement) l'ammoniaque. Il ne faut cependant pas confondre les rôles du CAG : c'est avant tout un adsorbant et le considérer comme un simple support biologique dévalorise sérieusement son utilisation.

Intérêt de la séquence ozonation - filtration sur CAG.

L'ozone est un excellent virulicide et son usage dans le traitement des eaux potables est fort recommandé.

L'ozone est également un oxydant puissant qui réagit avec les matières organiques de l'eau et fabrique des sous-produits aux effets parfois gênants (goûts, toxicité ?…). Ils sont en tout cas plus facilement dégradables que les matières originelles et peuvent, s'ils ne sont pas éliminés par filtration biologique, créer des problèmes dans le réseau de distribution. Pour ces raisons au moins, le couplage ozonation-filtration sur CAG semble être généralement souhaitable.

Influence de la taille effective du CAG et de la vitesse de filtration.

Les modèles d’adsorption — et en particulier celui décrit plus haut — laissent prévoir une amélioration sensible de l'efficacité quand la taille des particules de charbon diminue. Ceci est d'ailleurs aussi vrai pour la fixation bactérienne. On aura donc intérêt à

utiliser le charbon le plus fin possible. À l'inverse, cependant, la perte de charge créée par la filtration augmente rapidement quand la taille effective du CAG diminue. Cette perte de charge est également fonction de la vitesse de filtration.

La vitesse de filtration influence la cinétique de diffusion de l'adsorbat au travers du film d'eau lié à la surface des particules de CAG. Quand la vitesse augmente, cette diffusion se fait mieux. Ceci est d'ailleurs indiqué par les résultats du Mont-Valérien (Tableau 3) où les filtres rapides donnent de meilleurs résultats que les filtres lents. Cependant, quand la vitesse de filtration augmente, la perte de charge augmente aussi et ceci va à l'encontre de l'utilisation d'un charbon fin. Un optimum peut être facilement trouvé mathématiquement dans chaque cas particulier. D'une façon générale, nous avons cependant observé qu'on avait intérêt à utiliser le CAG le plus fin possible quitte à réduire la vitesse de filtration.

Temps de contact (EBCT).

L'analyse de la Figure 12 nous apprend plusieurs choses :

— Si l'on veut une élimination importante des matières organiques, il faut régénérer le charbon quand la macroporosité est saturée.

— Le temps au bout duquel cette macroporosité est saturée est directement lié au temps de contact (volume de charbon/volume d'eau/temps).

— Parallèlement, plus long sera ce temps, mieux la microporosité (adsorption lente) sera utilisée. Le rendement d'utilisation du charbon croît donc avec le temps de contact.

Ceci se traduit d’ailleurs directement en termes économiques. Le Tableau 4 représente ainsi les résultats obtenus avec le modèle de Benedek pour les essais du Mont-Valérien. Du point de vue du coût opératoire, on a intérêt à augmenter le temps de contact et si possible au-delà d'une quinzaine de minutes. Les coûts d'investissements agissent bien entendu en sens contraire et obligent là encore à rechercher un optimum.

Temps de contact

réduction moyenne du GDT

variation des coûts totaux (opération + investissements)

Tableau 4

CAG en remplacement du sable (1° étage) et CAG en contacteurs spécifiques (2° étage).

On a attribué au CAG en 2° étage de filtration des vertus justifiées. L'intérêt essentiel d'utiliser le CAG dans cette position est qu'on peut :

— Utiliser un charbon de taille effective très faible.

— Utiliser un temps de contact important.

Tous les essais réalisés jusqu'à présent montrent que le même charbon utilisé avec le même temps de contact donne sensiblement les mêmes résultats qu'il soit placé en premier ou en deuxième étage de filtration.

Aspects économiques.

L'utilisation du CAG en remplacement du sable (1° étage) présente par ailleurs l'énorme attrait de pouvoir être réalisée rapidement sans investissement important, autre que l'achat du charbon. Il constitue dans bien des cas un optimum économique (Figure 13) ou une étape intermédiaire vers une meilleure élimination des matières organiques.

Cas particuliers : élimination des micropolluants.

Nous n'avons guère parlé de l'élimination des micropolluants qui pose encore bien des problèmes. La variabilité de l'influent constitue dans ce cas une gêne considérable. Les quatre mécanismes, pratique-

ment encore inconnus, qui gênent l'adsorption et rendent son évaluation beaucoup plus complexe que celle des matières organiques globales, peuvent se résumer ainsi (8) :

— Épuisement (« Breakthrough »), quand le polluant apparaît dans l'effluent.

— Saturation, quand le polluant a la même concentration dans l'influent et dans l'effluent.

— Compétition, c'est-à-dire déplacements mutuels des polluants dans le lit de CAG.

— Rééquilibrage, quand la concentration d'un polluant dans l'influent baisse rapidement.

Les deux derniers mécanismes provoquent des phénomènes d'élution, de désorption ou encore de déplacements chromatographiques.

Pour lutter contre la gêne que présentent ces phénomènes, on a imaginé des traitements qui « lissent » quelque peu les variations de concentrations des polluants dans l'influent du CAG.

On a ainsi proposé :

— combinaison charbon actif en poudre + charbon actif en grains,

— utilisation de deux filtres à CAG en série, le premier (en 1er étage) agissant comme un dégrossisseur rarement régénéré.

Le premier traitement est déjà utilisé sur les usines qui utilisaient le CAP avant de passer au CAG. Quant au deuxième, il pourrait être relativement mis en œuvre dans les usines ayant déjà du CAG en 2e étage.

CONCLUSIONS

Nous avons surtout parlé de l'enlèvement du TOC car c'est surtout à son sujet que les progrès les plus spectaculaires ont été faits. Pour résumer nos connaissances actuelles nous avons reporté sur la Figure 12 — qui reprend la trame de la Figure 3 — les différents mécanismes et l'évaluation qu'on peut faire de leur efficacité qui contribuent à l'élimination des matières organiques au cours de la filtration sur CAG. C'est l'adsorption essentiellement qui intervient et la biodégradation reste d'une importance limitée. La cinétique lente d'adsorption même si elle traduit mieux la réalité — et laisse ainsi moins de place à la biodégradation — n'est peut-être pas le seul mécanisme qui puisse expliquer une action dans le long terme. D'autres mécanismes comme la compétition ou des cinétiques de migration différentielles (5) entre les molécules peuvent également jouer.

On retrouve là tous les problèmes que pose la compréhension de l'adsorption des micropolluants. Un vaste champ est donc ouvert aux études et aux recherches qui constitue sans doute maintenant l'essentiel du domaine de la recherche sur le traitement des eaux potables.

BIBLIOGRAPHIE

1 — BENEDEK, A, and Y. RICHARD Advances in Biological Treatment, Special Subject 7, 13th IWSA Congress, Paris, sept. 1980.

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