L'objectif de la modélisation de la pollution de l'air est l'estimation des concentrations de polluants extérieurs causées, par exemple, par les processus de production industrielle, les rejets accidentels ou le trafic. La modélisation de la pollution atmosphérique est utilisée pour déterminer la concentration totale d'un polluant, ainsi que pour trouver la cause de niveaux extraordinairement élevés. Pour les projets en phase de planification, la contribution supplémentaire à la charge existante peut être estimée à l'avance et les conditions d'émission peuvent être optimisées.

Figure 1. Système mondial de surveillance de l'environnement/Gestion de la pollution atmosphérique

Selon les normes de qualité de l'air définies pour le polluant considéré, des valeurs moyennes annuelles ou des pics de concentration de courte durée sont intéressants. Habituellement, les concentrations doivent être déterminées là où les gens sont actifs, c'est-à-dire près de la surface à une hauteur d'environ deux mètres au-dessus du sol.

Paramètres influençant la dispersion des polluants

Deux types de paramètres influencent la dispersion des polluants : les paramètres sources et les paramètres météorologiques. Pour les paramètres sources, les concentrations sont proportionnelles à la quantité de polluant qui est émise. S'il s'agit de poussière, le diamètre des particules doit être connu pour déterminer la sédimentation et le dépôt du matériau (VDI 1992). Comme les concentrations en surface sont plus faibles avec une plus grande hauteur de cheminée, ce paramètre doit également être connu. De plus, les concentrations dépendent de la quantité totale de gaz d'échappement, ainsi que de sa température et de sa vitesse. Si la température des gaz d'échappement dépasse la température de l'air ambiant, le gaz sera soumis à une flottabilité thermique. Sa vitesse d'échappement, qui peut être calculée à partir du diamètre intérieur de la cheminée et du volume des gaz d'échappement, provoquera une flottabilité dynamique. Des formules empiriques peuvent être utilisées pour décrire ces caractéristiques (VDI 1985; Venkatram et Wyngaard 1988). Il faut souligner que ce n'est pas la masse du polluant en question mais celle du gaz total qui est responsable de la flottabilité thermique et dynamique.

Les paramètres météorologiques qui influencent la dispersion des polluants sont la vitesse et la direction du vent, ainsi que la stratification thermique verticale. La concentration de polluant est proportionnelle à l'inverse de la vitesse du vent. Ceci est principalement dû au transport accéléré. De plus, le mélange turbulent augmente avec la vitesse du vent. Comme les soi-disant inversions (c'est-à-dire les situations où la température augmente avec la hauteur) entravent le mélange turbulent, des concentrations de surface maximales sont observées lors d'une stratification très stable. Au contraire, les situations convectives intensifient le mélange vertical et présentent donc les valeurs de concentration les plus faibles.

Les normes de qualité de l'air - par exemple, les valeurs moyennes annuelles ou les 98 centiles - sont généralement basées sur des statistiques. Par conséquent, des données de séries chronologiques pour les paramètres météorologiques pertinents sont nécessaires. Idéalement, les statistiques devraient être fondées sur dix années d'observation. Si seules des séries chronologiques plus courtes sont disponibles, il convient de s'assurer qu'elles sont représentatives pour une période plus longue. Cela peut être fait, par exemple, par l'analyse de séries chronologiques plus longues provenant d'autres sites d'observation.

La série chronologique météorologique utilisée doit également être représentative du site considéré, c'est-à-dire qu'elle doit refléter les caractéristiques locales. Ceci est particulièrement important en ce qui concerne les normes de qualité de l'air basées sur les fractions maximales de la distribution, comme les 98 centiles. Si aucune série chronologique de ce type n'est disponible, un modèle de flux météorologique peut être utilisé pour en calculer une à partir d'autres données, comme cela sera décrit ci-dessous.

Le programme Global Atmospheric Watch (GAW) (Miller et Soudine 1994) fournit des données et d'autres informations sur la composition chimique et les caractéristiques physiques connexes de l'atmosphère, ainsi que leurs tendances, dans le but de comprendre la relation entre l'évolution de la composition atmosphérique et les changements de la et le climat régional, le transport atmosphérique à longue distance et le dépôt de substances potentiellement nocives sur les écosystèmes terrestres, d'eau douce et marins, et le cycle naturel des éléments chimiques dans le système global atmosphère/océan/biosphère, et les impacts anthropiques sur ceux-ci. Le programme GAW comprend quatre domaines d'activité : le système mondial d'observation de l'ozone (GO3OS), la surveillance mondiale de la composition atmosphérique de fond, y compris le réseau de surveillance de la pollution atmosphérique de fond (BAPMoN) ; la dispersion, le transport, la transformation chimique et le dépôt de polluants atmosphériques sur terre et sur mer à différentes échelles de temps et d'espace ; échange de polluants entre l'atmosphère et les autres compartiments de l'environnement ; et surveillance intégrée. L'un des aspects les plus importants du GAW est la création de centres d'activités scientifiques d'assurance qualité pour superviser la qualité des données produites dans le cadre du GAW.

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Concepts de modélisation de la pollution atmosphérique

Comme mentionné ci-dessus, la dispersion des polluants dépend des conditions d'émission, du transport et du mélange turbulent. L'utilisation de l'équation complète qui décrit ces caractéristiques est appelée modélisation de la dispersion eulérienne (Pielke 1984). Par cette approche, les gains et les pertes du polluant en question doivent être déterminés en tout point d'une grille spatiale imaginaire et à des pas de temps distincts. Comme cette méthode est très complexe et demande beaucoup de temps informatique, elle ne peut généralement pas être utilisée de manière routinière. Cependant, pour de nombreuses applications, il peut être simplifié en utilisant les hypothèses suivantes :

• aucun changement des conditions d'émission avec le temps

• aucun changement des conditions météorologiques pendant le transport

• vitesse du vent supérieure à 1 m/s.

 

Dans ce cas, l'équation mentionnée ci-dessus peut être résolue analytiquement. La formule résultante décrit un panache avec une distribution de concentration gaussienne, le soi-disant modèle de panache gaussien (VDI 1992). Les paramètres de distribution dépendent des conditions météorologiques et de la distance sous le vent ainsi que de la hauteur de la cheminée. Ils doivent être déterminés empiriquement (Venkatram et Wyngaard 1988). Les situations où les émissions et/ou les paramètres météorologiques varient considérablement dans le temps et/ou dans l'espace peuvent être décrites par le modèle bouffé gaussien (VDI 1994). Selon cette approche, des bouffées distinctes sont émises à des pas de temps fixes, chacune suivant sa propre trajectoire en fonction des conditions météorologiques actuelles. Sur son chemin, chaque bouffée grossit selon un brassage turbulent. Là encore, les paramètres décrivant cette croissance doivent être déterminés à partir de données empiriques (Venkatram et Wyngaard 1988). Il faut toutefois souligner que pour atteindre cet objectif, les paramètres d'entrée doivent être disponibles avec la résolution nécessaire dans le temps et/ou dans l'espace.

Concernant les rejets accidentels ou les études de cas uniques, un modèle lagrangien ou particulaire (Directive VDI 3945, partie 3) est recommandée. Le concept consiste donc à calculer les trajectoires de nombreuses particules, chacune représentant une quantité fixe du polluant en question. Les trajets individuels sont composés de transport par le vent moyen et de perturbations stochastiques. En raison de la partie stochastique, les chemins ne concordent pas entièrement, mais décrivent le mélange par turbulence. En principe, les modèles lagrangiens sont capables de considérer des conditions météorologiques complexes - en particulier, le vent et la turbulence ; les champs calculés par les modèles de flux décrits ci-dessous peuvent être utilisés pour la modélisation de la dispersion lagrangienne.

Modélisation de la dispersion en terrain complexe

Si les concentrations de polluants doivent être déterminées dans un terrain structuré, il peut être nécessaire d'inclure les effets topographiques sur la dispersion des polluants dans la modélisation. Ces effets sont, par exemple, le transport suivant la structure topographique, ou les systèmes de vent thermique comme les brises de mer ou les vents de montagne, qui changent la direction du vent au cours de la journée.

Si de tels effets se produisent à une échelle beaucoup plus grande que la zone du modèle, l'influence peut être considérée en utilisant des données météorologiques qui reflètent les caractéristiques locales. Si de telles données ne sont pas disponibles, la structure tridimensionnelle imprimée sur l'écoulement par la topographie peut être obtenue en utilisant un modèle d'écoulement correspondant. Sur la base de ces données, la modélisation de la dispersion elle-même peut être effectuée en supposant une homogénéité horizontale comme décrit ci-dessus dans le cas du modèle de panache gaussien. Cependant, dans les situations où les conditions de vent changent de manière significative à l'intérieur de la zone du modèle, la modélisation de la dispersion elle-même doit tenir compte de l'écoulement tridimensionnel affecté par la structure topographique. Comme mentionné ci-dessus, cela peut être fait en utilisant une bouffée gaussienne ou un modèle lagrangien. Une autre façon consiste à effectuer la modélisation eulérienne plus complexe.

Pour déterminer la direction du vent en accord avec le terrain topographiquement structuré, une modélisation de masse cohérente ou diagnostique peut être utilisée (Pielke 1984). Avec cette approche, l'écoulement est adapté à la topographie en variant le moins possible les valeurs initiales et en gardant sa masse constante. Comme il s'agit d'une approche qui conduit à des résultats rapides, elle peut également être utilisée pour calculer des statistiques de vent pour un certain site si aucune observation n'est disponible. Pour ce faire, les statistiques de vent géostrophique (c'est-à-dire les données d'altitude des radiosondes) sont utilisées.

Si, toutefois, les systèmes éoliens thermiques doivent être examinés plus en détail, des modèles dits pronostiques doivent être utilisés. En fonction de l'échelle et de la pente de la zone du modèle, une approche hydrostatique, ou encore plus complexe non hydrostatique, est appropriée (VDI 1981). Les modèles de ce type nécessitent beaucoup de puissance informatique, ainsi que beaucoup d'expérience dans l'application. La détermination des concentrations sur la base des moyennes annuelles n'est généralement pas possible avec ces modèles. Au lieu de cela, les études des pires cas peuvent être réalisées en considérant une seule direction du vent et les paramètres de vitesse du vent et de stratification qui entraînent les valeurs de concentration en surface les plus élevées. Si ces valeurs les plus défavorables ne dépassent pas les normes de qualité de l'air, des études plus détaillées ne sont pas nécessaires.

Figure 2. Structure topographique d'une région modèle

Les figures 2, 3 et 4 montrent comment le transport et la distribution des polluants peuvent être présentés en relation avec l'influence des climatologies du terrain et du vent dérivées de la prise en compte des fréquences des vents de surface et géostrophiques.

Figure 3. Distributions de fréquence de surface déterminées à partir de la distribution de fréquence géostrophique

Figure 4. Concentrations moyennes annuelles de polluants pour une région hypothétique calculées à partir de la distribution des fréquences géostrophiques pour des champs de vent hétérogènes

Modélisation de la dispersion en cas de sources faibles

Compte tenu de la pollution de l'air causée par des sources basses (c'est-à-dire des hauteurs de cheminée de l'ordre de la hauteur des bâtiments ou des émissions du trafic routier), l'influence des bâtiments environnants doit être prise en compte. Les émissions du trafic routier seront piégées dans une certaine mesure dans les canyons de la rue. Des formulations empiriques ont été trouvées pour décrire cela (Yamartino et Wiegand 1986).

Les polluants émis par une cheminée basse située sur un bâtiment seront captés dans la circulation sous le vent du bâtiment. L'étendue de cette circulation sous le vent dépend de la hauteur et de la largeur du bâtiment, ainsi que de la vitesse du vent. Par conséquent, les approches simplifiées pour décrire la dispersion des polluants dans un tel cas, basées uniquement sur la hauteur d'un bâtiment, ne sont généralement pas valables. L'étendue verticale et horizontale de la circulation sous le vent a été obtenue à partir d'études en soufflerie (Hosker 1985) et peut être mise en œuvre dans des modèles de diagnostic cohérents en masse. Dès que le champ d'écoulement est déterminé, il permet de calculer le transport et le mélange turbulent du polluant émis. Cela peut être fait par modélisation de dispersion lagrangienne ou eulérienne.

Des études plus détaillées - concernant les rejets accidentels, par exemple - ne peuvent être réalisées qu'en utilisant des modèles d'écoulement et de dispersion non hydrostatiques au lieu d'une approche diagnostique. Comme ceci, en général, exige une puissance informatique élevée, une approche du pire des cas telle que décrite ci-dessus est recommandée avant une modélisation statistique complète.

 

Retour

La surveillance de la qualité de l'air désigne la mesure systématique des polluants de l'air ambiant afin de pouvoir évaluer l'exposition des récepteurs vulnérables (par exemple, les personnes, les animaux, les plantes et les œuvres d'art) sur la base de normes et de lignes directrices dérivées des effets observés, et/ou établir la source de la pollution de l'air (analyse causale).

Les concentrations de polluants dans l'air ambiant sont influencées par la variance spatiale ou temporelle des émissions de substances dangereuses et la dynamique de leur dispersion dans l'air. En conséquence, des variations quotidiennes et annuelles marquées des concentrations se produisent. Il est pratiquement impossible de déterminer de manière unifiée toutes ces différentes variations de la qualité de l'air (en langage statistique, la population des états de qualité de l'air). Ainsi, les mesures de concentrations de polluants dans l'air ambiant ont toujours le caractère d'échantillons spatiaux ou temporels aléatoires.

Planification des mesures

La première étape de la planification de la mesure consiste à formuler le but de la mesure aussi précisément que possible. Les questions importantes et les domaines d'opération pour la surveillance de la qualité de l'air comprennent :

Mesure de surface :

• détermination représentative de l'exposition dans une zone (surveillance générale de l'air)
• mesure représentative de la pollution préexistante dans la zone d'une installation projetée (permis, TA Luft (Instruction technique, air))
• avertissement de smog (smog hivernal, fortes concentrations d'ozone)
• mesures dans les points chauds de la pollution de l'air pour estimer l'exposition maximale des récepteurs (EU-NO₂ directive, mesures dans les canyons de rue, conformément à la loi fédérale allemande sur le contrôle des immissions)
• vérifier les résultats des mesures de réduction de la pollution et les tendances dans le temps
• mesures de dépistage
• investigations scientifiques - par exemple, le transport de la pollution atmosphérique, les conversions chimiques, l'étalonnage des calculs de dispersion.

 

Mesure de l'installation :

• mesures en réponse à des réclamations
• détermination des sources d'émissions, analyse causale
• mesures en cas d'incendies et de rejets accidentels
• vérifier le succès des mesures de réduction
• surveiller les émissions fugitives des usines.

 

L'objectif de la planification de la mesure est d'utiliser des procédures de mesure et d'évaluation adéquates pour répondre à des questions spécifiques avec une certitude suffisante et au moindre coût possible.

Un exemple des paramètres à utiliser pour la planification des mesures est présenté dans le tableau 1, en relation avec une évaluation de la pollution de l'air dans la zone d'une installation industrielle projetée. Reconnaissant que les exigences formelles varient selon la juridiction, il convient de noter qu'une référence spécifique est faite ici aux procédures d'autorisation allemandes pour les installations industrielles.

Tableau 1. Paramètres pour la planification des mesures lors de la mesure des concentrations de pollution de l'air ambiant (avec exemple d'application)

 

L'exemple du tableau 1 montre le cas d'un réseau de mesure qui est censé surveiller la qualité de l'air dans une zone spécifique de la manière la plus représentative possible, pour comparer avec des limites de qualité de l'air désignées. L'idée sous-jacente à cette approche est qu'un choix aléatoire de sites de mesure est effectué afin de couvrir également des emplacements dans une zone avec une qualité de l'air variable (par exemple, des zones de vie, des rues, des zones industrielles, des parcs, des centres-villes, des banlieues). Cette approche peut s'avérer très coûteuse sur de grandes surfaces en raison du nombre de sites de mesure nécessaires.

Une autre conception d'un réseau de mesure part donc de sites de mesure sélectionnés de manière représentative. Si des mesures de différentes qualités de l'air sont effectuées dans les endroits les plus importants et que la durée pendant laquelle les objets protégés restent dans ces «microenvironnements» est connue, l'exposition peut alors être déterminée. Cette approche peut être étendue à d'autres microenvironnements (par exemple, pièces intérieures, voitures) afin d'estimer l'exposition totale. La modélisation de la diffusion ou les mesures de criblage peuvent aider à choisir les bons sites de mesure.

Une troisième approche consiste à mesurer aux points d'exposition présumée la plus élevée (par exemple, pour le NO₂ et benzène dans les canyons de rue). Si les normes d'évaluation sont respectées sur ce site, il est suffisamment probable que ce sera également le cas pour tous les autres sites. Cette approche, en se concentrant sur les points critiques, nécessite relativement peu de sites de mesure, mais ceux-ci doivent être choisis avec un soin particulier. Cette méthode particulière risque de surestimer l'exposition réelle.

Les paramètres de durée de mesure, d'évaluation des données de mesure et de fréquence de mesure sont essentiellement donnés dans la définition des normes d'évaluation (limites) et du niveau de certitude souhaité des résultats. Les limites de seuil et les conditions périphériques à prendre en compte dans la planification des mesures sont liées. En utilisant des procédures de mesure en continu, une résolution temporellement presque transparente peut être obtenue. Mais cela n'est nécessaire que pour surveiller les valeurs maximales et/ou pour les avertissements de smog ; pour le suivi des valeurs moyennes annuelles, par exemple, des mesures discontinues suffisent.

La section suivante est consacrée à la description des capacités des procédures de mesure et du contrôle qualité en tant que paramètre supplémentaire important pour la planification des mesures.

Assurance qualité

Les mesures des concentrations de polluants dans l'air ambiant peuvent être coûteuses à réaliser et les résultats peuvent affecter des décisions importantes avec de graves implications économiques ou écologiques. Par conséquent, les mesures d'assurance qualité font partie intégrante du processus de mesure. Deux domaines doivent ici être distingués.

Mesures axées sur la procédure

Chaque procédure de mesure complète se compose de plusieurs étapes : échantillonnage, préparation de l'échantillon et nettoyage ; séparation, détection (étape analytique finale); et la collecte et l'évaluation des données. Dans certains cas, en particulier avec la mesure continue de gaz inorganiques, certaines étapes de la procédure peuvent être omises (par exemple, la séparation). Il convient de s'efforcer de respecter intégralement les procédures lors de la réalisation des mesures. Des procédures normalisées et donc documentées de manière exhaustive doivent être suivies, sous la forme de normes DIN/ISO, de normes CEN ou de directives VDI.

Mesures axées sur l'utilisateur

L'utilisation d'équipements et de procédures normalisés et éprouvés pour la mesure de la concentration de polluants dans l'air ambiant ne peut à elle seule garantir une qualité acceptable si l'utilisateur n'emploie pas de méthodes adéquates de contrôle de la qualité. Les séries de normes DIN/EN/ISO 9000 (Normes de gestion de la qualité et d'assurance qualité), EN 45000 (qui définit les exigences pour les laboratoires d'essais) et le Guide ISO 25 (Exigences générales concernant la compétence des laboratoires d'étalonnage et d'essais) sont importantes pour les utilisateurs. mesures ciblées pour assurer la qualité.

Les aspects importants des mesures de contrôle de la qualité des utilisateurs comprennent :

• acceptation et mise en pratique du contenu des mesures au sens des bonnes pratiques de laboratoire (BPL)
• entretien correct des équipements de mesure, mesures qualifiées pour éliminer les perturbations et assurer les réparations
• effectuer des étalonnages et des vérifications régulières pour s'assurer du bon fonctionnement
• réalisation d'essais interlaboratoires.

 

Procédures de mesure

Procédures de mesure pour les gaz inorganiques

Il existe une multitude de procédures de mesure pour la large gamme de gaz inorganiques. Nous différencierons les méthodes manuelles des méthodes automatiques.

Procédures manuelles

Dans le cas des procédures de mesure manuelles pour les gaz inorganiques, la substance à mesurer est normalement adsorbée lors de l'échantillonnage dans une solution ou un matériau solide. Dans la plupart des cas, une détermination photométrique est effectuée après une réaction colorée appropriée. Plusieurs procédures de mesure manuelles ont une importance particulière en tant que procédures de référence. En raison du coût relativement élevé du personnel, ces procédures manuelles ne sont que rarement utilisées pour les mesures sur le terrain aujourd'hui, lorsque des procédures automatiques alternatives sont disponibles. Les procédures les plus importantes sont brièvement décrites dans le tableau 2.

Tableau 2. Procédures de mesure manuelle des gaz inorganiques

DL = limite de détection ; s = écart type ; rél. s = s relatif.

Une variante d'échantillonnage spéciale, utilisée principalement dans le cadre de procédures de mesure manuelles, est le tube de séparation par diffusion (dénudeur). La technique du dénudeur vise à séparer les phases gazeuse et particulaire en utilisant leurs différentes vitesses de diffusion. Ainsi, il est souvent utilisé sur des problèmes de séparation difficiles (par exemple, ammoniac et composés d'ammonium ; oxydes d'azote, acide nitrique et nitrates ; oxydes de soufre, acide sulfurique et sulfates ou halogénures/halogénures d'hydrogène). Dans la technique classique du dénudeur, l'air de test est aspiré à travers un tube en verre avec un revêtement spécial, en fonction du ou des matériaux à collecter. La technique du dénudeur a été développée dans de nombreuses variantes et également partiellement automatisée. Il a considérablement élargi les possibilités d'échantillonnage différencié, mais, selon les variantes, il peut être très laborieux et sa bonne utilisation nécessite une grande expérience.

Procédures automatisées

Il existe de nombreux moniteurs de mesure en continu différents sur le marché pour le dioxyde de soufre, les oxydes d'azote, le monoxyde de carbone et l'ozone. Ils sont pour la plupart utilisés notamment dans les réseaux de mesure. Les caractéristiques les plus importantes des méthodes individuelles sont rassemblées dans le tableau 3.

Tableau 3. Procédures de mesure automatisées pour les gaz inorganiques

 

Il convient de souligner ici que toutes les procédures de mesure automatiques basées sur des principes physico-chimiques doivent être étalonnées à l'aide de procédures de référence (manuelles). Étant donné que les équipements automatiques des réseaux de mesure fonctionnent souvent pendant de longues périodes (par exemple, plusieurs semaines) sans surveillance humaine directe, il est indispensable que leur bon fonctionnement soit régulièrement et automatiquement vérifié. Cela se fait généralement à l'aide de gaz zéro et d'essai qui peuvent être produits par plusieurs méthodes (préparation de l'air ambiant ; bouteilles de gaz sous pression ; perméation ; diffusion ; dilution statique et dynamique).

Procédures de mesure des polluants atmosphériques poussiéreux et de leur composition

Parmi les polluants atmosphériques particulaires, les retombées de poussière et les particules en suspension (MPS) sont différenciées. Les chutes de poussière sont constituées de particules plus grosses, qui tombent au sol en raison de leur taille et de leur épaisseur. Les SPM comprennent la fraction particulaire qui est dispersée dans l'atmosphère de manière quasi-stable et quasi-homogène et reste donc en suspension pendant un certain temps.

Mesure des particules en suspension et des composés métalliques dans les SPM

Comme c'est le cas pour les mesures des polluants atmosphériques gazeux, les procédures de mesure continues et discontinues des MPS peuvent être différenciées. En règle générale, les SPM sont d'abord séparés sur des filtres en fibre de verre ou à membrane. Il s'ensuit une détermination gravimétrique ou radiométrique. En fonction de l'échantillonnage, une distinction peut être faite entre une procédure pour mesurer la SPM totale sans fractionnement selon la taille des particules et une procédure de fractionnement pour mesurer les poussières fines.

Les avantages et les inconvénients des mesures de poussières en suspension fractionnées sont contestés au niveau international. En Allemagne, par exemple, tous les seuils et normes d'évaluation sont basés sur le total des particules en suspension. Cela signifie que, pour la plupart, seules les mesures SPM totales sont effectuées. Aux États-Unis, au contraire, la procédure dite PM-10 (matière particulaire £ 10μm) est très courante. Dans cette procédure, seules les particules d'un diamètre aérodynamique jusqu'à 10 μm sont incluses (portion d'inclusion de 50 %), qui sont inhalables et peuvent pénétrer dans les poumons. Il est prévu d'introduire le procédé PM-10 dans l'Union européenne comme procédé de référence. Le coût des mesures SPM fractionnées est considérablement plus élevé que celui de la mesure de la poussière totale en suspension, car les appareils de mesure doivent être équipés de têtes d'échantillonnage spéciales, de construction coûteuse, qui nécessitent une maintenance coûteuse. Le tableau 4 contient des détails sur les procédures de mesure SPM les plus importantes.

Tableau 4. Procédures de mesure des particules en suspension (MPS)

 

Récemment, des changeurs de filtres automatiques ont également été développés qui contiennent un plus grand nombre de filtres et les fournissent à l'échantillonneur, l'un après l'autre, à des intervalles de temps. Les filtres exposés sont stockés dans un magasin. Les limites de détection pour les procédures de filtrage se situent entre 5 et 10 μg/m³ de poussière, en règle générale.

Enfin, la procédure de fumée noire pour les mesures SPM doit être mentionnée. Venant de Grande-Bretagne, il a été intégré dans les directives de l'UE pour le SO₂ et la poussière en suspension. Dans cette procédure, le noircissement du filtre revêtu est mesuré avec un photomètre reflex après l'échantillonnage. Les valeurs de fumée noire ainsi obtenues par photométrie sont converties en unités gravimétriques (μg/m³) à l'aide d'une courbe d'étalonnage. Cette fonction d'étalonnage dépendant fortement de la composition de la poussière, notamment de sa teneur en suie, la conversion en unités gravimétriques est problématique.

Aujourd'hui, les composés métalliques sont souvent déterminés en routine dans les échantillons d'immission de poussières en suspension. En général, la collecte des poussières en suspension sur les filtres est suivie d'une dissolution chimique des poussières séparées, car les étapes analytiques finales les plus courantes supposent la conversion des composés métalliques et métalloïdes en solution aqueuse. En pratique, les méthodes les plus importantes sont de loin la spectroscopie d'absorption atomique (AAS) et la spectroscopie avec excitation plasma (ICP-OES). D'autres procédures pour déterminer les composés métalliques dans la poussière en suspension sont l'analyse par fluorescence X, la polarographie et l'analyse par activation neutronique. Bien que les composés métalliques soient mesurés depuis plus d'une décennie maintenant en tant que composant des MPS dans l'air extérieur sur certains sites de mesure, d'importantes questions restent sans réponse. Ainsi le prélèvement classique par séparation des poussières en suspension sur des filtres suppose que la séparation des composés de métaux lourds sur le filtre est complète. Cependant, des indications antérieures ont été trouvées dans la littérature remettant cela en question. Les résultats sont très hétérogènes.

Un autre problème réside dans le fait que différentes formes de composés, ou des composés uniques des éléments respectifs, ne peuvent pas être distingués dans l'analyse des composés métalliques dans la poussière en suspension en utilisant les procédures de mesure conventionnelles. Alors que dans de nombreux cas des déterminations totales adéquates peuvent être faites, une différenciation plus approfondie serait souhaitable avec certains métaux particulièrement cancérigènes (As, Cd, Cr, Ni, Co, Be). Il existe souvent de grandes différences dans les effets cancérigènes des éléments et de leurs composés individuels (par exemple, les composés du chrome aux niveaux d'oxydation III et VI - seuls ceux du niveau VI sont cancérigènes). Dans de tels cas, une mesure spécifique des composés individuels (analyse des espèces) serait souhaitable. Malgré l'importance de ce problème, seules les premières tentatives d'analyse des espèces sont faites dans la technique de mesure.

Mesure des chutes de poussière et des composés métalliques dans les chutes de poussière

Deux méthodes fondamentalement différentes sont utilisées pour collecter les chutes de poussière :

• échantillonnage dans des récipients collecteurs

• échantillonnage sur des surfaces adhésives.

 

Une procédure populaire pour mesurer les chutes de poussière (poussière déposée) est la procédure dite de Bergerhoff. Dans cette procédure, la totalité des précipitations atmosphériques (dépôts secs et humides) est collectée pendant 30 ± 2 jours dans des récipients à environ 1.5 à 2.0 mètres au-dessus du sol (dépôts en vrac). Ensuite, les récipients collecteurs sont amenés au laboratoire et préparés (filtrés, eau évaporée, séchés, pesés). Le résultat est calculé sur la base de la surface du récipient collecteur et du temps d'exposition en grammes par mètre carré et par jour (g/m²ré). La limite de détection relative est de 0.035 g/m²d.

Des procédures supplémentaires pour collecter les chutes de poussière comprennent le dispositif Liesegang-Löbner et des méthodes qui collectent la poussière déposée sur des feuilles adhésives.

Tous les résultats de mesure des chutes de poussière sont des valeurs relatives qui dépendent de l'appareil utilisé, car la séparation de la poussière est influencée par les conditions d'écoulement au niveau de l'appareil et d'autres paramètres. Les différences dans les valeurs de mesure obtenues avec les différentes procédures peuvent atteindre 50 %.

La composition de la poussière déposée, telle que la teneur en plomb, cadmium et autres composés métalliques, est également importante. Les procédures analytiques utilisées pour cela sont fondamentalement les mêmes que celles utilisées pour les poussières en suspension.

Mesure de matériaux spéciaux sous forme de poussière

Les matériaux spéciaux sous forme de poussière comprennent l'amiante et la suie. La collecte des fibres en tant que polluants de l'air est importante puisque l'amiante a été classé comme matériau cancérigène confirmé. Les fibres d'un diamètre D ≤ 3 μm et d'une longueur L ≥ 5 μm, où L:D ≥ 3, sont considérées comme cancérigènes. Les procédés de mesure des matériaux fibreux consistent à compter au microscope les fibres qui ont été séparées sur des filtres. Seules les procédures de microscopie électronique peuvent être envisagées pour les mesures de l'air extérieur. Les fibres sont séparées sur des filtres poreux recouverts d'or. Avant l'évaluation au microscope électronique à balayage, l'échantillon est débarrassé des substances organiques par incinération au plasma directement sur le filtre. Les fibres sont comptées sur une partie de la surface du filtre, choisies au hasard et classées par géométrie et type de fibre. À l'aide de l'analyse par rayons X à dispersion d'énergie (EDXA), les fibres d'amiante, les fibres de sulfate de calcium et d'autres fibres inorganiques peuvent être différenciées sur la base de la composition élémentaire. L'ensemble de la procédure est extrêmement coûteux et nécessite le plus grand soin pour obtenir des résultats fiables.

La suie sous forme de particules émises par les moteurs diesel est devenue pertinente puisque la suie diesel a également été classée cancérigène. En raison de sa composition changeante et complexe et du fait que divers constituants sont également émis par d'autres sources, il n'existe pas de procédure de mesure spécifique aux suies diesel. Néanmoins, pour dire quelque chose de concret sur les concentrations dans l'air ambiant, la suie est classiquement définie comme du carbone élémentaire, faisant partie du carbone total. Elle est mesurée après prélèvement et une étape d'extraction et/ou désorption thermique. La détermination de la teneur en carbone s'ensuit par combustion dans un courant d'oxygène et titrage coulométrique ou détection IR non dispersive du dioxyde de carbone formé au cours du processus.

Le soi-disant éthalomètre et le capteur d'aérosol photoélectrique sont également utilisés pour mesurer la suie, en principe.

Mesurer les dépôts humides

Avec les dépôts secs, les dépôts humides sous la pluie, la neige, le brouillard et la rosée constituent le moyen le plus important par lequel des matières nocives pénètrent dans le sol, l'eau ou les surfaces végétales depuis l'air.

Afin de bien distinguer le dépôt humide sous la pluie et la neige (le brouillard et la rosée posent des problèmes particuliers) de la mesure du dépôt total (dépôt massif, voir section « Mesure des retombées de poussières et de composés métalliques » ci-dessus) et du dépôt sec, des capteurs de pluie, dont l'ouverture de collecte est couverte lorsqu'il n'y a pas de pluie (échantillonneur humide uniquement), sont utilisés pour l'échantillonnage. Avec les capteurs de pluie, qui fonctionnent principalement sur le principe des changements de conductivité, le couvercle s'ouvre lorsqu'il commence à pleuvoir et se referme lorsque la pluie s'arrête.

Les échantillons sont transférés à travers un entonnoir (zone ouverte d'environ 500 cm² et plus) dans un récipient de collecte obscurci et si possible isolé (en verre ou en polyéthylène pour les composants inorganiques uniquement).

En général, l'analyse de l'eau collectée pour les composants inorganiques peut être effectuée sans préparation d'échantillon. L'eau doit être centrifugée ou filtrée si elle est visiblement trouble. La conductivité, le pH et les anions importants (NO₃ ^- , SO₄ ^2- , Cl^-) et des cations (Ca²⁺K⁺, Mg²⁺, N / A⁺, NH₄ ⁺ et ainsi de suite) sont systématiquement mesurés. Composés traces instables et états intermédiaires comme H₂O₂ ou ASS₃ ^- sont également mesurés à des fins de recherche.

Pour l'analyse, on utilise des procédures généralement disponibles pour les solutions aqueuses telles que la conductométrie pour la conductivité, les électrodes pour les valeurs de pH, la spectroscopie d'adsorption atomique pour les cations (voir la section "Mesure de matériaux spéciaux sous forme de poussière", ci-dessus) et, de plus en plus, la chromatographie par échange d'ions. avec détection de conductivité pour les anions.

Les composés organiques sont extraits de l'eau de pluie avec, par exemple, du dichlorométhane, ou soufflés avec de l'argon et adsorbés avec des tubes Tenax (uniquement des matériaux très volatils). Les matériaux sont ensuite soumis à une analyse par chromatographie en phase gazeuse (voir « Procédures de mesure des polluants organiques de l'air », ci-dessous).

Les dépôts secs sont directement corrélés aux concentrations dans l'air ambiant. Les différences de concentration des matières nocives en suspension dans l'air dans la pluie sont cependant relativement faibles, de sorte que pour mesurer les dépôts humides, des réseaux de mesure à larges mailles sont adéquats. Citons par exemple le réseau de mesure européen EMEP, dans lequel l'entrée d'ions sulfate et nitrate, certains cations et les valeurs de pH des précipitations sont recueillies dans environ 90 stations. Il existe également de vastes réseaux de mesure en Amérique du Nord.

Procédures de mesure optique longue distance

Alors que les procédures décrites jusqu'à présent capturent la pollution de l'air en un point, les procédures de mesure optique à longue distance mesurent de manière intégrée sur des trajets lumineux de plusieurs kilomètres ou déterminent la distribution spatiale. Ils utilisent les caractéristiques d'absorption des gaz de l'atmosphère dans le domaine spectral UV, visible ou IR et sont basés sur la loi de Lambert-Beer, selon laquelle le produit du trajet lumineux et de la concentration est proportionnel à l'extinction mesurée. Si l'émetteur et le récepteur de l'installation de mesure modifient la longueur d'onde, plusieurs composants peuvent être mesurés en parallèle ou séquentiellement avec un seul appareil.

En pratique, les systèmes de mesure identifiés dans le tableau 5 jouent le rôle le plus important.

Tableau 5. Procédures de mesure longue distance

LIDAR = détection et télémétrie de la lumière ; DIAL = LIDAR à absorption différentielle.

 

Procédures de mesure des polluants atmosphériques organiques

La mesure de la pollution de l'air contenant des composants organiques est compliquée principalement par la gamme de matériaux dans cette classe de composés. Plusieurs centaines de composants individuels aux caractéristiques toxicologiques, chimiques et physiques très différentes sont couverts sous le titre général «polluants organiques de l'air» dans les registres d'émissions et les plans de qualité de l'air des zones congestionnées.

En raison notamment des grandes différences d'impact potentiel, la collecte de composants individuels pertinents a de plus en plus remplacé les procédures de sommation précédemment utilisées (par exemple, détecteur à ionisation de flamme, procédure de carbone total), dont les résultats ne peuvent pas être évalués toxicologiquement. La méthode FID a cependant gardé une certaine importance dans le cadre d'une courte colonne de séparation pour séparer le méthane, peu réactif photochimiquement, et pour collecter les composés organiques volatils précurseurs (COV) pour la formation de photo-oxydants.

La nécessité fréquente de séparer les mélanges complexes des composés organiques en composants individuels pertinents fait de leur mesure pratiquement un exercice de chromatographie appliquée. Les procédures chromatographiques sont les méthodes de choix lorsque les composés organiques sont suffisamment stables, thermiquement et chimiquement. Pour les matériaux organiques avec des groupes fonctionnels réactifs, des procédures distinctes qui utilisent les caractéristiques physiques ou les réactions chimiques des groupes fonctionnels pour la détection continuent de tenir leur terrain.

Les exemples incluent l'utilisation d'amines pour convertir les aldéhydes en hydrazones, avec une mesure photométrique ultérieure; dérivation avec la 2,4-dinitrophénylhydrazine et séparation de la 2,4-hydrazone qui est formée ; ou former des colorants azoïques avec p-nitroaniline pour la détection des phénols et des crésols.

Parmi les procédures chromatographiques, la chromatographie en phase gazeuse (GC) et la chromatographie liquide à haute pression (HPLC) sont les plus fréquemment utilisées pour séparer les mélanges souvent complexes. Pour la chromatographie en phase gazeuse, des colonnes de séparation de diamètres très étroits (environ 0.2 à 0.3 mm et environ 30 à 100 m de long), appelées colonnes capillaires à haute résolution (HRGC), sont presque exclusivement utilisées aujourd'hui. Une série de détecteurs sont disponibles pour trouver les composants individuels après la colonne de séparation, tels que le FID mentionné ci-dessus, l'ECD (détecteur de capture d'électrons, spécifiquement pour les substituts électrophiles tels que l'halogène), le PID (détecteur de photo-ionisation, qui est particulièrement sensible aux hydrocarbures aromatiques et autres systèmes d'électrons p), et le NPD (détecteur thermoionique spécifique aux composés azotés et phosphorés). La HPLC utilise des détecteurs à flux spéciaux qui, par exemple, sont conçus comme la cuvette à flux d'un spectromètre UV.

L'utilisation d'un spectromètre de masse comme détecteur est particulièrement efficace, mais aussi particulièrement coûteuse. Une identification vraiment certaine, en particulier avec des mélanges inconnus de composés, n'est souvent possible que par le spectre de masse du composé organique. L'information qualitative du soi-disant temps de rétention (temps pendant lequel le matériau reste dans la colonne) contenue dans le chromatogramme avec des détecteurs conventionnels est complétée par la détection spécifique des composants individuels par des fragmentogrammes de masse à haute sensibilité de détection.

L'échantillonnage doit être considéré avant l'analyse proprement dite. Le choix de la méthode d'échantillonnage est déterminé principalement par la volatilité, mais aussi par la plage de concentration attendue, la polarité et la stabilité chimique. De plus, avec les composés non volatils, il faut choisir entre les mesures de concentration et de dépôt.

Le tableau 6 donne un aperçu des procédures courantes de surveillance de l'air pour l'enrichissement actif et l'analyse chromatographique des composés organiques, avec des exemples d'applications.

Tableau 6. Aperçu des procédures courantes de mesure chromatographique de la qualité de l'air des composés organiques (avec exemples d'applications)

GC = chromatographie en phase gazeuse ; GCMS = GC/spectroscopie de masse ; FID = détecteur à ionisation de flamme ; HRGC/ECD = GC/ECD haute résolution ; ECD = détecteur à capture d'électrons ; HPLC = chromatographie liquide à haute performance. PID = détecteur à photo-ionisation.

 

Les mesures de dépôt de composés organiques à faible volatilité (par exemple, dibenzodioxines et dibenzofuranes (PCDD/PCDF), hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP)) gagnent en importance du point de vue de l'impact environnemental. Étant donné que la nourriture est la principale source d'absorption humaine, les matières en suspension dans l'air transférées sur les plantes alimentaires sont d'une grande importance. Il existe cependant des preuves que le transfert de matière par dépôt de particules est moins important que le dépôt sec de composés quasi gazeux.

Pour mesurer le dépôt total, des dispositifs normalisés de précipitation de poussière sont utilisés (par exemple, la procédure de Bergerhoff), qui ont été légèrement modifiés par assombrissement comme protection contre l'entrée d'une forte lumière. Des problèmes techniques importants de mesure, tels que la remise en suspension de particules déjà séparées, l'évaporation ou une éventuelle décomposition photolytique, sont désormais systématiquement étudiés afin d'améliorer les procédures d'échantillonnage moins qu'optimales pour les composés organiques.

Enquêtes olfactométriques

Les enquêtes d'immission olfactométriques sont utilisées dans la surveillance pour quantifier les plaintes d'odeurs et pour déterminer la pollution de base dans les procédures d'autorisation. Ils servent principalement à évaluer si les odeurs existantes ou anticipées doivent être classées comme significatives.

En principe, trois approches méthodologiques peuvent être différenciées :

• mesure de la concentration d'émission (nombre d'unités d'odeur) avec un olfactomètre et modélisation ultérieure de la dispersion

• mesure de composants individuels (par exemple, NH₃) ou des mélanges de composés (par exemple, chromatographie en phase gazeuse des gaz des décharges), s'ils caractérisent adéquatement l'odeur

• déterminations des odeurs au moyen d'inspections.

 

La première possibilité combine la mesure des émissions avec la modélisation et, à proprement parler, ne peut être classée sous le terme de surveillance de la qualité de l'air. Dans la troisième méthode, le nez humain est utilisé comme détecteur avec une précision considérablement réduite par rapport aux méthodes physico-chimiques.

Les détails des inspections, des plans de mesure et de l'évaluation des résultats figurent, par exemple, dans les réglementations de protection de l'environnement de certains États allemands.

Procédures de mesure de dépistage

Des procédures de mesures simplifiées sont parfois utilisées pour les études préparatoires (screening). Les exemples incluent les échantillonneurs passifs, les tubes à essai et les procédures biologiques. Avec les échantillonneurs passifs (diffusifs), le matériau à tester est collecté par des processus fluides tels que la diffusion, la perméation ou l'adsorption dans des formes simples de collecteurs (tubes, plaques) et enrichi de filtres imprégnés, de mailles ou d'autres supports d'adsorption. L'échantillonnage dit actif (aspiration de l'air de l'échantillon à travers une pompe) ne se produit donc pas. La quantité de matière enrichie, déterminée analytiquement selon un temps d'exposition défini, est convertie en unités de concentration sur la base de lois physiques (par exemple de diffusion) à l'aide du temps de collecte et des paramètres géométriques du collecteur. La méthodologie est issue du domaine de la santé au travail (prélèvement individuel) et de la mesure de l'air intérieur, mais elle est de plus en plus utilisée pour les mesures de concentration de polluants dans l'air ambiant. Un aperçu peut être trouvé dans Brown 1993.

Les tubes détecteurs sont souvent utilisés pour l'échantillonnage et l'analyse préparatoire rapide des gaz. Un certain volume d'air de test est aspiré à travers un tube en verre rempli d'un réactif adsorbant correspondant à l'objectif du test. Le contenu du tube change de couleur en fonction de la concentration du matériau à déterminer présent dans l'air d'essai. Les petits tubes à essai sont souvent utilisés dans le domaine de la surveillance du lieu de travail ou comme procédure rapide en cas d'accidents, tels que les incendies. Ils ne sont pas utilisés pour les mesures courantes de concentration de polluants dans l'air ambiant en raison de limites de détection généralement trop élevées et d'une sélectivité trop limitée. Des tubes de test de détecteur sont disponibles pour de nombreux matériaux dans différentes plages de concentration.

Parmi les procédures biologiques, deux méthodes sont devenues acceptées dans la surveillance de routine. Avec la procédure standardisée d'exposition au lichen, le taux de mortalité du lichen est déterminé sur une durée d'exposition de 300 jours. Dans une autre procédure, l'herbe des pâturages français est exposée pendant 14 ± 1 jours. Ensuite, la quantité de croissance est déterminée. Les deux procédures servent de déterminations sommaires des effets de la concentration des polluants atmosphériques.

Réseaux de surveillance de la qualité de l'air

Partout dans le monde, les types les plus variés de réseaux de qualité de l'air sont utilisés. Il convient de distinguer les réseaux de mesure, constitués de stations de mesure automatiques pilotées par ordinateur (conteneurs de mesure), et les réseaux de mesure virtuels, qui définissent uniquement les emplacements de mesure pour différents types de mesures de concentration de polluants atmosphériques sous la forme d'une grille prédéfinie. Les tâches et les conceptions des réseaux de mesure ont été discutées ci-dessus.

Réseaux de surveillance continue

Les réseaux de mesure fonctionnant en continu sont basés sur des stations de mesure automatiques et servent principalement à la surveillance de la qualité de l'air dans les zones urbaines. Les polluants atmosphériques tels que le dioxyde de soufre (SO₂), poussière, monoxyde d'azote (NO), dioxyde d'azote (NO₂), monoxyde de carbone (CO), ozone (O₃), et dans une certaine mesure également la somme des hydrocarbures (méthane libre, C_nH_m) ou des composants organiques individuels (par exemple, benzène, toluène, xylènes). De plus, selon les besoins, des paramètres météorologiques tels que la direction du vent, la vitesse du vent, la température de l'air, l'humidité relative, les précipitations, le rayonnement global ou le bilan radiatif sont inclus.

L'équipement de mesure utilisé dans les stations de mesure se compose généralement d'un analyseur, d'une unité d'étalonnage et d'une électronique de commande et de pilotage, qui surveille l'ensemble de l'équipement de mesure et contient une interface normalisée pour la collecte des données. En plus des valeurs de mesure, l'équipement de mesure fournit des signaux dits d'état sur les erreurs et l'état de fonctionnement. Le calibrage des appareils est vérifié automatiquement par ordinateur à intervalles réguliers.

En règle générale, les stations de mesure sont reliées par des lignes de données fixes, des connexions commutées ou d'autres systèmes de transfert de données à un ordinateur (ordinateur de processus, poste de travail ou PC, selon l'étendue du système) dans lequel les résultats de mesure sont saisis, traités et affiché. Les ordinateurs du réseau de mesure et, si nécessaire, du personnel spécialement formé surveillent en permanence si les différents seuils sont dépassés. De cette manière, les situations critiques de qualité de l'air peuvent être reconnues à tout moment. Ceci est très important, en particulier pour surveiller les situations critiques de smog en hiver et en été (photo-oxydants) et pour l'information publique actuelle.

Réseaux de mesure pour mesures d'échantillons aléatoires

Au-delà du réseau de mesure télémétrique, d'autres systèmes de mesure pour la surveillance de la qualité de l'air sont utilisés à des degrés divers. Les exemples incluent des réseaux de mesure (parfois partiellement automatisés) pour déterminer :

• dépôt de poussière et ses composants
• poussières en suspension (SPM) et ses composants
• hydrocarbures et hydrocarbures chlorés
• matières organiques peu volatiles (dioxines, furanes, biphényles polychlorés).

 

Une série de substances ainsi mesurées ont été classées cancérigènes, comme les composés du cadmium, les HAP ou le benzène. Leur suivi est donc particulièrement important.

Pour donner un exemple de programme complet, le tableau 7 résume la surveillance de la qualité de l'air qui est systématiquement menée en Rhénanie-du-Nord-Westphalie, qui, avec 18 millions d'habitants, est le Land le plus peuplé d'Allemagne.

Tableau 7. Surveillance systématique de la qualité de l'air en Rhénanie-du-Nord-Westphalie (Allemagne)

 

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Gestion de la pollution atmosphérique

L'objectif d'un gestionnaire d'un système de contrôle de la pollution atmosphérique est de s'assurer que des concentrations excessives de polluants atmosphériques n'atteignent pas une cible sensible. Les cibles pourraient inclure des personnes, des plantes, des animaux et des matériaux. Dans tous les cas, nous devrions nous préoccuper du plus sensible de chacun de ces groupes. Les polluants atmosphériques peuvent comprendre des gaz, des vapeurs, des aérosols et, dans certains cas, des matières présentant un danger biologique. Un système bien conçu empêchera une cible de recevoir une concentration nocive d'un polluant.

La plupart des systèmes de contrôle de la pollution atmosphérique impliquent une combinaison de plusieurs techniques de contrôle, généralement une combinaison de contrôles technologiques et de contrôles administratifs, et dans les sources plus importantes ou plus complexes, il peut y avoir plus d'un type de contrôle technologique.

Idéalement, la sélection des contrôles appropriés sera faite dans le contexte du problème à résoudre.

• Qu'est-ce qui est émis, à quelle concentration ?
• Quelles sont les cibles ? Quelle est la cible la plus sensible ?
• Quels sont les niveaux d'exposition à court terme acceptables ?
• Quels sont les niveaux d'exposition à long terme acceptables ?
• Quelle combinaison de contrôles doit être sélectionnée pour s'assurer que les niveaux d'exposition à court terme et à long terme ne sont pas dépassés ?

 

Le tableau 1 décrit les étapes de ce processus.

 

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Tableau 1. Étapes de sélection des contrôles de la pollution

 

 

* Lors de la définition des niveaux d'exposition à l'étape 3, il faut se rappeler que ces expositions sont des expositions totales, pas seulement celles de la plante. Une fois le niveau acceptable établi, les niveaux de fond et les contributions d'autres plantes sont simplement soustraits pour déterminer la quantité maximale que la plante peut émettre sans dépasser le niveau d'exposition acceptable. Si cela n'est pas fait et que trois usines sont autorisées à émettre au maximum, les groupes cibles seront exposés à trois fois le niveau acceptable.

** Certaines matières telles que les substances cancérigènes n'ont pas de seuil en dessous duquel aucun effet nocif ne se produira. Par conséquent, tant qu'une partie de la matière est autorisée à s'échapper dans l'environnement, il y aura un certain risque pour les populations cibles. Dans ce cas, un niveau sans effet ne peut pas être défini (autre que zéro). Au lieu de cela, un niveau de risque acceptable doit être établi. Habituellement, cela se situe dans la fourchette de 1 résultat indésirable pour 100,000 1,000,000 à XNUMX XNUMX XNUMX de personnes exposées.

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Certaines juridictions ont fait une partie du travail en établissant des normes basées sur la concentration maximale d'un contaminant qu'une cible sensible peut recevoir. Avec ce type de norme, le gestionnaire n'a pas à effectuer les étapes 2 et 3 puisque l'organisme de réglementation l'a déjà fait. Dans le cadre de ce système, le gestionnaire doit établir uniquement les normes d'émissions non contrôlées pour chaque polluant (étape 1), puis déterminer les contrôles nécessaires pour respecter la norme (étape 4).

En ayant des normes de qualité de l'air, les régulateurs peuvent mesurer les expositions individuelles et ainsi déterminer si quelqu'un est exposé à des niveaux potentiellement nocifs. On suppose que les normes fixées dans ces conditions sont suffisamment basses pour protéger le groupe cible le plus sensible. Ce n'est pas toujours une hypothèse sûre. Comme le montre le tableau 2, il peut y avoir une grande variation dans les normes communes de qualité de l'air. Les normes de qualité de l'air pour le dioxyde de soufre vont de 30 à 140 μg/m³. Pour les matériaux moins couramment réglementés, cette variation peut être encore plus importante (1.2 à 1,718 XNUMX μg/m³), comme indiqué dans le tableau 3 pour le benzène. Cela n'est pas surprenant étant donné que l'économie peut jouer un rôle aussi important dans l'établissement des normes que la toxicologie. Si une norme n'est pas suffisamment basse pour protéger les populations sensibles, personne n'est bien servi. Les populations exposées ont un sentiment de fausse confiance et peuvent être mises en danger sans le savoir. L'émetteur peut d'abord avoir l'impression d'avoir bénéficié d'une norme indulgente, mais si les effets dans la communauté obligent l'entreprise à reconcevoir ses contrôles ou à installer de nouveaux contrôles, les coûts pourraient être plus élevés que de le faire correctement la première fois.

Tableau 2. Gamme de normes de qualité de l'air pour un contaminant atmosphérique couramment contrôlé (dioxyde de soufre)

 

Tableau 3. Gamme de normes de qualité de l'air pour un contaminant atmosphérique moins couramment contrôlé (benzène)

Les niveaux ont été standardisés sur une durée moyenne de 24 heures pour faciliter les comparaisons.

(Adapté de Calabrese et Kenyon 1991.)

 

Parfois, cette approche par étapes de la sélection des contrôles de la pollution de l'air est court-circuitée, et les régulateurs et les concepteurs optent directement pour une « solution universelle ». L'une de ces méthodes est la meilleure technologie de contrôle disponible (BACT). On suppose qu'en utilisant la meilleure combinaison d'épurateurs, de filtres et de bonnes pratiques de travail sur une source d'émission, un niveau d'émissions suffisamment bas pour protéger le groupe cible le plus sensible serait atteint. Souvent, le niveau d'émission résultant sera inférieur au minimum requis pour protéger les cibles les plus sensibles. De cette façon, toutes les expositions inutiles devraient être éliminées. Des exemples de BACT sont présentés dans le tableau 4.

Tableau 4. Exemples sélectionnés de la meilleure technologie de contrôle disponible (BACT) montrant la méthode de contrôle utilisée et l'efficacité estimée

 

Le BACT à lui seul ne garantit pas des niveaux de contrôle adéquats. Bien qu'il s'agisse du meilleur système de contrôle basé sur les contrôles d'épuration des gaz et les bonnes pratiques d'exploitation, le BACT peut ne pas être suffisant si la source est une grande usine ou si elle est située à côté d'une cible sensible. La meilleure technologie de contrôle disponible doit être testée pour s'assurer qu'elle est effectivement suffisamment bonne. Les normes d'émission qui en résultent doivent être vérifiées pour déterminer si oui ou non elles peuvent encore être nocives même avec les meilleurs contrôles d'épuration des gaz. Si les normes d'émission sont toujours nocives, d'autres contrôles de base, tels que la sélection de processus ou de matériaux plus sûrs, ou la relocalisation dans une zone moins sensible, peuvent devoir être envisagés.

Une autre « solution universelle » qui contourne certaines des étapes est les normes de performance des sources. De nombreuses juridictions établissent des normes d'émission qui ne peuvent être dépassées. Les normes d'émission sont basées sur les émissions à la source. Habituellement, cela fonctionne bien, mais comme BACT, ils peuvent ne pas être fiables. Les niveaux doivent être suffisamment bas pour maintenir les émissions maximales suffisamment basses pour protéger les populations cibles sensibles des émissions typiques. Cependant, comme avec la meilleure technologie de contrôle disponible, cela peut ne pas être suffisant pour protéger tout le monde là où il y a de grandes sources d'émissions ou des populations sensibles à proximité. Si tel est le cas, d'autres procédures doivent être utilisées pour assurer la sécurité de tous les groupes cibles.

Le BACT et les normes d'émission ont un défaut fondamental. Ils supposent que si certains critères sont remplis à l'usine, les groupes cibles seront automatiquement protégés. Ce n'est pas nécessairement le cas, mais une fois qu'un tel système est promulgué, les effets sur la cible deviennent secondaires par rapport au respect de la loi.

Les normes BACT et d'émission de source ou les critères de conception doivent être utilisés comme critères minimaux pour les contrôles. Si le BACT ou les critères d'émission protègent les cibles sensibles, ils peuvent être utilisés comme prévu, sinon d'autres contrôles administratifs doivent être utilisés.

Des mesures de contrôle

Les contrôles peuvent être divisés en deux types de contrôles de base - technologiques et administratifs. Les contrôles technologiques sont définis ici comme le matériel mis sur une source d'émission pour réduire les contaminants dans le flux de gaz à un niveau acceptable pour la communauté et qui protégera la cible la plus sensible. Les contrôles administratifs sont définis ici comme d'autres mesures de contrôle.

Contrôles technologiques

Les systèmes d'épuration des gaz sont placés à la source, avant la cheminée, pour éliminer les contaminants du flux de gaz avant de le rejeter dans l'environnement. Le tableau 5 présente un bref résumé des différentes classes de système d'épuration des gaz.

Tableau 5. Méthodes d'épuration des gaz pour éliminer les gaz nocifs, les vapeurs et les particules des émissions des procédés industriels

 

L'épurateur de gaz fait partie d'un système complexe composé de hottes, de conduits, de ventilateurs, d'épurateurs et de cheminées. La conception, les performances et l'entretien de chaque pièce affectent les performances de toutes les autres pièces et du système dans son ensemble.

Il convient de noter que l'efficacité du système varie considérablement pour chaque type de nettoyeur, en fonction de sa conception, de l'apport d'énergie et des caractéristiques du flux de gaz et du contaminant. Par conséquent, les rendements des échantillons du tableau 5 ne sont que des approximations. La variation d'efficacité est démontrée avec les épurateurs par voie humide dans le tableau 5. L'efficacité de collecte des épurateurs par voie humide passe de 98.5 % pour les particules de 5 μm à 45 % pour les particules de 1 μm à la même chute de pression dans l'épurateur (6.8 po de jauge d'eau (wg )). Pour la même taille de particule, 1 μm, l'efficacité passe de 45 % d'efficacité à 6.8 wg à 99.95 à 50 wg. Par conséquent, les épurateurs de gaz doivent être adaptés au flux de gaz spécifique en question. L'utilisation d'appareils génériques n'est pas recommandée.

Élimination des déchets

Lors de la sélection et de la conception des systèmes d'épuration des gaz, une attention particulière doit être accordée à l'élimination en toute sécurité des matériaux collectés. Comme le montre le tableau 6, certains procédés produisent de grandes quantités de contaminants. Si la plupart des contaminants sont collectés par l'équipement d'épuration des gaz, il peut y avoir un problème d'élimination des déchets dangereux.

Tableau 6. Exemples de taux d'émissions non contrôlées pour certains procédés industriels

 

Dans certains cas, les déchets peuvent contenir des produits de valeur qui peuvent être recyclés, tels que des métaux lourds provenant d'une fonderie ou des solvants provenant d'une ligne de peinture. Les déchets peuvent être utilisés comme matière première pour un autre processus industriel - par exemple, le dioxyde de soufre collecté sous forme d'acide sulfurique peut être utilisé dans la fabrication d'engrais.

Lorsque les déchets ne peuvent pas être recyclés ou réutilisés, l'élimination peut ne pas être simple. Non seulement le volume peut être un problème, mais ils peuvent eux-mêmes être dangereux. Par exemple, si l'acide sulfurique récupéré d'une chaudière ou d'une fonderie ne peut pas être réutilisé, il devra être traité davantage pour le neutraliser avant son élimination.

Dispersion

La dispersion peut réduire la concentration d'un polluant sur une cible. Cependant, il faut se rappeler que la dispersion ne réduit pas la quantité totale de matière quittant une plante. Une grande cheminée permet uniquement au panache de s'étaler et de se diluer avant qu'il n'atteigne le niveau du sol, où des cibles sensibles sont susceptibles d'exister. Si le polluant est principalement une nuisance, telle qu'une odeur, la dispersion peut être acceptable. Cependant, si le matériau est persistant ou cumulatif, comme les métaux lourds, la dilution peut ne pas être une réponse à un problème de pollution de l'air.

La dispersion doit être utilisée avec prudence. Les conditions météorologiques locales et de surface du sol doivent être prises en considération. Par exemple, dans les climats plus froids, en particulier avec une couverture de neige, il peut y avoir de fréquentes inversions de température qui peuvent piéger les polluants près du sol, entraînant des expositions étonnamment élevées. De même, si une usine est située dans une vallée, les panaches peuvent monter et descendre dans la vallée, ou être bloqués par les collines environnantes, de sorte qu'ils ne s'étendent pas et ne se dispersent pas comme prévu.

Contrôles administratifs

En plus des systèmes technologiques, il existe un autre groupe de contrôles qui doivent être pris en compte dans la conception globale d'un système de contrôle de la pollution de l'air. Pour la plupart, ils sont issus des outils de base de l'hygiène industrielle.

Substitution

L'une des méthodes d'hygiène professionnelle préférées pour contrôler les risques environnementaux sur le lieu de travail consiste à substituer un matériau ou un procédé plus sûr. Si un processus ou un matériau plus sûr peut être utilisé et les émissions nocives évitées, le type ou l'efficacité des contrôles devient théorique. Il vaut mieux éviter le problème que d'essayer de corriger une mauvaise première décision. Des exemples de substitution comprennent l'utilisation de combustibles plus propres, des couvertures pour le stockage en vrac et des températures réduites dans les séchoirs.

Cela s'applique aux achats mineurs ainsi qu'aux principaux critères de conception de l'usine. Si seuls des produits ou des processus respectueux de l'environnement sont achetés, il n'y aura aucun risque pour l'environnement, à l'intérieur ou à l'extérieur. Si le mauvais achat est fait, le reste du programme consiste à essayer de compenser cette première décision. Si un produit ou un processus peu coûteux mais dangereux est acheté, il peut nécessiter des procédures et un équipement de manutention spéciaux, ainsi que des méthodes d'élimination spéciales. En conséquence, l'article à faible coût peut n'avoir qu'un faible prix d'achat, mais un prix élevé pour son utilisation et son élimination. Peut-être qu'un matériau ou un procédé plus sûr mais plus coûteux aurait été moins coûteux à long terme.

Ventilation locale

Des contrôles sont nécessaires pour tous les problèmes identifiés qui ne peuvent être évités en remplaçant des matériaux ou des méthodes plus sûrs. Les émissions commencent au chantier individuel, pas à la cheminée. Un système de ventilation qui capture et contrôle les émissions à la source aidera à protéger la communauté s'il est correctement conçu. Les hottes et conduits du système de ventilation font partie du système total de dépollution de l'air.

Un système de ventilation locale est préférable. Il ne dilue pas les contaminants et fournit un flux de gaz concentré plus facile à nettoyer avant rejet dans l'environnement. L'équipement de nettoyage des gaz est plus efficace lors du nettoyage de l'air avec des concentrations plus élevées de contaminants. Par exemple, une hotte de capture au-dessus du bec verseur d'un four à métaux empêchera les contaminants de pénétrer dans l'environnement et acheminera les fumées vers le système d'épuration des gaz. Dans le tableau 5, on peut voir que les efficacités de nettoyage pour les nettoyants à absorption et à adsorption augmentent avec la concentration du contaminant, et les nettoyants à condensation ne sont pas recommandés pour les faibles niveaux (<2,000 XNUMX ppm) de contaminants.

Si les polluants ne sont pas captés à la source et qu'on les laisse s'échapper par les fenêtres et les ouvertures de ventilation, ils deviennent des émissions fugitives incontrôlées. Dans certains cas, ces émissions fugitives non contrôlées peuvent avoir un impact important sur le voisinage immédiat.

Isolement

L'isolement - la localisation de l'usine loin des cibles sensibles - peut être une méthode de contrôle majeure lorsque les contrôles techniques sont inadéquats en eux-mêmes. Cela peut être le seul moyen d'atteindre un niveau de contrôle acceptable lorsqu'il faut s'appuyer sur la meilleure technologie de contrôle disponible (BACT). Si, après avoir appliqué les meilleurs contrôles disponibles, un groupe cible est toujours à risque, il faut envisager de trouver un autre site où les populations sensibles ne sont pas présentes.

L'isolement, tel que présenté ci-dessus, est un moyen de séparer une plante individuelle des cibles sensibles. Un autre système d'isolement est celui où les autorités locales utilisent le zonage pour séparer les classes d'industries des cibles sensibles. Une fois que les industries ont été séparées des populations cibles, la population ne devrait pas être autorisée à se déplacer à côté de l'installation. Bien que cela semble être du bon sens, il n'est pas utilisé aussi souvent qu'il le devrait.

Procédures de travail

Des procédures de travail doivent être élaborées pour s'assurer que l'équipement est utilisé correctement et en toute sécurité, sans risque pour les travailleurs ou l'environnement. Les systèmes complexes de pollution de l'air doivent être correctement entretenus et exploités s'ils doivent faire leur travail comme prévu. Un facteur important à cet égard est la formation du personnel. Le personnel doit être formé à l'utilisation et à l'entretien de l'équipement afin de réduire ou d'éliminer la quantité de matières dangereuses émises sur le lieu de travail ou dans la communauté. Dans certains cas, BACT s'appuie sur les bonnes pratiques pour garantir des résultats acceptables.

Surveillance en temps réel

Un système basé sur la surveillance en temps réel n'est pas populaire et n'est pas couramment utilisé. Dans ce cas, la surveillance continue des émissions et de la météorologie peut être combinée à la modélisation de la dispersion pour prédire les expositions sous le vent. Lorsque les expositions prévues approchent des niveaux acceptables, les informations sont utilisées pour réduire les taux de production et les émissions. Il s'agit d'une méthode inefficace, mais qui peut constituer une méthode de contrôle provisoire acceptable pour une installation existante.

L'inverse de ceci pour annoncer des avertissements au public lorsque les conditions sont telles que des concentrations excessives de contaminants peuvent exister, afin que le public puisse prendre les mesures appropriées. Par exemple, si un avertissement est envoyé indiquant que les conditions atmosphériques sont telles que les niveaux de dioxyde de soufre sous le vent d'une fonderie sont excessifs, les populations sensibles telles que les asthmatiques sauront qu'il ne faut pas sortir. Encore une fois, cela peut être un contrôle provisoire acceptable jusqu'à ce que des contrôles permanents soient installés.

La surveillance atmosphérique et météorologique en temps réel est parfois utilisée pour éviter ou réduire les événements majeurs de pollution atmosphérique lorsque plusieurs sources peuvent exister. Lorsqu'il devient évident que des niveaux excessifs de pollution de l'air sont probables, l'utilisation personnelle des voitures peut être restreinte et les principales industries émettrices fermées.

Entretien/ménage

Dans tous les cas, l'efficacité des contrôles dépend d'un entretien adéquat ; l'équipement doit fonctionner comme prévu. Non seulement les contrôles de la pollution de l'air doivent être maintenus et utilisés comme prévu, mais les processus générant des émissions potentielles doivent être maintenus et exploités correctement. Un exemple de processus industriel est un séchoir à copeaux de bois avec un contrôleur de température défaillant ; si le séchoir fonctionne à une température trop élevée, il émettra plus de matériaux, et peut-être un type de matériau différent, du bois en train de sécher. Un exemple d'entretien d'épurateur de gaz affectant les émissions serait un filtre à manches mal entretenu avec des sacs cassés, ce qui permettrait aux particules de passer à travers le filtre.

L'entretien ménager joue également un rôle important dans le contrôle des émissions totales. Les poussières qui ne sont pas rapidement nettoyées à l'intérieur de l'usine peuvent se réentraîner et présenter un danger pour le personnel. Si les poussières sont transportées à l'extérieur de l'usine, elles constituent un danger pour la communauté. Un mauvais entretien dans la cour de l'usine pourrait présenter un risque important pour la communauté. Les matériaux en vrac non recouverts, les déchets végétaux ou les poussières soulevées par les véhicules peuvent entraîner le transport de polluants par les vents dans la communauté. Garder la cour propre, en utilisant des conteneurs ou des sites de stockage appropriés, est important pour réduire les émissions totales. Un système doit non seulement être conçu correctement, mais aussi être utilisé correctement si la communauté doit être protégée.

Le pire exemple de mauvais entretien et de mauvaise gestion serait l'usine de récupération du plomb avec un convoyeur de poussière de plomb cassé. La poussière a pu s'échapper du convoyeur jusqu'à ce que le tas soit si haut que la poussière puisse glisser le long du tas et sortir par une fenêtre cassée. Les vents locaux ont ensuite transporté la poussière dans le quartier.

Équipement pour l'échantillonnage des émissions

L'échantillonnage à la source peut être effectué pour plusieurs raisons :

• Caractériser les émissions. Pour concevoir un système de contrôle de la pollution de l'air, il faut savoir ce qui est émis. Non seulement le volume de gaz, mais aussi la quantité, l'identité et, dans le cas des particules, la répartition granulométrique du matériau émis doivent être connus. Les mêmes informations sont nécessaires pour répertorier les émissions totales d'un quartier.

• Pour tester l'efficacité des équipements. Une fois qu'un système de contrôle de la pollution de l'air a été acheté, il doit être testé pour s'assurer qu'il fait le travail prévu.

• Dans le cadre d'un système de contrôle. Lorsque les émissions sont surveillées en permanence, les données peuvent être utilisées pour affiner le système de contrôle de la pollution de l'air ou le fonctionnement de l'usine elle-même.

• Pour déterminer la conformité. Lorsque les normes réglementaires incluent des limites d'émission, l'échantillonnage des émissions peut être utilisé pour déterminer la conformité ou la non-conformité aux normes.

 

Le type de système d'échantillonnage utilisé dépendra de la raison du prélèvement des échantillons, des coûts, de la disponibilité de la technologie et de la formation du personnel.

Émissions visibles

Lorsque l'on souhaite réduire le pouvoir salissant de l'air, améliorer la visibilité ou empêcher l'introduction d'aérosols dans l'atmosphère, les normes peuvent être basées sur les émissions visibles.

Les émissions visibles sont composées de petites particules ou de gaz colorés. Plus un panache est opaque, plus il émet de matière. Cette caractéristique est évidente à vue et des observateurs entraînés peuvent être utilisés pour évaluer les niveaux d'émission. L'utilisation de cette méthode d'évaluation des normes d'émission présente plusieurs avantages :

• Aucun équipement coûteux n'est nécessaire.

• Une personne peut faire plusieurs observations en une journée.

• Les opérateurs d'usine peuvent évaluer rapidement les effets des changements de processus à faible coût.

• Les contrevenants peuvent être cités sans tests de source fastidieux.

• Les émissions douteuses peuvent être localisées et les émissions réelles ensuite déterminées par des tests à la source comme décrit dans les sections suivantes.

 

Échantillonnage extractif

Une méthode d'échantillonnage beaucoup plus rigoureuse nécessite qu'un échantillon du flux de gaz soit retiré de la cheminée et analysé. Bien que cela semble simple, cela ne se traduit pas par une simple méthode d'échantillonnage.

L'échantillon doit être prélevé de manière isocinétique, en particulier lorsque des particules sont prélevées. L'échantillonnage isocinétique est défini comme un échantillonnage en aspirant l'échantillon dans la sonde d'échantillonnage à la même vitesse que le matériau se déplace dans la cheminée ou le conduit. Cela se fait en mesurant la vitesse du flux de gaz avec un tube de Pitot, puis en ajustant le taux d'échantillonnage de sorte que l'échantillon pénètre dans la sonde à la même vitesse. Ceci est essentiel lors de l'échantillonnage des particules, car les particules plus grosses et plus lourdes ne suivront pas un changement de direction ou de vitesse. En conséquence, la concentration de particules plus grosses dans l'échantillon ne sera pas représentative du flux de gaz et l'échantillon sera imprécis.

Un train d'échantillons pour le dioxyde de soufre est illustré à la figure 1. Ce n'est pas simple et un opérateur formé est nécessaire pour s'assurer qu'un échantillon est correctement prélevé. Si autre chose que du dioxyde de soufre doit être échantillonné, les impacteurs et le bain de glace peuvent être retirés et le dispositif de collecte approprié inséré.

Figure 1. Schéma d'un train d'échantillonnage isocinétique pour le dioxyde de soufre

L'échantillonnage extractif, en particulier l'échantillonnage isocinétique, peut être très précis et polyvalent, et a plusieurs utilisations :

• Il s'agit d'une méthode d'échantillonnage reconnue avec des contrôles de qualité adéquats, et peut donc être utilisée pour déterminer la conformité aux normes.

• La précision potentielle de la méthode la rend appropriée pour les tests de performance de nouveaux équipements de contrôle.

• Étant donné que les échantillons peuvent être collectés et analysés dans des conditions de laboratoire contrôlées pour de nombreux composants, il est utile de caractériser le flux de gaz.

 

Un système d'échantillonnage simplifié et automatisé peut être connecté à un analyseur continu de gaz (capteurs électrochimiques, photométriques ultraviolets ou à ionisation de flamme) ou de particules (néphélomètre) pour surveiller en permanence les émissions. Cela peut fournir une documentation sur les émissions et l'état de fonctionnement instantané du système de contrôle de la pollution de l'air.

Échantillonnage in situ

Les émissions peuvent également être échantillonnées dans la cheminée. La figure 2 est une représentation d'un transmissomètre simple utilisé pour mesurer les matériaux dans le flux de gaz. Dans cet exemple, un faisceau de lumière est projeté à travers la pile vers une cellule photoélectrique. Les particules ou le gaz coloré absorberont ou bloqueront une partie de la lumière. Plus il y a de matière, moins la cellule photoélectrique recevra de lumière. (Voir figure 2.)

Figure 2. Un transmissomètre simple pour mesurer les particules dans une cheminée

En utilisant différentes sources lumineuses et détecteurs tels que la lumière ultraviolette (UV), les gaz transparents à la lumière visible peuvent être détectés. Ces dispositifs peuvent être réglés sur des gaz spécifiques et peuvent ainsi mesurer la concentration de gaz dans le flux de déchets.

An sur place Le système de surveillance présente un avantage par rapport à un système extractif en ce qu'il peut mesurer la concentration dans l'ensemble de la cheminée ou du conduit, tandis que la méthode extractive ne mesure les concentrations qu'au point d'où l'échantillon a été extrait. Cela peut entraîner une erreur importante si le flux de gaz échantillon n'est pas bien mélangé. Cependant, la méthode extractive offre plus de méthodes d'analyse et peut donc peut-être être utilisée dans plus d'applications.

Depuis l' sur place Le système fournit une lecture continue, il peut être utilisé pour documenter les émissions ou pour affiner le système d'exploitation.

 

Retour

Cet article est destiné à fournir au lecteur une compréhension de la technologie actuellement disponible pour aborder le contrôle de la pollution de l'eau, en s'appuyant sur la discussion des tendances et de l'occurrence fournie par Hespanhol et Helmer dans le chapitre Dangers environnementaux pour la santé. Les sections suivantes traitent de la lutte contre les problèmes de pollution de l'eau, d'abord sous le titre « Lutte contre la pollution des eaux de surface », puis sous la rubrique « Lutte contre la pollution des eaux souterraines ».

Contrôle de la pollution des eaux de surface

Définition de la pollution de l'eau

La pollution de l'eau fait référence à l'état qualitatif d'impureté ou de malpropreté dans les eaux hydrologiques d'une certaine région, comme un bassin versant. Il résulte d'un événement ou d'un processus qui entraîne une réduction de l'utilité des eaux de la terre, en particulier en ce qui concerne la santé humaine et les effets environnementaux. Le processus de pollution met l'accent sur la perte de pureté par contamination, ce qui implique en outre l'intrusion ou le contact avec une source extérieure comme cause. Le terme contaminé s'applique à des niveaux extrêmement faibles de pollution de l'eau, comme dans leur corruption et leur décomposition initiales. La souillure est le résultat de la pollution et suggère une violation ou une profanation.

Eaux hydrologiques

Les eaux naturelles de la Terre peuvent être considérées comme un système en circulation continue, comme le montre la figure 1, qui fournit une illustration graphique des eaux dans le cycle hydrologique, y compris les eaux de surface et souterraines.

Figure 1. Le cycle hydrologique

Comme référence pour la qualité de l'eau, les eaux distillées (H₂O) représentent l'état de pureté le plus élevé. Les eaux du cycle hydrologique peuvent être considérées comme naturelles, mais elles ne sont pas pures. Ils sont pollués par les activités naturelles et humaines. Les effets de la dégradation naturelle peuvent résulter d'une myriade de sources - de la faune, de la flore, des éruptions volcaniques, des coups de foudre provoquant des incendies, etc., qui, à long terme, sont considérés comme les niveaux de fond dominants à des fins scientifiques.

La pollution d'origine humaine perturbe l'équilibre naturel en superposant des déchets provenant de diverses sources. Des polluants peuvent être introduits dans les eaux du cycle hydrologique à tout moment. Par exemple : les précipitations atmosphériques (pluies) peuvent être contaminées par des polluants atmosphériques ; les eaux de surface peuvent être polluées par le processus de ruissellement des bassins versants; les eaux usées peuvent être déversées dans les ruisseaux et les rivières ; et les eaux souterraines peuvent être polluées par infiltration et contamination souterraine.

 

 

La figure 2 montre une distribution des eaux hydrologiques. La pollution se superpose alors à ces eaux et peut donc être considérée comme une condition environnementale non naturelle ou déséquilibrée. Le processus de pollution peut se produire dans les eaux de n'importe quelle partie du cycle hydrologique et est plus évident à la surface de la terre sous la forme de ruissellement des bassins versants vers les ruisseaux et les rivières. Cependant, la pollution des eaux souterraines a également un impact environnemental majeur et est discutée après la section sur la pollution des eaux de surface.

Figure 2. Répartition des précipitations

Sources de pollution de l'eau dans les bassins versants

Les bassins versants sont le domaine d'origine de la pollution des eaux de surface. Un bassin versant est défini comme une zone de la surface de la terre sur laquelle les eaux hydrologiques tombent, s'accumulent, sont utilisées, évacuées et éventuellement déversées dans des ruisseaux, des rivières ou d'autres plans d'eau. Il est composé d'un système de drainage avec ruissellement ultime ou collecte dans un ruisseau ou une rivière. Les grands bassins versants des rivières sont généralement appelés bassins versants. La figure 3 est une représentation du cycle hydrologique sur un bassin versant régional. Pour une région, la disposition des différentes eaux peut être écrite comme une équation simple, qui est l'équation de base de l'hydrologie telle qu'écrite par Viessman, Lewis et Knapp (1989) ; les unités typiques sont mm/an :

P-R-G-E-T = ±S

où:

P = précipitations (c'est-à-dire précipitations, chutes de neige, grêle)

R = ruissellement ou écoulement de surface du bassin versant

G = eau souterraine

E = évaporation

T = transpiration

S = stockage en surface

Figure 3. Cycle hydrologique régional

Les précipitations sont considérées comme la forme initiale dans le bilan hydrologique ci-dessus. Le terme ruissellement est synonyme de débit fluvial. Le stockage fait référence aux réservoirs ou aux systèmes de rétention qui collectent les eaux ; par exemple, un barrage construit par l'homme (barrage) sur une rivière crée un réservoir à des fins de stockage de l'eau. L'eau souterraine s'accumule en tant que système de stockage et peut s'écouler d'un endroit à un autre; il peut s'agir d'influents ou d'effluents par rapport aux cours d'eau de surface. L'évaporation est un phénomène de surface de l'eau et la transpiration est associée à la transmission par le biote.

 

 

 

 

 

 

 

Bien que les bassins versants puissent varier considérablement en taille, certains systèmes de drainage pour la désignation de la pollution de l'eau sont classés comme urbains ou non urbains (agricoles, ruraux, non développés). La pollution qui se produit dans ces systèmes de drainage provient des sources suivantes :

Sources ponctuelles : les déchets se déversent dans un plan d'eau récepteur à un endroit spécifique, à un point tel qu'un tuyau d'égout ou un type de sortie de système concentré.

Sources non ponctuelles (dispersées) : pollution pénétrant dans un plan d'eau récepteur à partir de sources dispersées dans le bassin versant; le drainage des eaux de ruissellement des précipitations non collectées dans un ruisseau est typique. Les sources non ponctuelles sont aussi parfois appelées eaux « diffuses » ; cependant, le terme dispersé est considéré comme plus descriptif.

Sources intermittentes : d'un point ou d'une source qui se décharge dans certaines circonstances, comme dans des conditions de surcharge ; les débordements d'égouts unitaires pendant les périodes de ruissellement de fortes pluies sont typiques.

Polluants de l'eau dans les ruisseaux et les rivières

Lorsque des déchets nocifs provenant des sources ci-dessus sont déversés dans des cours d'eau ou d'autres plans d'eau, ils deviennent des polluants qui ont été classés et décrits dans une section précédente. Les polluants ou contaminants qui pénètrent dans un plan d'eau peuvent être divisés en :

• polluants dégradables (non conservateurs): impuretés qui finissent par se décomposer en substances inoffensives ou qui peuvent être éliminées par des méthodes de traitement ; c'est-à-dire certaines matières organiques et produits chimiques, les eaux usées domestiques, la chaleur, les éléments nutritifs des plantes, la plupart des bactéries et des virus, certains sédiments
• polluants non dégradables (conservateurs): impuretés qui persistent dans l'environnement aquatique et dont la concentration ne diminue pas à moins d'être diluées ou éliminées par traitement ; c'est-à-dire certains produits chimiques organiques et inorganiques, sels, suspensions colloïdales
• polluants dangereux d'origine hydrique: formes complexes de déchets nocifs, y compris les métaux traces toxiques, certains composés inorganiques et organiques
• polluants radionucléides: matériaux qui ont été soumis à une source radioactive.

 

Réglementation de la lutte contre la pollution de l'eau

Les réglementations de lutte contre la pollution de l'eau largement applicables sont généralement promulguées par les agences gouvernementales nationales, avec des réglementations plus détaillées par les États, les provinces, les municipalités, les districts des eaux, les districts de conservation, les commissions d'assainissement et autres. Aux niveaux national et étatique (ou provincial), les agences de protection de l'environnement (EPA) et les ministères de la santé sont généralement chargés de cette responsabilité. Dans la discussion des réglementations ci-dessous, le format et certaines parties suivent l'exemple des normes de qualité de l'eau actuellement applicables pour l'État américain de l'Ohio.

Désignations d'utilisation de la qualité de l'eau

L'objectif ultime du contrôle de la pollution de l'eau serait l'absence de rejet de polluants dans les masses d'eau ; cependant, la réalisation complète de cet objectif n'est généralement pas rentable. L'approche privilégiée consiste à fixer des limites aux rejets d'élimination des déchets pour une protection raisonnable de la santé humaine et de l'environnement. Bien que ces normes puissent varier considérablement d'une juridiction à l'autre, les désignations d'utilisation pour des plans d'eau spécifiques constituent généralement la base, comme nous le verrons brièvement ci-dessous.

L'approvisionnement en eau comprend :

• approvisionnement public en eau: eaux qui, avec un traitement conventionnel, seront propres à la consommation humaine
• approvisionnement agricole: eaux propres à l'irrigation et à l'abreuvement du bétail sans traitement
• fourniture industrielle/commerciale: eaux propres aux usages industriels et commerciaux avec ou sans traitement.

 

Les activités récréatives comprennent :

• eaux de baignade: eaux qui, à certaines saisons, sont propices à la baignade selon la qualité de l'eau approuvée ainsi que les conditions et les installations de protection
• premier contact: eaux qui, pendant certaines saisons, sont propices aux activités récréatives de contact corporel intégral comme la natation, le canoë-kayak et la plongée sous-marine avec une menace minimale pour la santé publique en raison de la qualité de l'eau
• contact secondaire: eaux qui, pendant certaines saisons, sont propices aux activités récréatives par contact corporel partiel telles que, mais sans s'y limiter, le pataugeoire, avec une menace minimale pour la santé publique en raison de la qualité de l'eau.

 

Les ressources en eau publiques sont classées comme des masses d'eau qui se trouvent dans les systèmes de parcs, les zones humides, les zones fauniques, les rivières sauvages, pittoresques et récréatives et les lacs publics, et les eaux d'importance récréative ou écologique exceptionnelle.

Habitats de la vie aquatique

Les désignations typiques varient selon les climats, mais se rapportent aux conditions dans les plans d'eau pour soutenir et maintenir certains organismes aquatiques, en particulier diverses espèces de poissons. Par exemple, les désignations d'utilisation dans un climat tempéré telles que subdivisées dans les réglementations de l'Agence de protection de l'environnement de l'État de l'Ohio (EPA) sont répertoriées ci-dessous sans descriptions détaillées :

• eau chaude
• eau chaude limitée
• eau chaude exceptionnelle
• eau chaude modifiée
• salmonidé saisonnier
• eau froide
• ressource en eau limitée.

 

Critères de contrôle de la pollution de l'eau

Les eaux naturelles et les eaux usées sont caractérisées en fonction de leur composition physique, chimique et biologique. Les principales propriétés physiques et les constituants chimiques et biologiques des eaux usées et leurs sources sont une longue liste, rapportée dans un manuel de Metcalf et Eddy (1991). Les méthodes analytiques pour ces déterminations sont données dans un manuel largement utilisé intitulé Méthodes standard pour l'examen de l'eau et des eaux usées par l'Association américaine de santé publique (1995).

Chaque masse d'eau désignée doit être contrôlée conformément à des réglementations qui peuvent comprendre à la fois des critères numériques de base et des critères numériques plus détaillés, comme nous le verrons brièvement ci-dessous.

Absence fondamentale de pollution. Dans la mesure du possible et du possible, toutes les masses d'eau doivent respecter les critères de base des « cinq libertés contre la pollution » :

1. exempt de solides en suspension ou d'autres substances qui pénètrent dans les eaux à la suite d'activités humaines et qui se déposeront pour former des dépôts de boues putrides ou autrement inadmissibles, ou qui nuiront à la vie aquatique
2. exempt de débris flottants, d'huile, d'écume et d'autres matériaux flottants pénétrant dans les eaux à la suite d'activités humaines en quantités suffisantes pour être inesthétiques ou causer une dégradation
3. exempt de matériaux pénétrant dans les eaux à la suite d'une activité humaine, produisant une couleur, une odeur ou d'autres conditions au point de créer une nuisance
4. exempt de substances pénétrant dans les eaux à la suite d'activités humaines, à des concentrations toxiques ou nocives pour la vie humaine, animale ou aquatique et/ou rapidement létales dans la zone de mélange
5. exempt de nutriments pénétrant dans les eaux à la suite de l'activité humaine, à des concentrations qui créent des croissances nuisibles de plantes aquatiques et d'algues.

 

Les critères de qualité de l'eau sont des limites numériques et des lignes directrices pour le contrôle des constituants chimiques, biologiques et toxiques dans les masses d'eau.

Avec plus de 70,000 XNUMX composés chimiques utilisés aujourd'hui, il est impossible de spécifier le contrôle de chacun. Cependant, des critères pour les produits chimiques peuvent être établis sur la base de limitations car ils portent tout d'abord sur trois grandes classes de consommation et d'exposition :

Classe 1: Les critères chimiques pour la protection de la santé humaine sont la première préoccupation majeure et doivent être établis conformément aux recommandations des agences gouvernementales de santé, de l'OMS et des organismes de recherche en santé reconnus.

Classe 2: Les critères chimiques pour le contrôle de l'approvisionnement en eau agricole doivent être basés sur des études scientifiques reconnues et des recommandations qui protégeront contre les effets néfastes sur les cultures et le bétail résultant de l'irrigation des cultures et de l'abreuvement du bétail.

Classe 3: Les critères chimiques pour la protection de la vie aquatique doivent être basés sur des études scientifiques reconnues concernant la sensibilité de ces espèces à des produits chimiques spécifiques et également en relation avec la consommation humaine de poisson et de fruits de mer.

Les critères relatifs aux effluents d'eaux usées se rapportent aux limitations des constituants polluants présents dans les effluents d'eaux usées et constituent une autre méthode de contrôle. Ils peuvent être définis en fonction des désignations d'utilisation de l'eau des masses d'eau et en fonction des classes ci-dessus pour les critères chimiques.

Les critères biologiques sont basés sur les conditions de l'habitat du plan d'eau qui sont nécessaires pour soutenir la vie aquatique.

Contenu organique des eaux usées et des eaux naturelles

La teneur brute en matière organique est la plus importante pour caractériser la force polluante des eaux usées et des eaux naturelles. Trois tests de laboratoire sont couramment utilisés à cette fin :

Demande biochimique en oxygène (DBO): la DBO à cinq jours (DBO5) est le paramètre le plus utilisé ; ce test mesure l'oxygène dissous utilisé par les micro-organismes dans l'oxydation biochimique de la matière organique pendant cette période.

Demande chimique en oxygène (DCO): ce test consiste à mesurer la matière organique dans les déchets municipaux et industriels qui contiennent des composés toxiques pour la vie biologique ; c'est une mesure de l'équivalent en oxygène de la matière organique qui peut être oxydée.

Carbone organique total (COT): cet essai est particulièrement applicable aux faibles concentrations de matière organique dans l'eau ; c'est une mesure de la matière organique qui est oxydée en dioxyde de carbone.

Réglementation de la politique anti-dégradation

Les réglementations de la politique anti-dégradation sont une autre approche pour empêcher la propagation de la pollution de l'eau au-delà de certaines conditions existantes. Par exemple, la politique anti-dégradation des normes de qualité de l'eau de l'Ohio Environmental Protection Agency comprend trois niveaux de protection :

Niveau 1: Les usages existants doivent être maintenus et protégés. Aucune autre dégradation de la qualité de l'eau n'est autorisée qui interférerait avec les utilisations désignées existantes.

Niveau 2: Ensuite, une qualité d'eau supérieure à celle nécessaire à la protection des usages doit être maintenue sauf s'il est démontré qu'une qualité d'eau inférieure est nécessaire à un développement économique ou social important, tel que déterminé par le Directeur de l'EPA.

Niveau 3: Enfin, la qualité des eaux de la ressource en eau doit être maintenue et protégée. La qualité de l'eau ambiante existante ne doit pas être dégradée par des substances jugées toxiques ou interférant avec toute utilisation désignée. Des charges polluantes accrues sont autorisées à être rejetées dans les plans d'eau si elles n'entraînent pas une baisse de la qualité de l'eau existante.

Modélisation des zones de mélange des rejets de pollution de l'eau et de la répartition des charges de déchets

Les zones de mélange sont des zones dans une masse d'eau qui permettent aux rejets d'eaux usées traitées ou non traitées d'atteindre des conditions stabilisées, comme illustré à la figure 4 pour un cours d'eau. Le rejet est initialement dans un état transitoire qui se dilue progressivement depuis la concentration de la source jusqu'aux conditions de l'eau réceptrice. Il ne doit pas être considéré comme une entité de traitement et peut être délimité par des restrictions spécifiques.

Figure 4. Zones de mélange

En règle générale, les zones de mélange ne doivent pas :

• entraver la migration, la survie, la reproduction ou la croissance des espèces aquatiques

• inclure les zones de frai ou d'alevinage

• inclure les prises d'eau publiques

• inclure des zones de baignade

• constituent plus de la moitié de la largeur d'un cours d'eau

• constituent plus de la moitié de la section transversale d'une embouchure de cours d'eau

• s'étendent en aval sur une distance supérieure à cinq fois la largeur du cours d'eau.

 

Les études de répartition de la charge de déchets sont devenues importantes en raison du coût élevé du contrôle des éléments nutritifs des rejets d'eaux usées pour éviter l'eutrophisation dans le cours d'eau (définie ci-dessous). Ces études utilisent généralement des modèles informatiques pour simuler les conditions de qualité de l'eau dans un cours d'eau, notamment en ce qui concerne les nutriments tels que les formes d'azote et de phosphore, qui affectent la dynamique de l'oxygène dissous. Les modèles traditionnels de qualité de l'eau de ce type sont représentés par le modèle américain EPA QUAL2E, qui a été décrit par Brown et Barnwell (1987). Un modèle plus récent proposé par Taylor (1995) est le modèle omnidiurne (ODM), qui comprend une simulation de l'impact de la végétation enracinée sur la dynamique des nutriments et de l'oxygène dissous dans le cours d'eau.

Dispositions relatives aux écarts

Tous les règlements de contrôle de la pollution de l'eau sont limités à la perfection et devraient donc inclure des dispositions qui permettent une variation de jugement basée sur certaines conditions qui peuvent empêcher une conformité immédiate ou complète.

Évaluation et gestion des risques liés à la pollution de l'eau

Les réglementations de contrôle de la pollution de l'eau ci-dessus sont typiques des approches gouvernementales mondiales pour assurer la conformité aux normes de qualité de l'eau et aux limites de rejet des effluents d'eaux usées. Généralement, ces réglementations ont été établies sur la base de facteurs sanitaires et de recherches scientifiques ; lorsqu'il existe une certaine incertitude quant aux effets possibles, des facteurs de sécurité sont souvent appliqués. La mise en œuvre de certaines de ces réglementations peut être déraisonnable et excessivement coûteuse pour le grand public ainsi que pour les entreprises privées. Par conséquent, on se préoccupe de plus en plus d'une allocation plus efficace des ressources pour atteindre les objectifs d'amélioration de la qualité de l'eau. Comme indiqué précédemment dans la discussion sur les eaux hydrologiques, la pureté originelle n'existe pas même dans les eaux naturelles.

Une approche technologique croissante encourage l'évaluation et la gestion des risques écologiques dans le cadre de la réglementation des pollutions de l'eau. Le concept est basé sur une analyse des avantages et des coûts écologiques liés au respect des normes ou des limites. Parkhurst (1995) a proposé l'application de l'évaluation des risques écologiques aquatiques comme aide à l'établissement des limites de contrôle de la pollution de l'eau, en particulier en ce qui concerne la protection de la vie aquatique. Ces méthodes d'évaluation des risques peuvent être appliquées pour estimer les effets écologiques des concentrations chimiques pour un large éventail de conditions de pollution des eaux de surface, notamment :

• pollution ponctuelle

• pollution diffuse

• sédiments contaminés existants dans les canaux des cours d'eau

• sites de déchets dangereux liés aux plans d'eau

• analyse des critères existants de lutte contre la pollution des eaux.

 

La méthode proposée se compose de trois niveaux ; comme le montre la figure 5 qui illustre l'approche.

Figure 5. Méthodes d'évaluation des risques pour les niveaux successifs d'analyse. Niveau 1 : niveau de dépistage ; Niveau 2 : Quantification des risques potentiellement significatifs ; Niveau 3 : Quantification des risques spécifiques au site

Pollution de l'eau dans les lacs et réservoirs

Les lacs et les réservoirs assurent le stockage volumétrique de l'afflux du bassin versant et peuvent avoir de longues périodes de rinçage par rapport à l'afflux et à l'écoulement rapides d'un tronçon dans un cours d'eau qui coule. Ils sont donc particulièrement préoccupants en ce qui concerne la rétention de certains constituants, en particulier les nutriments, y compris les formes d'azote et de phosphore qui favorisent l'eutrophisation. L'eutrophisation est un processus de vieillissement naturel dans lequel la teneur en eau s'enrichit organiquement, conduisant à la domination de la croissance aquatique indésirable, comme les algues, la jacinthe d'eau, etc. Le processus eutrophique a tendance à réduire la vie aquatique et a des effets néfastes sur l'oxygène dissous. Les sources naturelles et culturelles de nutriments peuvent favoriser le processus, comme l'illustre Preul (1974) dans la figure 6, montrant une liste schématique des sources et des puits de nutriments pour le lac Sunapee, dans l'État américain du New Hampshire.

Figure 6. Liste schématique des sources et des puits de nutriments (azote et phosphore) pour le lac Sunapee, New Hampshire (États-Unis)

Les lacs et les réservoirs, bien sûr, peuvent être échantillonnés et analysés pour déterminer leur état trophique. Les études analytiques commencent généralement par un bilan nutritif de base tel que le suivant :

(éléments nutritifs de l'influent du lac) = (éléments nutritifs de l'effluent du lac) + (rétention d'éléments nutritifs dans le lac)

Ce bilan de base peut être encore élargi pour inclure les diverses sources présentées dans la figure 6.

Le temps de rinçage est une indication des aspects de rétention relative d'un système lacustre. Les lacs peu profonds, comme le lac Érié, ont des temps de rinçage relativement courts et sont associés à une eutrophisation avancée parce que les lacs peu profonds sont souvent plus propices à la croissance des plantes aquatiques. Les lacs profonds tels que le lac Tahoe et le lac Supérieur ont de très longues périodes de rinçage, qui sont généralement associées à des lacs avec une eutrophisation minimale car jusqu'à présent, ils n'ont pas été surchargés et aussi parce que leurs profondeurs extrêmes ne sont pas propices à une croissance extensive des plantes aquatiques. sauf dans l'épilimnion (zone supérieure). Les lacs de cette catégorie sont généralement classés comme oligotrophes, sur la base qu'ils sont relativement pauvres en nutriments et supportent une croissance aquatique minimale telle que les algues.

Il est intéressant de comparer les temps de rinçage de certains grands lacs américains tels que rapportés par Pecor (1973) en utilisant la base de calcul suivante :

temps de rinçage du lac (LFT) = (volume de stockage du lac)/(débit sortant du lac)

Quelques exemples : lac Wabesa (Michigan), LFT=0.30 ans ; Houghton Lake (Michigan), 1.4 ans; lac Érié, 2.6 ans; Lac Supérieur, 191 ans; Lac Tahoe, 700 ans.

Bien que la relation entre le processus d'eutrophisation et la teneur en nutriments soit complexe, le phosphore est généralement reconnu comme le nutriment limitant. Sur la base de conditions entièrement mixtes, Sawyer (1947) a signalé que les efflorescences algales ont tendance à se produire si les valeurs d'azote dépassent 0.3 mg/l et le phosphore dépasse 0.01 mg/l. Dans les lacs et réservoirs stratifiés, de faibles niveaux d'oxygène dissous dans l'hypoliminion sont les premiers signes d'eutrophisation. Vollenweider (1968, 1969) a établi des niveaux critiques de charge de phosphore total et d'azote total pour un certain nombre de lacs en fonction des charges de nutriments, des profondeurs moyennes et des états trophiques. Pour une comparaison des travaux sur ce sujet, Dillon (1974) a publié une revue critique du modèle de bilan nutritif de Vollenweider et d'autres modèles apparentés. Des modèles informatiques plus récents sont également disponibles pour simuler les cycles azote/phosphore avec des variations de température.

Pollution de l'eau dans les estuaires

Un estuaire est un passage d'eau intermédiaire entre l'embouchure d'un fleuve et une côte maritime. Ce passage est composé d'un canal d'embouchure de rivière avec un afflux de rivière (eau douce) depuis l'amont et un écoulement sortant du côté aval dans un niveau d'eau de mer en aval en constante évolution (eau salée). Les estuaires sont continuellement affectés par les fluctuations des marées et sont parmi les masses d'eau les plus complexes rencontrées dans le contrôle de la pollution de l'eau. Les caractéristiques dominantes d'un estuaire sont une salinité variable, un coin de sel ou une interface entre l'eau salée et l'eau douce, et souvent de vastes zones d'eau peu profonde et turbide recouvrant des vasières et des marais salés. Les nutriments sont en grande partie fournis à un estuaire à partir de la rivière entrante et se combinent avec l'habitat de l'eau de mer pour fournir une production prolifique de biote et de vie marine. Les fruits de mer récoltés dans les estuaires sont particulièrement recherchés.

Du point de vue de la pollution de l'eau, les estuaires sont individuellement complexes et nécessitent généralement des enquêtes spéciales utilisant des études de terrain approfondies et une modélisation informatique. Pour une meilleure compréhension de base, le lecteur est renvoyé à Reish 1979, sur la pollution marine et estuarienne ; et à Reid et Wood 1976, sur l'écologie des eaux intérieures et des estuaires.

Pollution de l'eau en milieu marin

Les océans peuvent être considérés comme l'eau réceptrice ultime ou le puits, puisque les déchets transportés par les rivières finissent par se déverser dans cet environnement marin. Bien que les océans soient de vastes étendues d'eau salée avec une capacité d'assimilation apparemment illimitée, la pollution a tendance à altérer les côtes et à affecter davantage la vie marine.

Les sources de polluants marins comprennent bon nombre de ceux rencontrés dans les environnements d'eaux usées terrestres, ainsi que d'autres liés aux opérations maritimes. Une liste restreinte est donnée ci-dessous :

• eaux usées et boues domestiques, déchets industriels, déchets solides, déchets de bord

• déchets de pêche, sédiments et nutriments provenant des rivières et des eaux de ruissellement

• marées noires, exploration pétrolière offshore et déchets de production, opérations de dragage

• chaleur, déchets radioactifs, déchets chimiques, pesticides et herbicides.

 

Chacun de ces éléments nécessite une manipulation et des méthodes de contrôle spéciales. Le rejet d'eaux usées domestiques et de boues d'épuration par les exutoires océaniques est peut-être la principale source de pollution marine.

Pour la technologie actuelle sur ce sujet, le lecteur est renvoyé au livre sur la pollution marine et son contrôle par Bishop (1983).

Techniques de réduction de la pollution dans les rejets d'eaux usées

Le traitement des eaux usées à grande échelle est généralement effectué par les municipalités, les districts sanitaires, les industries, les entreprises commerciales et diverses commissions de contrôle de la pollution. Le but ici est de décrire les méthodes contemporaines de traitement des eaux usées municipales, puis de fournir quelques informations concernant le traitement des déchets industriels et des méthodes plus avancées.

En général, tous les processus de traitement des eaux usées peuvent être regroupés en types physiques, chimiques ou biologiques, et un ou plusieurs de ceux-ci peuvent être utilisés pour obtenir un produit effluent souhaité. Ce groupement de classification est le plus approprié pour comprendre les approches de traitement des eaux usées et est présenté dans le tableau 1.

Tableau 1. Classification générale des opérations et procédés de traitement des eaux usées

 

Méthodes contemporaines de traitement des eaux usées

La couverture ici est limitée et vise à fournir un aperçu conceptuel des pratiques actuelles de traitement des eaux usées dans le monde plutôt que des données de conception détaillées. Pour ce dernier, le lecteur est renvoyé à Metcalf et Eddy 1991.

Les eaux usées municipales ainsi que certains mélanges de déchets industriels/commerciaux sont traités dans des systèmes employant couramment un traitement primaire, secondaire et tertiaire comme suit :

Système de traitement primaire: Prétraitement ® Décantation primaire ® Désinfection (chloration) ® Effluent

Système de traitement secondaire: Prétraitement ® Décantation primaire ® Unité biologique ® Deuxième décantation ® Désinfection (chloration) ® Effluent vers flux

Système de traitement tertiaire: Prétraitement ® Décantation primaire ® Unité biologique ® Seconde décantation ® Unité tertiaire ® Désinfection (chloration) ® Effluent vers flux

La figure 7 montre en outre un diagramme schématique d'un système de traitement des eaux usées classique. Des descriptions générales des processus ci-dessus suivent.

Figure 7. Schéma de principe du traitement conventionnel des eaux usées

Traitement primaire

L'objectif fondamental du traitement primaire des eaux usées municipales, y compris les eaux usées domestiques mêlées à certains déchets industriels/commerciaux, est d'éliminer les solides en suspension et de clarifier les eaux usées, afin de les rendre aptes au traitement biologique. Après quelques manipulations de prétraitement telles que le criblage, le dessablage et le broyage, le processus principal de sédimentation primaire est la décantation des eaux usées brutes dans de grands bassins de décantation pendant des périodes allant jusqu'à plusieurs heures. Ce procédé élimine de 50 à 75 % du total des solides en suspension, qui sont soutirés en tant que boues de sousverse collectées pour un traitement séparé. L'effluent de trop-plein du procédé est ensuite dirigé vers un traitement secondaire. Dans certains cas, des produits chimiques peuvent être utilisés pour améliorer le degré de traitement primaire.

Traitement secondaire

La partie du contenu organique des eaux usées qui est finement en suspension ou dissoute et non éliminée dans le processus primaire est traitée par un traitement secondaire. Les formes généralement acceptées de traitement secondaire couramment utilisées comprennent les filtres bactériens, les contacteurs biologiques tels que les disques rotatifs, les boues activées, les bassins de stabilisation des déchets, les systèmes de bassins aérés et les méthodes d'épandage, y compris les systèmes de zones humides. Tous ces systèmes seront reconnus comme employant des processus biologiques d'une forme ou d'une autre. Les plus courants de ces processus sont brièvement décrits ci-dessous.

Systèmes de contacteurs biologiques. Les filtres percolateurs sont l'une des premières formes de cette méthode pour le traitement secondaire et sont encore largement utilisés avec certaines méthodes d'application améliorées. Dans ce traitement, l'effluent des réservoirs primaires est appliqué uniformément sur un lit de média, tel que de la roche ou un média plastique synthétique. Une distribution uniforme est accomplie typiquement en faisant ruisseler le liquide à partir d'une tuyauterie perforée en rotation sur le lit de manière intermittente ou continue selon le processus souhaité. Selon le taux de charges organiques et hydrauliques, les filtres bactériens peuvent éliminer jusqu'à 95 % de la teneur organique, généralement analysée en tant que demande biochimique en oxygène (DBO). Il existe de nombreux autres systèmes de contacteurs biologiques plus récents en cours d'utilisation qui peuvent fournir des suppressions de traitement dans la même gamme; certaines de ces méthodes offrent des avantages particuliers, notamment applicables dans certaines conditions limites telles que l'espace, le climat, etc. Il convient de noter qu'un décanteur secondaire suivant est considéré comme une partie nécessaire de l'achèvement du processus. Dans la décantation secondaire, une partie des boues dites d'humus est soutirée en sousverse et la surverse est évacuée en effluent secondaire.

Boues activées. Dans la forme la plus courante de ce procédé biologique, l'effluent traité primaire s'écoule dans un réservoir unitaire à boues activées contenant une suspension biologique préexistante appelée boues activées. Ce mélange est appelé solides en suspension de liqueur mixte (MLSS) et est fourni une période de contact allant généralement de plusieurs heures jusqu'à 24 heures ou plus, selon les résultats souhaités. Pendant cette période, le mélange est fortement aéré et agité pour favoriser l'activité biologique aérobie. Au fur et à mesure que le processus se termine, une partie du mélange (MLSS) est prélevée et renvoyée dans l'influent pour la poursuite du processus d'activation biologique. Une décantation secondaire est prévue après l'unité de boues activées dans le but de décanter la suspension de boues activées et d'évacuer un trop-plein clarifié sous forme d'effluent. Le procédé est capable d'éliminer jusqu'à environ 95 % de la DBO entrante.

Traitement tertiaire

Un troisième niveau de traitement peut être fourni lorsqu'un degré plus élevé d'élimination des polluants est requis. Cette forme de traitement peut généralement inclure une filtration sur sable, des bassins de stabilisation, des méthodes d'élimination des terres, des zones humides et d'autres systèmes qui stabilisent davantage l'effluent secondaire.

Désinfection des effluents

La désinfection est généralement nécessaire pour réduire les bactéries et les agents pathogènes à des niveaux acceptables. La chloration, le dioxyde de chlore, l'ozone et la lumière ultraviolette sont les procédés les plus couramment utilisés.

Efficacité globale de la station d'épuration

Les eaux usées comprennent une large gamme de constituants qui sont généralement classés comme solides en suspension et dissous, constituants inorganiques et constituants organiques.

L'efficacité d'un système de traitement peut être mesurée en termes de pourcentage d'élimination de ces constituants. Les paramètres communs de mesure sont :

• DBO: demande biochimique en oxygène, mesurée en mg/l

• LA MORUE: demande chimique en oxygène, mesurée en mg/l

• TSS: matières en suspension totales, mesurées en mg/l

• TDS: solides dissous totaux, mesurés en mg/l

• formes d'azote: y compris le nitrate et l'ammoniac, mesurés en mg/l (le nitrate est particulièrement préoccupant en tant que nutriment dans l'eutrophisation)

• phosphate: mesuré en mg/l (également particulièrement préoccupant en tant que nutriment dans l'eutrophisation)

• pH: degré d'acidité, mesuré par un nombre de 1 (le plus acide) à 14 (le plus alcalin)

• nombre de bactéries coliformes: mesuré comme le nombre le plus probable pour 100 ml (Escherichia et les bactéries coliformes fécales sont les indicateurs les plus courants).

 

Traitement des eaux usées industrielles

Types de déchets industriels

Les déchets industriels (non domestiques) sont nombreux et varient considérablement en composition ; ils peuvent être très acides ou alcalins et nécessitent souvent une analyse détaillée en laboratoire. Un traitement spécialisé peut être nécessaire pour les rendre inoffensifs avant la sortie. La toxicité est une grande préoccupation dans l'élimination des eaux usées industrielles.

Les déchets industriels représentatifs comprennent : les pâtes et papiers, l'abattoir, la brasserie, la tannerie, la transformation des aliments, la conserverie, les produits chimiques, le pétrole, le textile, le sucre, la blanchisserie, la viande et la volaille, l'alimentation des porcs, l'équarrissage et bien d'autres. L'étape initiale de l'élaboration de la conception du traitement est une enquête sur les déchets industriels, qui fournit des données sur les variations de débit et les caractéristiques des déchets. Les caractéristiques indésirables des déchets telles qu'énumérées par Eckenfelder (1989) peuvent être résumées comme suit :

• matières organiques solubles provoquant l'épuisement de l'oxygène dissous

• matières solides en suspension

• traces organiques

• métaux lourds, cyanure et matières organiques toxiques

• couleur et turbidité

• azote et phosphore

• substances réfractaires résistantes à la biodégradation

• pétrole et matériaux flottants

• matières volatiles.

 

L'US EPA a en outre défini une liste de produits chimiques organiques et inorganiques toxiques avec des limitations spécifiques dans l'octroi de permis de rejet. La liste comprend plus de 100 composés et est trop longue pour être réimprimée ici, mais peut être demandée à l'EPA.

Méthodes de traitement

La manutention des déchets industriels est plus spécialisée que le traitement des déchets domestiques ; cependant, lorsqu'elles se prêtent à une réduction biologique, elles sont généralement traitées à l'aide de méthodes similaires à celles décrites précédemment (approches de traitement biologique secondaire/tertiaire) pour les systèmes municipaux.

Les bassins de stabilisation des déchets sont une méthode courante de traitement des eaux usées organiques lorsqu'une superficie suffisante est disponible. Les bassins à circulation sont généralement classés en fonction de leur activité bactérienne comme aérobie, facultatif ou anaérobie. Les bassins aérés sont alimentés en oxygène par des systèmes d'aération diffuse ou mécanique.

Les figures 8 et 9 montrent des croquis de bassins de stabilisation des déchets.

Figure 8. Bassin de stabilisation à deux cellules : schéma en coupe

Figure 9. Types de lagunes aérées : schéma de principe

Prévention de la pollution et minimisation des déchets

Lorsque les opérations et les procédés des déchets industriels en usine sont analysés à leur source, ils peuvent souvent être contrôlés afin d'éviter des rejets polluants importants.

Les techniques de recirculation sont des approches importantes dans les programmes de prévention de la pollution. Un exemple d'étude de cas est un plan de recyclage pour les effluents d'eaux usées d'une tannerie de cuir publié par Preul (1981), qui comprenait la récupération/réutilisation du chrome ainsi que la recirculation complète de toutes les eaux usées de tannerie sans effluent dans aucun cours d'eau, sauf en cas d'urgence. L'organigramme de ce système est illustré à la figure 10.

Figure 10. Organigramme du système de recyclage des effluents des eaux usées de la tannerie

Pour des innovations plus récentes dans cette technologie, le lecteur est renvoyé à une publication sur la prévention de la pollution et la minimisation des déchets par la Fédération de l'environnement de l'eau (1995).

Méthodes avancées de traitement des eaux usées

Un certain nombre de méthodes avancées sont disponibles pour des degrés plus élevés d'élimination des constituants de la pollution, selon les besoins. Une liste générale comprend :

filtration (sable et multimédia)

précipitation chimique

adsorption de carbone

électrodialyse

distillation

nitrification

récolte d'algues

valorisation des effluents

micro-forçage

décapage à l'ammoniac

osmose inverse

échange d'ion

épandage

dénitrification

marécages.

Le procédé le plus approprié pour chaque situation doit être déterminé en fonction de la qualité et de la quantité des eaux usées brutes, des besoins en eau réceptrice et, bien sûr, des coûts. Pour plus de détails, voir Metcalf et Eddy 1991, qui comprend un chapitre sur le traitement avancé des eaux usées.

Étude de cas sur le traitement avancé des eaux usées

L'étude de cas du projet de récupération des eaux usées de la région de Dan discutée ailleurs dans ce chapitre fournit un excellent exemple de méthodes novatrices de traitement et de récupération des eaux usées.

Pollution thermique

La pollution thermique est une forme de déchets industriels, définie comme des augmentations ou des réductions délétères des températures normales de l'eau des eaux réceptrices causées par l'évacuation de la chaleur des installations artificielles. Les principales industries produisant de la chaleur résiduelle sont les combustibles fossiles (pétrole, gaz et charbon) et les centrales nucléaires, les aciéries, les raffineries de pétrole, les usines chimiques, les usines de pâtes et papiers, les distilleries et les blanchisseries. L'industrie de la production d'électricité, qui fournit de l'énergie à de nombreux pays (par exemple, environ 80 % aux États-Unis), est particulièrement préoccupante.

Impact de la chaleur résiduelle sur les eaux réceptrices

Influence sur la capacité d'assimilation des déchets

• La chaleur augmente l'oxydation biologique.

• La chaleur diminue la teneur en oxygène de l'eau et diminue le taux de réoxygénation naturelle.

• L'effet net de la chaleur est généralement préjudiciable pendant les mois chauds de l'année.

• L'effet hivernal peut être bénéfique dans les climats plus froids, où les conditions de glace sont rompues et l'aération de surface est assurée pour les poissons et la vie aquatique.

 

Influence sur la vie aquatique

De nombreuses espèces ont des limites de tolérance à la température et ont besoin de protection, en particulier dans les tronçons d'un cours d'eau ou d'un plan d'eau affectés par la chaleur. Par exemple, les cours d'eau froides ont généralement le type le plus élevé de poissons de sport tels que la truite et le saumon, tandis que les eaux chaudes abritent généralement des populations de poissons communs, avec certaines espèces telles que le brochet et l'achigan dans les eaux à température intermédiaire.

Figure 11. Échange de chaleur aux limites d'une section transversale d'eau réceptrice

Analyse thermique dans les eaux réceptrices

La figure 11 illustre les différentes formes d'échange naturel de chaleur aux limites d'un plan d'eau récepteur. Lorsque la chaleur est rejetée dans une eau réceptrice telle qu'une rivière, il est important d'analyser la capacité de la rivière pour les apports thermiques. Le profil de température d'une rivière peut être calculé en résolvant un bilan thermique similaire à celui utilisé dans le calcul des courbes d'affaissement de l'oxygène dissous. Les principaux facteurs du bilan thermique sont illustrés à la figure 12 pour un tronçon de rivière entre les points A et B. Chaque facteur nécessite un calcul individuel dépendant de certaines variables de chaleur. Comme pour un bilan d'oxygène dissous, le bilan de température est simplement une somme des actifs et des passifs de température pour une section donnée. D'autres approches analytiques plus sophistiquées sont disponibles dans la littérature sur ce sujet. Les résultats des calculs de bilan thermique peuvent être utilisés pour établir des limites de rejet de chaleur et éventuellement certaines contraintes d'utilisation d'une masse d'eau.

Figure 12. Capacité fluviale pour les ajouts thermiques

Dépollution thermique

Les principales approches pour le contrôle de la pollution thermique sont :

• amélioration de l'efficacité de l'exploitation des centrales électriques

• tours de refroidissement

• bassins de refroidissement isolés

• l'examen d'autres méthodes de production d'électricité telles que l'hydroélectricité.

 

Lorsque les conditions physiques sont favorables dans certaines limites environnementales, l'énergie hydroélectrique devrait être considérée comme une alternative à la production d'énergie fossile ou nucléaire. Dans la production d'énergie hydroélectrique, il n'y a pas d'évacuation de la chaleur et il n'y a pas de rejet d'eaux usées causant une pollution de l'eau.

Contrôle de la pollution des eaux souterraines

Importance des eaux souterraines

Étant donné que les approvisionnements en eau du monde sont largement extraits des aquifères, il est très important que ces sources d'approvisionnement soient protégées. On estime que plus de 95 % de l'approvisionnement en eau douce disponible sur la terre est souterrain ; Aux États-Unis, environ 50 % de l'eau potable provient de puits, selon l'US Geological Survey de 1984. Parce que la pollution et le mouvement des eaux souterraines sont de nature subtile et invisible, moins d'attention est parfois accordée à l'analyse et au contrôle de cette forme de dégradation de l'eau qu'à la pollution des eaux de surface, qui est beaucoup plus évidente.

Figure 13. Cycle hydrologique et sources de contamination des eaux souterraines

Sources de pollution souterraine

La figure 13 montre le cycle hydrologique avec des sources superposées de contamination des eaux souterraines. Une liste complète des sources potentielles de pollution souterraine est longue ; cependant, à titre d'illustration, les sources les plus évidentes incluent :

• rejets de déchets industriels

• cours d'eau pollués en contact avec des aquifères

• l’exploitation minière aux produits chimiques

• élimination des déchets solides et dangereux

• réservoirs de stockage souterrains tels que pour le pétrole

• système d'irrigation

• recharge artificielle

• empiètement de l'eau de mer

• déversements

• étangs pollués à fonds perméables

• puits d'élimination

• champs de tuiles de fosses septiques et fosses de lixiviation

• forage de puits inapproprié

• exploitations agricoles

• sels de déglaçage routier.

 

Les polluants spécifiques dans la contamination souterraine sont en outre classés comme :

• constituants chimiques indésirables (liste typique, non exhaustive) - organiques et inorganiques (par exemple, chlorure, sulfate, fer, manganèse, sodium, potassium)

• dureté totale et solides dissous totaux

• constituants toxiques (liste typique, non exhaustive) - nitrate, arsenic, chrome, plomb, cyanure, cuivre, phénols, mercure dissous

• caractéristiques physiques indésirables - goût, couleur et odeur

• pesticides et herbicides - hydrocarbures chlorés et autres

• matières radioactives - diverses formes de radioactivité

• biologique - bactéries, virus, parasites, etc.

• acide (pH bas) ou caustique (pH élevé).

 

Parmi les éléments ci-dessus, les nitrates sont particulièrement préoccupants dans les eaux souterraines et les eaux de surface. Dans les eaux souterraines, les nitrates peuvent provoquer la maladie méthémoglobinémie (cyanose infantile). Ils provoquent en outre des effets d'eutrophisation néfastes dans les eaux de surface et se produisent dans un large éventail de ressources en eau, comme l'a rapporté Preul (1991). Preul (1964, 1967, 1972) et Preul et Schroepfer (1968) ont également signalé le mouvement souterrain de l'azote et d'autres polluants.

Déplacement de la pollution dans le domaine souterrain

Le mouvement des eaux souterraines est extrêmement lent et subtil par rapport au mouvement des eaux de surface dans le cycle hydrologique. Pour une compréhension simple du déplacement des eaux souterraines ordinaires dans des conditions idéales d'écoulement stable, la loi de Darcy est l'approche de base pour l'évaluation du mouvement des eaux souterraines à de faibles nombres de Reynolds. (R):

V = K(dh/dl)

où:

V = vitesse de l'eau souterraine dans l'aquifère, m/jour

K = coefficient de perméabilité de l'aquifère

(dh/dl) = gradient hydraulique qui représente la force motrice du mouvement.

Dans les voyages souterrains des polluants, les eaux souterraines ordinaires (H₂O) est généralement le fluide porteur et peut être calculé pour se déplacer à une vitesse en fonction des paramètres de la loi de Darcy. Cependant, le taux de déplacement ou la vitesse d'un polluant, tel qu'un produit chimique organique ou inorganique, peut être différent en raison des processus d'advection et de dispersion hydrodynamique. Certains ions se déplacent plus lentement ou plus rapidement que le taux général d'écoulement des eaux souterraines à la suite de réactions au sein des milieux aquifères, de sorte qu'ils peuvent être classés comme « réactifs » ou « non réactifs ». Les réactions sont généralement des formes suivantes :

• réactions physiques entre le polluant et l'aquifère et/ou le liquide de transport

• réactions chimiques entre le polluant et l'aquifère et/ou le liquide de transport

• actions biologiques sur le polluant.

 

Les éléments suivants sont typiques des polluants souterrains réactifs et non réactifs :

• polluants réactifs - chrome, ion ammonium, calcium, sodium, fer, etc.; cations en général; constituants biologiques; constituants radioactifs

• polluants non réactifs - chlorure, nitrate, sulfate, etc.; certains anions; certains produits chimiques pesticides et herbicides.

 

Au début, il peut sembler que les polluants réactifs sont le pire type, mais ce n'est peut-être pas toujours le cas car les réactions retiennent ou retardent les concentrations de déplacement des polluants alors que le déplacement des polluants non réactifs peut être largement non inhibé. Certains produits domestiques et agricoles « mous » sont maintenant disponibles qui se dégradent biologiquement après un certain temps et évitent ainsi la possibilité de contamination des eaux souterraines.

Assainissement des aquifères

La prévention de la pollution souterraine est évidemment la meilleure approche ; cependant, l'existence incontrôlée de conditions d'eaux souterraines polluées est généralement révélée après son apparition, par exemple par des plaintes d'utilisateurs de puits d'eau dans la région. Malheureusement, au moment où le problème est reconnu, de graves dommages peuvent s'être produits et des mesures correctives sont nécessaires. L'assainissement peut nécessiter des enquêtes hydrogéologiques approfondies sur le terrain avec des analyses en laboratoire d'échantillons d'eau afin d'établir l'étendue des concentrations de polluants et des panaches de déplacement. Souvent, les puits existants peuvent être utilisés pour l'échantillonnage initial, mais les cas graves peuvent nécessiter des sondages et des échantillonnages d'eau approfondis. Ces données peuvent ensuite être analysées pour établir les conditions actuelles et faire des prédictions sur les conditions futures. L'analyse des déplacements de la contamination des eaux souterraines est un domaine spécialisé nécessitant souvent l'utilisation de modèles informatiques pour mieux comprendre la dynamique des eaux souterraines et faire des prédictions sous diverses contraintes. Un certain nombre de modèles informatiques bidimensionnels et tridimensionnels sont disponibles dans la littérature à cet effet. Pour des approches analytiques plus détaillées, le lecteur est renvoyé au livre de Freeze et Cherry (1987).

Prévention de la pollution

L'approche privilégiée pour la protection des ressources en eaux souterraines est la prévention de la pollution. Bien que les normes d'eau potable s'appliquent généralement à l'utilisation des approvisionnements en eau souterraine, les approvisionnements en eau brute doivent être protégés contre la contamination. Les entités gouvernementales telles que les ministères de la santé, les agences des ressources naturelles et les agences de protection de l'environnement sont généralement responsables de ces activités. Les efforts de lutte contre la pollution des eaux souterraines sont largement axés sur la protection des aquifères et la prévention de la pollution.

La prévention de la pollution nécessite des contrôles de l'utilisation des terres sous la forme d'un zonage et de certaines réglementations. Les lois peuvent s'appliquer à la prévention de fonctions spécifiques, particulièrement applicables aux sources ponctuelles ou aux actions susceptibles de causer une pollution. Le contrôle par le zonage de l'utilisation des terres est un outil de protection des eaux souterraines qui est le plus efficace au niveau du gouvernement municipal ou du comté. Les programmes de protection des aquifères et des têtes de puits, dont il est question ci-dessous, sont des exemples phares de prévention de la pollution.

Un programme de protection d'un aquifère nécessite d'établir les limites de l'aquifère et de ses zones de recharge. Les aquifères peuvent être de type non confiné ou confiné, et doivent donc être analysés par un hydrologue pour faire cette détermination. La plupart des grands aquifères sont généralement bien connus dans les pays développés, mais d'autres zones peuvent nécessiter des enquêtes sur le terrain et des analyses hydrogéologiques. L'élément clé du programme dans la protection de l'aquifère contre la dégradation de la qualité de l'eau est le contrôle de l'utilisation des terres sur l'aquifère et ses zones de recharge.

La protection des têtes de puits est une approche plus définitive et limitée qui s'applique à la zone de recharge contribuant à un puits particulier. Le gouvernement fédéral américain, par des amendements adoptés en 1986 à la loi sur la sécurité de l'eau potable (SDWA) (1984), exige désormais que des zones de protection spécifiques des têtes de puits soient établies pour les puits d'approvisionnement publics. La zone de protection des têtes de puits (WHPA) est définie dans la SDWA comme « la surface et la sous-surface entourant un puits d'eau ou un champ de captage, alimentant un système public d'approvisionnement en eau, à travers lequel les contaminants sont raisonnablement susceptibles de se déplacer vers et d'atteindre ce puits d'eau ou ce puits. domaine." L'objectif principal du programme WHPA, tel que défini par l'US EPA (1987), est la délimitation des zones de protection des puits en fonction de critères sélectionnés, de l'exploitation des puits et de considérations hydrogéologiques.

 

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