53. Dangers environnementaux pour la santé
Éditeurs de chapitre : Annalee Yassi et Tord Kjellström
Liens entre santé environnementale et santé au travail
Annalee Yassi et Tord Kjellström
Alimentation et l'Agriculture
Friedrich K. Kaferstein
Pollution industrielle dans les pays en développement
Niu Shiru
Pays en développement et pollution
T-shirt L. Guidotti
Pollution de l'air
Isabelle Romieu
Pollution terrestre
Tee L. Guidotti et Chen Weiping
Pollution de l'eau
Ivanildo Hespanhol et Richard Helmer
Énergie et Santé
LD Hamilton
Urbanisation
Edmundo Werna
Changement climatique mondial et appauvrissement de la couche d'ozone
Jonathan A. Patz
Extinction des espèces, perte de biodiversité et santé humaine
Éric Chivian
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1. Éclosions majeures de « maladies environnementales » sélectionnées
2. Agents de maladies d'origine alimentaire : caractéristiques épidémiologiques
3. Principales sources de polluants de l'air extérieur
4. Relation exposition-réponse des PM10
5. Modifications de la concentration d'ozone : résultats pour la santé
6. Morbidité & mortalité : maladies liées à l'eau
7. Produire de l'électricité de carburant : effets sur la santé
8. Production d'électricité renouvelable : effets sur la santé
9. Production d'électricité nucléaire : effets sur la santé
10. Logement & santé
11. Infrastructures urbaines & santé
12. Situation mondiale des principales maladies à transmission vectorielle
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54. Politique environnementale
Éditeur de chapitre : Larry R. Kohler
Aperçu Sécurité et santé au travail et environnement - Les deux faces d'une même médaille
Larry R. Kohler
Environnement et monde du travail : une approche intégrée du développement durable, de l'environnement et du milieu de travail
Larry R. Kohler
Loi et règlements
Françoise Burhenne Guilmin
Conventions internationales sur l'environnement
David Freestone
Évaluations d'impact environnemental
Ron Bisset
Évaluation du cycle de vie (du berceau à la tombe)
Sven-Olof Ryding
Évaluation des risques et communication
Adrian V. Gheorghe et Hansjörg Seiler
Audit environnemental - Définition et méthodologie
Robert Coyle
Stratégies de gestion environnementale et protection des travailleurs
Cécile Brighi
Contrôle de la pollution de l'environnement : Faire de la prévention de la pollution une priorité de l'entreprise
Robert P.Bringer et Tom Zosel
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1. Portée d'un audit environnemental
2. Étapes de base de l'audit environnemental
3. Accords volontaires relatifs à l'environnement
4. Mesures de protection de l'environnement et conventions collectives
5. Conventions collectives sur la protection de l'environnement
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55. Lutte contre la pollution de l'environnement
Éditeurs de chapitre : Jerry Spiegel et Lucien Y. Maystre
Contrôle et prévention de la pollution de l'environnement
Jerry Spiegel et Lucien Y. Maystre
Gestion de la pollution atmosphérique
Dietrich Schwela et Bérénice Goelzer
Pollution atmosphérique : modélisation de la dispersion des polluants atmosphériques
Marion Wichmann-Fiebig
Surveillance de la qualité de l'air
Hans-Ulrich Pfeffer et Peter Bruckmann
Contrôle de la pollution atmosphérique
Jean Élias
Contrôle de la pollution de l'eau
Herbert C.Preul
Projet de récupération des eaux usées de la région de Dan : une étude de cas
Alexandre Donagi
Principes de gestion des déchets
Lucien Y. Maystre
Gestion et recyclage des déchets solides
Niels Jorn Hahn et Poul S. Lauridsen
Étude de cas : Contrôle et prévention de la pollution multimédia canadienne sur les Grands Lacs
Thomas Tseng, Victor Shantora et Ian R. Smith
Technologies de production plus propres
David Bennett
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1. Polluants atmosphériques courants et leurs sources
2. Paramètres de planification des mesures
3. Procédures de mesure manuelle pour les gaz inorganiques
4. Procédures de mesure automatisées pour les gaz inorganiques
5. Procédures de mesure des particules en suspension
6. Procédures de mesure longue distance
7. Procédures de mesure chromatographique de la qualité de l'air
8. Surveillance systématique de la qualité de l'air en Allemagne
9. Étapes de sélection des contrôles de la pollution
10. Normes de qualité de l'air pour le dioxyde de soufre
11. Normes de qualité de l'air pour le benzène
12. Exemples de la meilleure technologie de contrôle disponible
13. Gaz industriels : méthodes de nettoyage
14. Exemples de taux d'émission pour les procédés industriels
15. Opérations et processus de traitement des eaux usées
16. Liste des paramètres étudiés
17. Paramètres étudiés aux puits de récupération
18. Sources de déchets
19. Critères de sélection des substances
20. Réductions des rejets de dioxine et de furanne au Canada
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La publicité entourant la Conférence des Nations Unies sur l'environnement et le développement (CNUED), qui a eu lieu à Rio de Janeiro en juin 1992, a confirmé la place centrale que les préoccupations environnementales mondiales sur des questions telles que le réchauffement climatique et la perte de diversité biologique ont sur l'agenda politique mondial. . En fait, au cours des vingt années qui se sont écoulées entre la Conférence de Stockholm de 1972 sur l'environnement humain et la CNUED de 1992, il y a eu non seulement une augmentation importante de la prise de conscience des menaces que les activités humaines font peser sur l'environnement à l'échelle locale et mondiale, mais aussi une augmentation massive du nombre d'instruments juridiques internationaux régissant les questions environnementales. (Il existe un grand nombre de recueils de traités environnementaux : voir, par exemple, Burhenne 1974a, 1974b, 1974c ; Hohmann 1992 ; Molitor 1991. Pour une évaluation qualitative contemporaine, voir Sand 1992.)
On rappellera que les deux principales sources du droit international (tel que défini par le Statut de la Cour internationale de Justice de 1945) sont les conventions internationales et le droit international coutumier (article 38(1) du Statut). Le droit coutumier international découle de pratiques étatiques répétées au fil du temps dans la conviction qu'il représente une obligation légale. Bien qu'il soit possible que de nouvelles règles coutumières émergent relativement rapidement, la rapidité avec laquelle la prise de conscience des problèmes environnementaux mondiaux a atteint l'agenda politique international signifie que le droit coutumier a eu tendance à prendre le pas sur le droit des traités ou le droit conventionnel dans l'évolution du droit. normes. Bien que certains principes de base, tels que l'utilisation équitable des ressources partagées (Arbitrage Lac Lanoux 1957) ou l'obligation de ne pas permettre des activités qui nuisent à l'environnement des États voisins (Arbitrage Trail Smelter 1939, 1941) puissent être attribués à des décisions judiciaires issues de droit international, les traités ont sans aucun doute été le principal moyen par lequel la communauté internationale a répondu au besoin de réglementer les activités qui menacent l'environnement. Un autre aspect important de la régulation internationale de l'environnement est le développement de « soft law » : des instruments non contraignants qui énoncent des orientations ou des desiderata pour une action future, ou par lesquels les États s'engagent politiquement à atteindre certains objectifs. Ces instruments juridiques non contraignants se transforment parfois en instruments juridiques formels ou se lient à des instruments contraignants comme, par exemple, par le biais de décisions des parties à une convention. (Sur l'importance de la soft law par rapport au droit international de l'environnement, voir Freestone 1994.) De nombreux recueils de documents de droit international de l'environnement cités ci-dessus comprennent des instruments de soft law.
Cet article donnera un bref aperçu des principales conventions internationales sur l'environnement. Bien qu'un tel examen se concentre inévitablement sur les principales conventions mondiales, il convient également de garder à l'esprit le réseau important et croissant d'accords régionaux et bilatéraux. (Pour un exposé systématique de l'ensemble du droit international de l'environnement, voir Kiss et Shelton 1991 ; Birnie et Boyle 1992. Voir aussi Churchill et Freestone 1991.)
Pré-Stockholm
Avant la Conférence de Stockholm de 1972, la majorité des conventions environnementales concernaient la conservation de la faune. Seules les toutes premières conventions sur la protection des oiseaux présentent un intérêt historique (par exemple, la Convention de 1902 pour la protection des oiseaux utiles à l'agriculture ; voir plus loin Lyster 1985). Les conventions générales de conservation de la nature sont plus importantes à plus long terme, bien que la Convention de Washington de 1946 pour la réglementation de la chasse à la baleine (et son protocole de 1956) soit particulièrement remarquable à cette époque - au fil du temps, elle a bien sûr changé son orientation de l'exploitation à la conservation. Une convention pionnière en matière de conservation a été la Convention africaine sur la conservation de la nature et des ressources naturelles d'Alger de 1968 qui, malgré son approche globale et innovante de la conservation, a fait l'erreur de nombreuses autres conventions en ne mettant pas en place une structure administrative pour superviser sa supervision. La Convention de Ramsar de 1971 sur les zones humides d'importance internationale, en particulier en tant qu'habitat de la sauvagine, qui établit un réseau de zones humides protégées sur les territoires des États membres, est également remarquable et considérablement plus réussie.
D'autres développements notables de cette période sont les premières conventions mondiales sur la pollution par les hydrocarbures. La Convention internationale de 1954 pour la prévention de la pollution de la mer par les hydrocarbures (OILPOL) (amendée en 1962 et 1969) a innové en élaborant un cadre réglementaire pour le transport d'hydrocarbures par mer, mais les premières conventions prévoyant des mesures d'urgence et de l'indemnisation des dommages dus à la pollution par les hydrocarbures ont été développés directement en réponse au premier grand accident pétrolier au monde - l'épave du pétrolier libérien Canyon du Torrey au large des côtes du sud-ouest de l'Angleterre en 1967. La Convention internationale de 1969 relative à l'intervention en haute mer en cas de dommages dus à la pollution par les hydrocarbures autorisait l'action d'urgence des États côtiers en dehors des eaux territoriales, et ses confrères, la Convention internationale de 1969 sur la responsabilité civile en matière de pollution par les hydrocarbures Dommages et la Convention internationale de 1971 sur la création d'un fonds international d'indemnisation pour les dommages dus à la pollution par les hydrocarbures de Bruxelles, a fourni une base pour les demandes d'indemnisation contre les propriétaires et les exploitants de pétroliers complétée par un fonds international d'indemnisation. (Notez également les importants régimes de compensation volontaire de l'industrie tels que TOVALOP et CRISTAL ; voir plus loin Abecassis et Jarashow 1985.)
De Stockholm à Rio
Les années 1972 à 1992 ont vu une augmentation étonnante du nombre et de la variété des instruments de droit international de l'environnement. Une grande partie de cette activité est directement attribuable à la Conférence de Stockholm. Non seulement la fameuse Déclaration de la Conférence (Déclaration de la Conférence des Nations Unies sur l'environnement humain 1972) a énoncé certains principes, dont la plupart étaient par lege ferenda (c'est-à-dire qu'ils ont énoncé ce que la loi devrait être plutôt que ce qu'elle était), mais il a également élaboré un plan d'action environnemental en 109 points et une résolution recommandant la mise en œuvre institutionnelle et financière par l'ONU. Le résultat de ces recommandations a été la création du Programme des Nations Unies pour l'environnement (PNUE), créé par la résolution de l'Assemblée générale des Nations Unies (UNGA 1972) et basé finalement à Nairobi. Le PNUE a été directement responsable du parrainage d'un certain nombre de traités mondiaux clés sur l'environnement et de l'élaboration de l'important Programme des mers régionales, qui a abouti à un réseau de quelque huit conventions-cadres régionales protégeant le milieu marin, chacune avec des protocoles élaborés pour répondre aux exigences particulières de la région. Un certain nombre de nouveaux programmes régionaux sont encore en préparation.
Afin de donner un aperçu du grand nombre de conventions environnementales élaborées au cours de cette période, elles sont divisées en plusieurs groupes : conservation de la nature ; protection du milieu marin; et la réglementation des impacts environnementaux transfrontaliers.
Conservation de la nature et des ressources naturelles
Cette période a vu la conclusion d'un certain nombre de traités de conservation de la nature tant au niveau mondial que régional. Au niveau mondial, il convient de noter en particulier la Convention de l'UNESCO de 1972 concernant la protection du patrimoine mondial culturel et naturel, la Convention de Washington de 1973 sur le commerce international des espèces menacées d'extinction (CITES) et la Convention de Bonn de 1979 sur la conservation des espèces migratrices appartenant à la faune sauvage. . Au niveau régional, le grand nombre de traités comprend la Convention nordique de 1974 sur la protection de l'environnement, la Convention de 1976 sur la conservation de la nature dans le Pacifique Sud (Convention d'Apia, in Burhenne 1974a) et la Convention de Berne de 1979 sur la conservation des espèces européennes. Vie sauvage et habitats naturels (Série des traités européens). A noter également la directive 1979/79 CE de 409 sur la conservation des oiseaux sauvages (JO 1979), désormais modifiée et complétée par la directive 92/43 concernant la conservation des habitats naturels ainsi que de la faune et de la flore sauvages (JO 1992), la convention de 1979 pour la conservation et la gestion de la vigogne et l'accord de l'ANASE de 1985 sur la conservation de la nature et des ressources naturelles (reproduit dans Kiss et Shelton 1991). (Il convient également de noter les traités relatifs à l'Antarctique, une zone d'indivis mondial qui ne relève de la juridiction d'aucun État : la Convention de Canberra de 1980 sur la conservation de la faune et de la flore marines de l'Antarctique, la Convention de Wellington de 1988 sur la réglementation des activités liées aux ressources minérales de l'Antarctique et le Protocole de 1991 au Traité sur l'Antarctique sur la protection de l'environnement, signé à Madrid.)
Protection du milieu marin
En 1973 débutent les négociations de la Troisième Conférence des Nations Unies sur le droit de la mer (UNCLOS III). Les neuf années de négociations de la CNUDM ont abouti à la Convention de Montego Bay sur le droit de la mer (LOSC) de 1982, qui comprenait dans sa partie XII un cadre général pour la réglementation des questions environnementales marines, y compris les sources de pollution et de déversement basées sur les navires et à terre. , ainsi que certaines obligations générales concernant la protection du milieu marin.
À un niveau plus détaillé, l'Organisation maritime internationale (OMI) a été responsable de l'élaboration de deux grandes conventions mondiales : la Convention de Londres de 1972 sur la prévention de la pollution des mers résultant de l'immersion de déchets et autres matières et la Convention internationale de 1973 pour la prévention des la pollution par les navires, telle que modifiée en 1978 (MARPOL 1973/78), et une troisième relative aux marées noires intitulée la Convention internationale sur la préparation, la lutte et la coopération en matière de pollution par les hydrocarbures en 1990, établit un cadre juridique mondial pour la collaboration et l'assistance en réponse aux les déversements de pétrole. (D'autres conventions maritimes qui ne sont pas principalement environnementales mais qui sont pertinentes comprennent la Convention de 1972 sur le règlement international pour prévenir les abordages en mer (COLREG) ; la Convention internationale de 1974 pour la sauvegarde de la vie humaine en mer (SOLAS) ; la Convention de 1976 sur la marine marchande de l'OIT (normes minimales) (n° 147) et la convention de 1978 sur les normes de formation des gens de mer, de délivrance des brevets et de veille).
La Convention de Londres de 1972 a adopté ce qui est maintenant devenu une approche commune en inscrivant les substances (Annexe I) qui ne pouvaient pas être déversées dans l'océan ; L'annexe II énumère les substances qui ne peuvent être déversées qu'avec un permis. La structure réglementaire, qui oblige les États signataires à faire respecter ces obligations contre tout navire chargeant dans leurs ports ou leurs navires battant pavillon n'importe où dans le monde, a progressivement resserré son régime dans la mesure où les parties ont désormais effectivement mis fin au déversement en mer de déchets industriels. La Convention MARPOL de 1973/78 remplace la Convention OILPOL de 1954 (ci-dessus) et fournit le principal régime réglementaire pour la pollution par les navires de toutes sortes, y compris les pétroliers. MARPOL exige que les États du pavillon imposent des contrôles sur les « rejets opérationnels » de toutes les substances contrôlées. Le régime MARPOL a été modifié en 1978 afin d'étendre progressivement son régime aux différentes formes de pollution par les navires contenues dans les cinq annexes. Toutes les annexes sont désormais en vigueur couvrant les hydrocarbures (annexe I), les substances liquides nocives (annexe II), les déchets emballés (annexe III), les eaux usées (annexe IV) et les ordures (annexe V). Des normes plus strictes sont appliquées dans les zones spéciales convenues par les parties.
Au niveau régional, le Programme des mers régionales du PNUE fournit un vaste réseau, bien que non exhaustif, de traités de protection marine couvrant : la Méditerranée (Convention pour la protection de la mer Méditerranée contre la pollution, Barcelone, 16 février 1976 ; protocoles en 1976 ( 2), 1980 et 1982); Golfe (Convention régionale du Koweït pour la coopération en matière de protection du milieu marin contre la pollution, Koweït, 24 avril 1978; protocoles en 1978, 1989 et 1990); Afrique de l'Ouest (Convention de coopération pour la protection et la mise en valeur de l'environnement marin et côtier de la région de l'Afrique de l'Ouest et du Centre (Abidjan, 23 mars 1981), avec un protocole de 1981) ; Pacifique du Sud-Est (Convention pour la protection du milieu marin et des zones côtières du Pacifique du Sud-Est (Lima, 12 novembre 1981); protocoles en 1981, 1983 (2) et 1989); Mer Rouge (Convention régionale pour la conservation de l'environnement de la mer Rouge et du golfe d'Aden (Djeddah, 14 février 1982); protocole en 1982); Caraïbes (Convention pour la protection et le développement de l'environnement marin de la région des Caraïbes, (Cartagena des Indias, 24 mars 1983); protocoles en 1983 et 1990); Afrique de l'Est (Convention pour la protection, la gestion et le développement de l'environnement marin et côtier de la région de l'Afrique de l'Est (Nairobi, 21 juin 1985) ; 2 protocoles en 1985) ; et le Pacifique Sud (Convention pour la protection des ressources naturelles et de l'environnement de la région du Pacifique Sud, (Nouméa, 24 novembre 1986) ; 2 protocoles en 1986) — avec environ six autres à divers stades de planification. (Pour les textes de toutes les conventions ci-dessus et leurs protocoles, ainsi que des détails sur les programmes en développement, voir Sand 1987.) Ces traités sont complétés par des protocoles couvrant un large éventail de questions, y compris la réglementation des sources terrestres de pollution, les déversements dans les océans, la pollution par (et le démantèlement) des plates-formes pétrolières off-shore, les zones spécialement protégées et la protection de la faune.
D'autres régimes régionaux ont été élaborés en dehors du cadre du PNUE, notamment dans l'Atlantique du Nord-Est, où un réseau très complet d'instruments régionaux couvre la réglementation de l'immersion en mer (Convention d'Oslo de 1972 pour la prévention de la pollution marine par l'immersion par les navires et les aéronefs ; protocoles en 1983 et 1989), les sources de pollution d'origine tellurique (Convention de Paris de 1974 pour la prévention de la pollution marine d'origine tellurique ; protocole de 1986), la surveillance et la coopération en matière de pollution par les hydrocarbures (Accord de Bonn de 1983 pour la coopération dans le traitement de la pollution du North Sea by Oil and other Harmful Substances: Amending Decision 1989), inspection des navires pour la sécurité et la protection de l'environnement marin (1982 Paris Memorandum of Understanding on Port State Control in Implementing Agreements on Maritime Safety and Protection of the Marine Environment, ainsi que que la conservation de la nature et la pêche (Voir généralement Freestone et IJlstra 1991. Notez également le nouveau Couvent de Paris de 1992 ion pour la protection du milieu marin de l'Atlantique du Nord-Est, qui remplacera les conventions d'Oslo et de Paris; texte et analyse dans Hey, IJlstra et Nollkaemper 1993). une nouvelle convention élaborée pour la région de la mer Noire (Convention de Bucarest de 1974 sur la protection de la mer Noire ; voir également la Déclaration ministérielle d'Odessa de 1992 sur la protection de la mer Noire.)
Impacts transfrontaliers
Le principe 21 de la Déclaration de Stockholm stipulait que les États avaient « la responsabilité de veiller à ce que les activités relevant de leur juridiction et de leur contrôle ne causent pas de dommages à l'environnement d'autres États ou de zones situées au-delà de la juridiction nationale ». Bien que ce principe soit désormais largement considéré comme faisant désormais partie du droit international coutumier, le principe grossièrement nécessite des ajustements considérables pour servir de base à la réglementation de ces activités. Face à ces problèmes, et en grande partie en réponse à des crises largement médiatisées, des conventions internationales ont été élaborées pour résoudre des problèmes tels que la pollution atmosphérique transfrontière à longue distance, la protection de la couche d'ozone, la notification et la coopération en cas d'accident nucléaire, les mouvements transfrontières de déchets dangereux et le changement climatique mondial.
Pollution atmosphérique transfrontalière à longue distance
La pollution atmosphérique à longue distance en Europe a été abordée pour la première fois par la Convention de Genève de 1979 (Convention sur la pollution atmosphérique transfrontière à longue distance). Il s'agissait cependant d'une convention-cadre dont les objectifs modestement exprimés étaient « de limiter et, dans la mesure du possible, de réduire et de prévenir progressivement la pollution de l'air, y compris la pollution transfrontière à longue distance ». Des progrès substantiels dans la réglementation des émissions de substances spécifiques n'ont été réalisés qu'avec l'élaboration des protocoles, qui sont aujourd'hui au nombre de quatre : le Protocole de Genève de 1984 (Protocole de Genève sur le financement à long terme du programme coopératif de surveillance et d'évaluation du -Gamme de transmission de la pollution de l'air en Europe) a mis en place un réseau de stations de surveillance de la qualité de l'air ; le Protocole d'Helsinki de 1985 (sur la réduction des émissions de soufre) visait à réduire les émissions de soufre de 30 % d'ici 1993 ; le Protocole de Sofia de 1988 (concernant le contrôle des émissions d'oxydes d'azote ou de leurs flux transfrontières), désormais remplacé par le deuxième Protocole sur le soufre, Oslo, 1994, prévoyait un gel des émissions nationales d'oxydes d'azote aux niveaux de 1987 d'ici 1994 ; et le Protocole de Genève de 1991 (concernant le contrôle des émissions de composés organiques volatils ou de leurs flux transfrontières) offrait une gamme d'options pour la réduction des émissions de composés organiques volatils et de flux.
Implications transfrontalières des accidents nucléaires
L'attention mondiale a été attirée sur les implications transfrontières des accidents nucléaires après l'accident de Tchernobyl en 1986, mais même avant cela, les conventions précédentes avaient abordé un certain nombre de questions liées aux risques liés aux engins nucléaires, y compris la Convention de 1961 sur la responsabilité civile en cas de le domaine de l'énergie nucléaire (1960) et la Convention de Vienne sur la responsabilité civile pour les dommages nucléaires (1963). Notez également le Traité de 1963 interdisant les essais d'armes nucléaires dans l'atmosphère, dans l'espace extra-atmosphérique et sous l'eau. La Convention de Vienne de 1980 sur la protection physique des matières nucléaires a tenté d'établir des normes pour la protection des matières nucléaires contre un certain nombre de menaces, y compris le terrorisme. Dans le sillage de Tchernobyl, deux autres conventions ont été conclues en 1986, sur la notification rapide des accidents (Convention de Vienne sur la notification rapide d'un accident nucléaire) et sur la coopération internationale en cas de tels accidents (Convention de Vienne sur l'assistance en cas d'accident accident nucléaire ou urgence radiologique).
Protection de la couche d'ozone
La Convention de Vienne de 1985 pour la protection de la couche d'ozone impose des obligations générales à chaque partie « en fonction des moyens dont elle dispose et de ses capacités » pour :
a) coopérer au moyen d'observations systématiques, de recherches et d'échanges d'informations afin de mieux comprendre et évaluer les effets des activités humaines sur la couche d'ozone et les effets sur la santé humaine et l'environnement de la modification de la couche d'ozone ; b) adoptent des mesures législatives ou administratives appropriées et coopèrent à l'harmonisation des politiques appropriées pour contrôler, limiter, réduire ou empêcher les activités humaines sous leur juridiction ou leur contrôle s'il s'avérait que ces activités ont ou sont susceptibles d'avoir des effets néfastes résultant de la modification ou de modification de la couche d'ozone; (c) coopérer à la formulation de mesures, de procédures et de normes convenues pour la mise en œuvre de la Convention, en vue de l'adoption de protocoles et d'annexes ; d) coopérer avec les organismes internationaux compétents pour mettre en œuvre efficacement la convention et les protocoles auxquels ils sont parties.
La Convention de Vienne a été complétée par le Protocole de Montréal de 1987 relatif à des substances qui appauvrissent la couche d'ozone, lui-même ajusté et amendé par la réunion de Londres de 1990 et, plus récemment, par la réunion de Copenhague de novembre 1992. L'article 2 du Protocole exige des parties qu'elles imposent des contrôles sur produits chimiques appauvrissant la couche d'ozone, nommément CFC, halons, autres CFC entièrement halogénés, tétrachlorure de carbone et 1,1,1-trichloroéthane (méthylchloroforme).
L'article 5 prévoit une exemption des restrictions d'émissions pour certains pays en développement, « pour répondre à (leurs) besoins intérieurs fondamentaux » pendant une période pouvant aller jusqu'à dix ans, sous réserve de certaines conditions énoncées à l'article 5(2) (3). Le Protocole prévoit également une coopération technique et financière pour les pays en développement parties demandant une exemption en vertu de l'article 5. Un Fonds multilatéral a été convenu pour aider ces parties à rechercher et à remplir leurs obligations (article 10). À Copenhague en novembre 1992, à la lumière de l'évaluation scientifique de l'appauvrissement de la couche d'ozone de 1991, qui a révélé qu'il y avait de nouvelles preuves de diminution de l'ozone dans les deux hémisphères aux latitudes moyennes et élevées, un certain nombre de nouvelles mesures ont été convenues, sous réserve bien sûr de le régime général décrit ci-dessus ; des retards en vertu de l'article 5 sont toujours possibles pour les États en développement. Toutes les parties devaient cesser d'utiliser les halons d'ici 1994, et les CFC, les HBFC, le tétrachlorure de carbone et le méthylchloroforme d'ici 1996. L'utilisation des HCFC devrait être gelée d'ici 1996, réduite de 90 % d'ici 2015 et éliminée d'ici 2030. Le bromure de méthyle, toujours utilisé comme un conservateur de fruits et de céréales, a fait l'objet de contrôles volontaires. Les parties contractantes ont convenu de "faire tout leur possible" pour geler son utilisation d'ici 1995 aux niveaux de 1991. L'objectif général était de stabiliser la charge de chlore atmosphérique d'ici l'an 2000, puis de la ramener en dessous des niveaux critiques d'ici 2060 environ.
Mouvement transfrontière de déchets dangereux
Suite à une série d'incidents notoires au cours desquels des cargaisons de déchets dangereux en provenance de pays développés se sont retrouvées dans des conditions incontrôlées et dangereuses dans des pays en développement, les mouvements transfrontières de déchets dangereux ont fait l'objet d'une réglementation internationale par la Convention de Bâle de 1989 sur le contrôle des mouvements transfrontières des déchets dangereux et leur élimination (voir aussi Kummer 1992). Cette convention est fondée sur le principe du consentement préalable donné en connaissance de cause d'un État à l'autre avant que le mouvement de ces déchets puisse avoir lieu. L'Organisation de l'unité africaine est cependant allée plus loin que cela avec sa Convention de Bamako de 1991 sur l'interdiction d'importer en Afrique et le contrôle des mouvements transfrontaliers et de la gestion des déchets dangereux en Afrique, qui vise à interdire totalement l'importation de déchets dangereux en Afrique. .
Etude d'impact environnemental (EIE) dans un contexte transfrontalier
La Convention d'Espoo de 1991 sur l'évaluation de l'impact sur l'environnement dans un contexte transfrontière définit un cadre pour les relations de bon voisinage. Elle étend le concept d'EIE, développé jusqu'à présent exclusivement dans le cadre des lois et procédures nationales de planification, aux impacts transfrontaliers des projets de développement et des procédures et décisions connexes.
Conventions de 1992 et post-Rio
La CNUED de Rio a suscité, ou coïncidé avec, un grand nombre de nouvelles conventions mondiales et régionales sur l'environnement, ainsi qu'une importante déclaration de principes pour l'avenir dans la Déclaration de Rio sur l'environnement et le développement. Outre les deux conventions conclues à Rio, la Convention-cadre sur les changements climatiques et la Convention sur la diversité biologique, de nouvelles conventions environnementales signées en 1992 comprenaient celles réglementant l'utilisation des cours d'eau internationaux ainsi que les effets transfrontaliers des accidents industriels. Au niveau régional, 1992 a vu la Convention d'Helsinki sur la protection et l'utilisation de la zone de la mer Baltique (texte et analyse dans Ehlers 1993) et la Convention de Bucarest sur la protection de la mer Noire contre la pollution. A noter également la Déclaration ministérielle de 1993 sur la protection de la mer Noire, qui prône une approche de précaution et holistique, et la Convention de Paris pour la protection du milieu marin de l'Atlantique du Nord-Est (texte et analyse dans Hey, IJlstra et Nollkaemper 1993) .
La Convention-cadre des Nations Unies sur les changements climatiques (CCNUCC)
La CCNUCC, signée à Rio de Janeiro en juin 1992 par quelque 155 États, s'inspire vaguement de la Convention de Vienne de 1985. Comme son nom l'indique, il fournit un cadre dans lequel des obligations plus détaillées seront négociées au moyen de protocoles détaillés. L'objectif fondamental de la Convention est d'atteindre
stabilisation des concentrations de gaz à effet de serre dans l'atmosphère à un niveau qui empêchera une interférence anthropique dangereuse avec le système climatique ... dans un délai suffisant pour permettre aux écosystèmes de s'adapter naturellement au changement climatique, pour garantir que la production alimentaire n'est pas menacée et pour permettre développement économique de manière durable. (article 2)
Deux devoirs principaux sont imposés à toutes les Parties par l'article 4 : (a) élaborer, mettre à jour périodiquement, publier et mettre à disposition un inventaire national des émissions anthropiques par les sources et des absorptions par les puits de tous les gaz à effet de serre en utilisant des ) méthodologies ; et (b) formuler, mettre en œuvre, publier et mettre à jour régulièrement des programmes nationaux et régionaux de mesures visant à atténuer les changements climatiques en traitant les émissions anthropiques par les sources et les absorptions par les puits de tous les gaz à effet de serre et les mesures visant à faciliter une adaptation adéquate aux changements climatiques. En outre, les pays développés parties conviennent d'un certain nombre d'obligations générales qui seront précisées par des protocoles plus détaillés.
Par exemple, s'engager à promouvoir et à coopérer au développement de technologies ; contrôler, prévenir ou réduire les émissions anthropiques de gaz à effet de serre ; promouvoir le développement durable et la conservation et l'amélioration des puits et des réservoirs, y compris la biomasse, les forêts, les océans et les autres écosystèmes terrestres, côtiers et marins ; coopérer à l'adaptation aux impacts du changement climatique, en élaborant des plans de gestion intégrée des zones côtières, des ressources en eau et de l'agriculture et pour la protection et la réhabilitation des zones affectées, entre autres, par les inondations ; promouvoir et coopérer à l'échange d'informations scientifiques, technologiques, socio-économiques et juridiques relatives au climat, au changement climatique et aux stratégies de réponse ; et promouvoir et coopérer dans le domaine de l'éducation, de la formation et de la sensibilisation du public.
La Convention sur la diversité biologique
Les objectifs de la Convention sur la diversité biologique, également approuvée lors de la CNUED de 1992 à Rio de Janeiro, sont la conservation de la diversité biologique, l'utilisation durable de ses éléments et le partage juste et équitable des avantages découlant de l'utilisation des ressources génétiques ( Article 1) (pour une critique utile, voir Boyle 1993). Comme la CCNUCC, cette convention sera également complétée par des protocoles, mais elle établit des obligations générales en matière de conservation et d'utilisation durable des ressources naturelles, d'identification et de surveillance de la diversité biologique, de sur place ainsi que ex situ la conservation, la recherche et la formation ainsi que l'éducation et la sensibilisation du public et l'EIE des activités susceptibles d'affecter la biodiversité. Il existe également des dispositions générales relatives à l'accès aux ressources génétiques et à l'accès à la technologie pertinente, y compris la biotechnologie, et au transfert de celle-ci, ainsi qu'à l'échange international d'informations et à la coopération.
Réglementation de l'utilisation des cours d'eau internationaux
La Convention d'Helsinki de 1992 sur la protection et l'utilisation des cours d'eau transfrontaliers et des lacs internationaux vise à établir des cadres de coopération pour la surveillance et l'évaluation conjointes, la recherche et le développement communs et l'échange d'informations entre les États riverains. Il impose des devoirs de base à ces États pour empêcher le contrôle et réduire les impacts transfrontaliers sur ces ressources partagées, en particulier en ce qui concerne la pollution de l'eau, grâce à des techniques de gestion appropriées, y compris l'EIE et la planification d'urgence ainsi que par l'adoption de technologies à faible ou sans déchets et la réduction de la pollution provenant de sources ponctuelles et diffuses.
Les effets transfrontaliers des accidents industriels
La Convention sur les effets transfrontières des accidents industriels, également signée à Helsinki en mars 1992, couvre la prévention, la préparation et la réaction aux accidents industriels susceptibles d'avoir un effet transfrontière. Les principales obligations sont de coopérer et d'échanger des informations avec d'autres parties. Le système détaillé de treize annexes établit des systèmes pour identifier les activités dangereuses ayant des implications transfrontalières, pour le développement de l'EIE avec une dimension transfrontalière (conformément à la Convention d'Espoo de 1991, ci-dessus) pour les décisions sur l'implantation d'activités potentiellement dangereuses. Il prévoit également la préparation aux situations d'urgence et l'accès à l'information pour le public ainsi que pour les autres parties.
Conclusion
Comme ce bref examen aurait dû le démontrer, au cours des deux dernières décennies, il y a eu un changement majeur dans l'attitude de la communauté mondiale à l'égard de la conservation et de la gestion de l'environnement. Une partie de ce changement a été une augmentation substantielle du nombre et de la portée des instruments internationaux traitant des préoccupations environnementales. Le grand nombre d'instruments s'est accompagné de nouveaux principes et institutions. Le principe du pollueur-payeur, le principe de précaution (Churchill et Freestone 1991 ; Freestone et Hey 1996) et le souci des droits des générations futures (Kiss, dans Freestone et Hey 1996) sont tous reflétés dans les conventions internationales examinées ci-dessus. Le rôle du Programme des Nations Unies pour l'environnement et des secrétariats des traités créés pour servir et surveiller le nombre croissant de régimes de traités conduit les commentateurs à suggérer que le droit international de l'environnement, comme, par exemple, le droit international des droits de l'homme, a émergé comme une nouvelle branche distincte du droit international (Freestone 1994). La CNUED a joué un rôle important à cet égard, elle a établi un programme majeur, dont une grande partie reste inachevée. Des protocoles détaillés sont encore nécessaires pour ajouter de la substance au cadre de la Convention sur les changements climatiques et, sans doute, également à la Convention sur la diversité biologique. L'inquiétude suscitée par l'impact environnemental de la pêche en haute mer a conduit à la conclusion de l'Accord des Nations Unies sur les stocks de poissons chevauchants et les stocks de poissons grands migrateurs en 1995. Une autre conférence des Nations Unies sur les sources terrestres de pollution marine s'est également tenue en 1995. être la cause de plus de 70% de toute la pollution des océans. Les dimensions environnementales du commerce mondial ainsi que la déforestation et la désertification sont également des questions à aborder pour l'avenir au niveau mondial tandis que les progrès continuent à améliorer notre prise de conscience des impacts des activités humaines sur les écosystèmes mondiaux. Le défi pour ce droit international de l'environnement émergent n'est pas simplement de répondre par une augmentation du nombre d'instruments environnementaux, mais aussi d'accroître leur impact et leur efficacité.
Le terme utilisé comme titre de cet article, évaluations d'impact sur l'environnement, est maintenant de plus en plus, mais pas universellement, remplacé par le terme évaluations environnementales. Un rapide rappel de la raison de ce changement de nom nous aidera à définir le caractère essentiel de l'activité décrite par ces noms, et l'un des facteurs importants d'opposition ou de réticence à utiliser le mot impact.
En 1970, la National Environmental Policy Act (NEPA) est entrée en vigueur aux États-Unis, établissant des objectifs de politique environnementale pour le gouvernement fédéral, en mettant l'accent sur la nécessité de prendre en compte les facteurs environnementaux dans la prise de décision. Il est bien sûr facile d'énoncer un objectif politique, mais il est plus difficile de l'atteindre. Pour s'assurer que la loi avait du "mordant", les législateurs ont incorporé une disposition exigeant que le gouvernement fédéral prépare une "étude d'impact environnemental" (EIE) pour toute action proposée "susceptible d'affecter de manière significative la qualité de l'environnement humain". Le contenu de ce document devait être examiné avant qu'une décision ne soit prise quant à savoir si l'action proposée devait être lancée. Le travail effectué pour préparer l'EIE est devenu connu sous le nom d'étude d'impact sur l'environnement (EIE), car il impliquait l'identification, la prévision et l'évaluation des impacts de l'action fédérale proposée.
Le mot « impact », en anglais, n'est malheureusement pas un terme positif. Un impact est considéré comme nuisible (presque par définition). Par conséquent, alors que la pratique de l'EIE s'étendait au-delà des États-Unis vers le Canada, l'Europe, l'Asie du Sud-Est et l'Australasie, de nombreux gouvernements et leurs conseillers ont voulu s'éloigner des aspects négatifs de l'impact, et c'est ainsi que le terme évaluation environnementale (EE) est né. EIA et EA sont identiques (sauf aux États-Unis et dans les quelques pays qui ont adopté le système américain, où EIA et EA ont des significations précises et différentes). Dans cet article, seule l'EIE sera mentionnée, même s'il convient de rappeler que tous les commentaires s'appliquent également à l'EE, et que les deux termes sont utilisés au niveau international.
En plus de l'utilisation du mot impact, le contexte dans lequel l'EIE a été appliquée (en particulier aux États-Unis et au Canada) a également influencé les perceptions de l'EIE qui étaient (et dans certains cas sont encore) courantes parmi les politiciens, les hauts fonctionnaires fonctionnaires et « aménageurs » privés et publics. Tant aux États-Unis qu'au Canada, la planification de l'utilisation des terres était faible et la préparation des EIE ou des rapports d'EIE était souvent « détournée » par les parties intéressées et devenait presque une activité d'élaboration de plans. Cela a encouragé la production de documents volumineux en plusieurs volumes, longs et coûteux à produire et, bien sûr, pratiquement impossibles à lire et à utiliser ! Parfois, des projets ont été retardés alors que toutes ces activités étaient en cours, causant de l'irritation et des coûts financiers aux promoteurs et aux investisseurs.
En outre, au cours des cinq à six premières années de son fonctionnement, la NEPA a donné lieu à de nombreux procès dans lesquels les opposants au projet ont pu contester l'adéquation des EIS pour des raisons techniques et parfois procédurales. Encore une fois, cela a causé de nombreux retards dans les projets. Cependant, au fur et à mesure que l'expérience a été acquise et que des directives plus claires et plus strictes ont été publiées, le nombre d'affaires portées devant les tribunaux a considérablement diminué.
Malheureusement, l'effet combiné de ces expériences a été de donner la nette impression à de nombreux observateurs extérieurs que l'EIE était une activité bien intentionnée qui, malheureusement, avait mal tourné et a fini par être plus un obstacle qu'une aide au développement. Pour beaucoup de gens, cela semblait une activité appropriée, sinon entièrement nécessaire, pour les pays développés complaisants, mais pour les pays en voie d'industrialisation, c'était un luxe coûteux qu'ils ne pouvaient pas vraiment se permettre.
Malgré la réaction négative dans certains endroits, la propagation de l'EIE s'est avérée irrésistible à l'échelle mondiale. À partir de 1970 aux États-Unis, l'EIE s'est étendue au Canada, à l'Australie et à l'Europe. Un certain nombre de pays en développement, par exemple les Philippines, l'Indonésie et la Thaïlande, ont introduit des procédures d'EIE avant de nombreux pays d'Europe occidentale. Fait intéressant, les diverses banques de développement, telles que la Banque mondiale, ont été parmi les organisations les plus lentes à introduire l'EIE dans leurs systèmes décisionnels. En effet, ce n'est qu'à la fin des années 1980 et au début des années 1990 que les banques et les agences d'aide bilatérales ont pu affirmer avoir rattrapé le reste du monde. Rien n'indique que la vitesse à laquelle les lois et réglementations en matière d'EIE sont introduites dans les systèmes décisionnels nationaux ralentisse. En fait, suite au « Sommet de la Terre » tenu à Rio de Janeiro en 1992, l'EIE a été de plus en plus utilisée alors que les agences internationales et les gouvernements nationaux tentent de répondre aux recommandations faites à Rio concernant la nécessité d'un développement durable.
Qu'est-ce que l'EIE ?
Comment expliquer la popularité toujours croissante de l'EIE ? Que peut-il faire pour les gouvernements, les promoteurs des secteurs privé et public, les travailleurs, leurs familles et les communautés dans lesquelles ils vivent ?
Avant l'EIE, les projets de développement tels que les autoroutes, les barrages hydroélectriques, les ports et les installations industrielles étaient évalués sur des bases techniques, économiques et, bien sûr, politiques. De tels projets ont certains objectifs économiques et sociaux à atteindre, et les décideurs impliqués dans la délivrance de permis, de licences ou d'autres types d'autorisations étaient intéressés à savoir si les projets les atteindraient (en mettant de côté les projets conçus et construits à des fins politiques telles que comme prestige). Cela a nécessité une étude économique (généralement une analyse coûts-avantages) et des investigations techniques. Malheureusement, ces études ne tenaient pas compte des effets sur l'environnement et, au fil du temps, de plus en plus de gens ont pris conscience des dommages croissants causés à l'environnement par de tels projets de développement. Dans de nombreux cas, les impacts environnementaux et sociaux imprévus ont entraîné des coûts économiques ; par exemple, le barrage de Kariba en Afrique (à la frontière entre la Zambie et le Zimbabwe) a entraîné la réinstallation de nombreux villages dans des zones qui n'étaient pas adaptées à l'agriculture traditionnelle pratiquée par la population. Dans les zones réinstallées, la nourriture est devenue rare et le gouvernement a dû lancer des opérations d'approvisionnement alimentaire d'urgence. D'autres exemples de coûts "supplémentaires" inattendus ainsi que de dommages environnementaux ont conduit à une prise de conscience croissante que les techniques traditionnelles d'évaluation de projet avaient besoin d'une dimension supplémentaire pour réduire les risques d'impacts inattendus et indésirables.
La prise de conscience croissante parmi les gouvernements, les organisations non gouvernementales (ONG) et les membres du public des pénalités économiques inattendues pouvant découler de grands projets de développement a coïncidé avec une croissance parallèle de la compréhension mondiale de l'importance de l'environnement. En particulier, les préoccupations portaient sur les implications d'une croissance démographique croissante et de l'expansion concomitante des activités économiques, et sur la question de savoir s'il pourrait y avoir des contraintes environnementales à une telle croissance. L'importance des processus biogéochimiques mondiaux et autres pour le maintien de la propreté de l'air et de l'eau ainsi que des ressources renouvelables telles que la nourriture et le bois a été de plus en plus reconnue. En conséquence, beaucoup étaient convaincus que l'environnement ne pouvait plus être considéré comme un fournisseur passif et sans fin de biens et un récepteur de déchets humains. Il devait être considéré comme un élément actif du processus de développement qui, s'il était mal traité, pouvait réduire les chances d'atteindre les objectifs de développement. Cette prise de conscience a conduit à l'élaboration et à la mise en œuvre d'un certain nombre de procédures ou de pratiques visant à intégrer l'environnement dans le processus de développement en considérant dans quelle mesure il pourrait être endommagé ou amélioré. L'une de ces procédures est l'EIE. L'objectif général est de réduire le risque - pour l'homo sapiens en général, et les groupes locaux en particulier - que les dommages environnementaux entraînent des conséquences mortelles telles que des famines et des inondations.
Fondamentalement, l'EIE est un moyen d'identifier, de prévoir et d'évaluer les impacts environnementaux d'une action de développement proposée, et de ses alternatives, avant qu'une décision soit prise pour la mettre en œuvre. L'objectif est d'intégrer l'EIE dans les activités standard, de préfaisabilité, de faisabilité, d'évaluation et de conception qui sont menées pour tester si une proposition atteindra ses objectifs. En entreprenant des travaux d'EIE parallèlement à ces études, il devrait être possible d'identifier, en amont, les impacts négatifs significatifs (et ceux qui sont bénéfiques) et de « concevoir », dans la mesure du possible, les impacts néfastes. De plus, les avantages peuvent être améliorés. Le résultat de toute EIE devrait être une proposition qui, de par son emplacement, sa conception et sa méthode de construction ou d'exploitation, est « respectueuse de l'environnement » dans la mesure où ses implications environnementales sont acceptables et où toute détérioration de l'environnement est peu susceptible de causer des difficultés. L'EIA est donc un outil préventif, et la médecine fournit une analogie appropriée. Dans le domaine de la médecine communautaire, il est préférable, et économiquement moins cher, de prévenir la maladie plutôt que de la guérir. Dans le processus de développement, il est préférable de minimiser les dommages environnementaux (tout en atteignant les objectifs économiques) plutôt que de financer des actions coûteuses de nettoyage ou de réhabilitation après que des dommages se soient produits.
Application de l'EIE
A quels types d'activités de développement l'EIE s'applique-t-elle ? Il n'y a pas de réponse standard ou correcte. Chaque pays décide du type et de l'ampleur des activités devant faire l'objet d'une EIE ; par exemple, une route de 10 km proposée dans une petite île tropicale peut avoir des impacts significatifs, mais une route similaire dans un grand pays semi-aride à faible densité de population serait probablement écologiquement neutre. Dans tous les pays, l'EIE est appliquée aux projets de développement « physiques » selon des critères nationaux ; dans certains pays, l'EIE est également appliquée aux plans, programmes et politiques de développement (tels que les programmes de développement sectoriel pour l'approvisionnement énergétique et les plans de développement nationaux) qui pourraient avoir des impacts environnementaux significatifs. Parmi les pays qui appliquent l'EIE à ce type d'actions figurent les États-Unis, les Pays-Bas et la Chine. Cependant, ces pays sont l'exception à la pratique normale. La plupart des EIE sont préparées pour des projets de développement physique, même s'il ne fait aucun doute que les EIE « stratégiques » gagneront en importance à l'avenir.
Quels types d'impacts sont analysés dans les EIE ? Là encore, cela varie d'un pays à l'autre, mais dans une moindre mesure que dans le cas des types d'activités proposées soumises à l'EIE. La réponse habituelle donnée est les impacts « environnementaux », auxquels la réponse inévitable est probablement : « Oui, mais qu'est-ce que l'« environnemental » ? » En règle générale, la plupart des EIE se concentrent sur l'environnement biophysique, c'est-à-dire les impacts sur des facteurs tels que :
Dans certains cas, aucun autre impact n'est pris en compte. Cependant, les limites de limiter l'EIE aux impacts biophysiques ont été remises en question et, de plus en plus, de plus en plus d'EIE sont basées sur un concept large de l'environnement et incluent, le cas échéant, les impacts sur :
Deux raisons contribuent à expliquer cette définition élargie des impacts « environnementaux ». Premièrement, il s'est avéré socialement et politiquement inacceptable de considérer les impacts d'une proposition sur l'environnement biophysique et, en même temps, d'ignorer les effets sociaux, sanitaires et économiques sur les communautés locales et les habitants. Ce problème a été dominant dans les pays développés, en particulier ceux qui ont de faibles systèmes de planification de l'utilisation des terres dans lesquels les objectifs sociaux et économiques sont intégrés.
Dans les pays en développement, ce facteur existe également et est complété par une explication supplémentaire et complémentaire. La majorité de la population des pays en développement entretient avec son environnement un ensemble de relations directes plus étroites et, à bien des égards, plus complexes que dans les pays développés. Cela signifie que la façon dont les communautés locales et leurs membres interagissent avec leur environnement peut être modifiée par les impacts environnementaux, sociaux et économiques. Par exemple, dans les localités pauvres, un nouveau projet majeur tel qu'une centrale électrique de 2,400 XNUMX MW introduira une source de nouvelles opportunités de travail et d'infrastructures sociales (écoles, cliniques) pour fournir la main-d'œuvre importante nécessaire. Fondamentalement, les revenus injectés dans l'économie locale font de la localité de la centrale un îlot de prospérité dans un océan de pauvreté. Cela attire les pauvres dans la région pour essayer d'améliorer leur niveau de vie en essayant d'obtenir un emploi et d'utiliser les nouvelles installations. Tous ne réussiront pas. Ceux qui échouent essaieront d'offrir des services aux personnes employées, par exemple en fournissant du bois de chauffage ou du charbon de bois. Cela entraînera un stress environnemental, souvent à des endroits éloignés de la centrale électrique. De tels impacts se produiront en plus des impacts causés par l'afflux de travailleurs et de leurs familles qui sont directement employés sur le site de la station. Ainsi, le principal effet social induit d'un projet, l'influx migratoire, entraîne des impacts environnementaux. Si ces implications socio-économiques n'étaient pas analysées, les EIE risqueraient de ne pas atteindre l'un de leurs principaux objectifs, à savoir identifier, prévoir, évaluer et atténuer les impacts biophysiques sur l'environnement.
Pratiquement toutes les EIE liées au projet se concentrent sur l'environnement externe, c'est-à-dire l'environnement à l'extérieur des limites du site. Cela reflète l'histoire de l'EIE. Comme indiqué ci-dessus, il a ses origines dans le monde développé. Dans ces pays, il existe un cadre juridique solide pour la protection de la santé au travail et il était inapproprié pour l'EIE de se concentrer sur l'environnement de travail interne ainsi que sur l'environnement externe, car cela constituerait une duplication des efforts et une mauvaise utilisation des ressources rares.
Dans de nombreux pays en développement, la situation inverse est souvent la réalité. Dans un tel contexte, il semblerait opportun que les EIE, notamment pour les installations industrielles, prennent en compte les impacts sur l'environnement interne. Lorsque l'on considère des impacts tels que les changements dans la qualité de l'air intérieur et les niveaux de bruit, l'objectif principal est la santé des travailleurs. Il y a deux autres aspects qui sont importants ici. Premièrement, dans les pays pauvres, la perte d'un soutien de famille à la suite d'une maladie, d'une blessure ou d'un décès peut forcer les autres membres d'une famille à exploiter les ressources naturelles pour maintenir leur niveau de revenu. Si un certain nombre de familles sont touchées, les impacts cumulatifs peuvent être localement importants. Deuxièmement, la santé des membres de la famille peut être directement affectée par les produits chimiques apportés à la maison sur les vêtements des travailleurs. Il existe donc un lien direct entre les environnements internes et externes. L'inclusion de l'environnement interne dans l'EIE a reçu peu d'attention dans la littérature sur l'EIE et se distingue par son absence dans les lois, réglementations et directives relatives à l'EIE. Cependant, il n'y a aucune raison logique ou pratique pour laquelle, si les circonstances locales s'y prêtent, les EIE ne devraient pas traiter des questions importantes de la santé des travailleurs et des éventuelles implications externes d'une détérioration du bien-être physique et mental des travailleurs.
Coûts et avantages des EIE
La question la plus fréquemment soulevée par ceux qui s'opposent à l'EIE ou qui sont neutres à son égard concerne peut-être le coût. La préparation des EIS prend du temps et des ressources, et, en fin de compte, cela signifie de l'argent. Il est donc important de considérer les aspects économiques de l'EIE.
Les principaux coûts d'introduction des procédures d'EIE dans un pays incombent aux investisseurs ou aux promoteurs de projets, ainsi qu'au gouvernement central ou local (selon la nature des procédures). Dans pratiquement tous les pays, les investisseurs ou les promoteurs de projets paient pour la préparation des EIE de leurs projets. De même, les initiateurs (généralement des agences gouvernementales) des stratégies d'investissement sectorielles et des plans de développement régional paient pour leurs EIE. Les données provenant des pays développés et en développement indiquent que le coût de préparation des EIE varie de 0.1 % à 1 % du coût en capital d'un projet. Cette proportion peut augmenter lorsque les mesures d'atténuation recommandées dans les EIE sont prises en compte. Le coût dépend du type d'atténuation recommandé. Évidemment, réinstaller 5,000 15 familles de manière à maintenir leur niveau de vie est un exercice relativement coûteux. Dans de tels cas, les coûts de l'EIS et des mesures d'atténuation peuvent atteindre 20 à 1 % du coût en capital. Dans d'autres cas, il peut être compris entre 5 et XNUMX %. De tels chiffres peuvent sembler excessifs et indiquer que l'EIE est une charge financière. Il ne fait aucun doute que l'EIE coûte de l'argent, mais d'après l'expérience de l'auteur, aucun grand projet n'a été interrompu en raison des coûts de préparation de l'EIE et, dans quelques cas seulement, les projets ont été rendus non rentables en raison du coût des mesures d'atténuation nécessaires.
Les procédures d'EIE imposent également des coûts aux gouvernements centraux ou locaux qui découlent du personnel et d'autres ressources qui doivent être affectées à la gestion du système et au traitement et à l'examen des EIE. Encore une fois, le coût dépend de la nature de la procédure et du nombre d'EIS produits par an. L'auteur n'a connaissance d'aucun calcul visant à fournir un chiffre moyen pour ce coût.
Pour revenir à notre analogie médicale, la prévention de la maladie nécessite un investissement initial important pour assurer des avantages futurs et peut-être dispersés à long terme en termes de santé de la population, et l'EIA n'est pas différente. Les avantages financiers peuvent être examinés du point de vue du promoteur ainsi que de celui du gouvernement et de la société en général. Le promoteur peut bénéficier de plusieurs façons :
Tous ces éléments ne fonctionneront pas dans tous les cas, mais il est utile d'examiner les façons dont les économies peuvent revenir au promoteur.
Dans tous les pays, divers permis, autorisations et autorisations sont nécessaires avant qu'un projet puisse être mis en œuvre et exploité. Les procédures d'autorisation prennent du temps, et cela peut être prolongé s'il y a une opposition à un projet et qu'il n'existe aucun mécanisme formel permettant d'identifier, d'examiner et d'enquêter les préoccupations. Il ne fait guère de doute que l'époque des populations passives accueillant tout développement comme signe d'un progrès économique et social inévitable est presque révolue. Tous les projets font l'objet d'un examen minutieux local, national et international, par exemple, l'opposition continue en Inde au complexe de barrages de Sardar Sarovar (Narmada).
Dans ce contexte, l'EIE fournit un mécanisme permettant de répondre aux préoccupations du public, voire de les éliminer. Des études menées dans des pays développés (comme le Royaume-Uni) ont montré que l'EIE pouvait réduire la probabilité de retards dans l'obtention des autorisations - et le temps c'est de l'argent ! En effet, une étude réalisée par British Gas à la fin des années 1970 a montré que le délai moyen d'obtention d'une autorisation était plus court avec EIA que pour des projets similaires sans EIA.
Les coûts supplémentaires de l'atténuation ont été mentionnés, mais il vaut la peine de considérer la situation inverse. Pour les installations qui produisent un ou plusieurs flux de déchets, l'EIE peut identifier des mesures d'atténuation qui réduisent la charge de déchets en utilisant des processus de récupération ou de recyclage. Dans le premier cas, la récupération d'un composant d'un flux de déchets pourrait permettre au promoteur de le vendre (si un marché est disponible) et de couvrir les coûts du processus de récupération ou même de réaliser un profit. Le recyclage d'un élément tel que l'eau peut réduire la consommation, diminuant ainsi les dépenses en matières premières.
Si une EIE s'est concentrée sur l'environnement interne, alors les conditions de travail devraient être meilleures qu'elles n'auraient été le cas sans l'EIE. Un lieu de travail plus propre et plus sûr réduit le mécontentement, les maladies et les absences des travailleurs. L'effet global est susceptible d'être une main-d'œuvre plus productive, ce qui est encore une fois un avantage financier pour le promoteur ou l'exploitant.
Enfin, l'option privilégiée choisie sur la base des seuls critères techniques et économiques peut, en fait, ne pas être la meilleure alternative. Au Botswana, un site avait été sélectionné pour stocker l'eau avant son acheminement vers Gaborone (la capitale). Une EIE a été mise en œuvre et il a été constaté, au début des travaux d'EIE, que les impacts environnementaux seraient significativement négatifs. Au cours des travaux d'enquête, l'équipe de l'EIE a identifié un site alternatif qu'elle a été autorisée à inclure dans l'EIE. La comparaison des sites alternatifs a montré que les impacts environnementaux de la deuxième option étaient beaucoup moins sévères. Les études technico-économiques ont montré que le site répondait aux critères technico-économiques. En fait, il a été constaté que le deuxième site pouvait répondre aux objectifs de développement initiaux avec moins de dommages environnementaux et coûtait 50 % moins cher à construire (UICN et Gouvernement de la République du Botswana, non daté). Sans surprise, la deuxième option a été mise en œuvre, au profit non seulement du promoteur (une organisation parapublique) mais de l'ensemble de la population contribuable du Botswana. De tels exemples sont susceptibles d'être rares, mais indiquent l'opportunité offerte par les travaux d'EIE de « tester » diverses options de développement.
Les principaux avantages des procédures d'EIE sont répartis entre les composantes de la société, telles que le gouvernement, les communautés et les individus. En empêchant une détérioration inacceptable de l'environnement, l'EIE aide à maintenir les « processus vitaux » essentiels dont dépendent toutes les vies et activités humaines. Il s'agit d'un avantage à long terme et dispersé. Dans des cas spécifiques, l'EIE peut éviter des dommages environnementaux localisés qui nécessiteraient des mesures correctives (généralement coûteuses) à une date ultérieure. Le coût des mesures correctives incombe généralement au gouvernement local ou central et non au promoteur ou à l'exploitant de l'installation qui a causé le dommage.
Les événements récents, notamment depuis le « Sommet de la Terre » de Rio, modifient lentement les objectifs des activités de développement. Jusqu'à récemment, les objectifs du développement étaient d'améliorer les conditions économiques et sociales dans une zone déterminée. De plus en plus, la réalisation de critères ou d'objectifs de « durabilité » occupe une place centrale dans la hiérarchie traditionnelle des objectifs (qui restent toujours d'actualité). L'introduction de la durabilité comme objectif important, voire primordial, dans le processus de développement aura une profonde influence sur l'existence future du débat stérile « emplois contre environnement » dont a souffert l'EIE. Ce débat avait une certaine signification lorsque l'environnement était à l'extérieur du processus de développement et regardait à l'intérieur. Aujourd'hui, l'environnement devient central et le débat est centré sur les mécanismes permettant d'avoir des emplois et un environnement sain liés de manière durable. L'EIE a encore une contribution cruciale et croissante à apporter en tant que l'un des mécanismes importants pour progresser vers et atteindre la durabilité.
La nécessité de préserver l'environnement pour les générations futures rend nécessaire non seulement de discuter des problèmes environnementaux émergents, mais aussi de progresser dans l'identification de stratégies rentables et respectueuses de l'environnement pour les résoudre et de prendre des mesures pour faire appliquer les mesures qui en résultent. un tel débat. Il est amplement prouvé que l'amélioration de l'état de l'environnement ainsi que l'établissement de politiques visant à préserver l'environnement doivent revêtir une plus grande priorité au sein de cette génération et des suivantes. Bien que cette croyance soit communément partagée par les gouvernements, les groupes environnementaux, l'industrie, les universitaires et le grand public, il existe un débat considérable sur la manière d'améliorer les conditions environnementales sans sacrifier les avantages économiques actuels. En outre, la protection de l'environnement est devenue une question d'une grande importance politique, et la garantie de la stabilité écologique a été placée en tête de nombreux agendas politiques.
Les efforts passés et présents pour protéger l'environnement sont dans une large mesure caractérisés comme des approches à problème unique. Chaque problème a été traité au cas par cas. En ce qui concerne les problèmes causés par la pollution ponctuelle provenant d'émissions facilement identifiables, il s'agissait d'un moyen efficace de réduire les impacts sur l'environnement. Aujourd'hui, la situation est plus complexe. Une grande partie de la pollution provient désormais d'un grand nombre de sources diffuses facilement transportables d'un pays à l'autre. De plus, chacun de nous contribue à cette charge totale de pollution environnementale par nos modes de vie quotidiens. Les différentes sources diffuses sont difficiles à identifier et la manière dont elles interagissent pour impacter l'environnement n'est pas bien connue.
Les problèmes environnementaux croissants de caractère plus complexe et mondial auront très probablement de grandes implications pour plusieurs secteurs de la société dans l'application des mesures correctives. Pour pouvoir jouer un rôle dans la protection de l'environnement, des politiques saines et universelles doivent être appliquées conjointement dans une approche complémentaire et multi-enjeux par tous les acteurs qui participent au processus - scientifiques, syndicats, organisations non gouvernementales, entreprises et agences d'autorité aux niveaux national et gouvernemental, ainsi que les médias. Par conséquent, il est important que tous les domaines d'intérêt sectoriel soient coordonnés dans leurs ambitions environnementales, afin d'obtenir les interactions et les réponses nécessaires aux solutions proposées. Il est probable qu'il y ait unanimité quant aux objectifs ultimes d'une meilleure qualité environnementale. Cependant, il est tout aussi probable qu'il y ait désaccord sur le rythme, les moyens et le temps nécessaires pour les atteindre.
La protection de l'environnement est devenue un enjeu stratégique d'importance croissante pour l'industrie et le monde des affaires, tant dans l'implantation des usines que dans la performance technique des procédés et des produits. Les industriels s'intéressent de plus en plus à pouvoir appréhender globalement les conséquences environnementales de leurs opérations. La législation n'est plus le seul facteur de dimensionnement suite à l'importance croissante des enjeux environnementaux liés aux produits. Les concepts de développement de produits respectueux de l'environnement et de produits respectueux de l'environnement ou « verts » sont de plus en plus acceptés par les producteurs et les consommateurs.
En effet, c'est un grand défi pour l'industrie ; pourtant, les critères environnementaux ne sont souvent pas pris en compte au début de la conception d'un produit, lorsqu'il peut être plus facile d'éviter les impacts négatifs. Jusqu'à récemment, la plupart des impacts environnementaux étaient réduits grâce à des contrôles en bout de chaîne et à la conception de processus plutôt qu'à la conception de produits. En conséquence, de nombreuses entreprises passent trop de temps à résoudre les problèmes au lieu de les prévenir. Cependant, beaucoup de travail est nécessaire pour développer une approche appropriée et acceptée pour intégrer les impacts environnementaux dans les différentes étapes de production et activités industrielles - de l'acquisition et de la fabrication des matières premières à l'utilisation des produits et à leur élimination finale.
Le seul concept connu pour traiter tous ces nouveaux problèmes complexes semble être une approche du cycle de vie du problème. Les analyses du cycle de vie (ACV) ont été largement reconnues comme un outil de gestion environnementale pour l'avenir, les questions liées aux produits prenant une place plus centrale dans le débat public. Bien que les ACV promettent d'être un outil précieux pour les programmes sur les stratégies de production plus propres et la conception pour l'environnement, le concept est relativement nouveau et devra être affiné à l'avenir pour être accepté comme un outil général pour le développement de processus et de produits respectueux de l'environnement.
Le cadre commercial pour l'évaluation du cycle de vie
La nécessaire nouvelle approche de la protection de l'environnement dans le secteur des entreprises, pour considérer les produits et services dans leur globalité, doit être liée au développement d'une approche commune, systématique et structurée permettant de prendre des décisions pertinentes et de fixer des priorités. Une telle approche doit être flexible et extensible pour couvrir diverses situations de prise de décision dans l'industrie ainsi que de nouveaux apports au fur et à mesure que la science et la technologie progressent. Cependant, elle doit reposer sur certains principes et questions de base, par exemple : identification des problèmes, étude des mesures correctives, analyse coûts/avantages et appréciation et évaluation finales (figure 1).
Figure 1. Aperçu des étapes consécutives pour établir des priorités dans les décisions sur les mesures de protection de l'environnement dans l'industrie
L'identification du problème doit mettre en évidence différents types de problèmes environnementaux et leurs causes. Ces jugements sont multidimensionnels, prenant en compte diverses conditions de fond. Il existe en effet une relation étroite entre l'environnement de travail et l'environnement extérieur. L'ambition de préserver l'environnement devrait donc inclure deux dimensions : minimiser la charge sur l'environnement extérieur suite à toutes sortes d'activités humaines, et promouvoir le bien-être des employés en termes d'environnement de travail bien planifié et sûr.
Une étude des mesures correctives potentielles devrait inclure toutes les alternatives pratiques disponibles pour minimiser à la fois les émissions de polluants et l'utilisation des ressources naturelles non renouvelables. Les solutions techniques doivent être décrites, si possible, en donnant leur valeur attendue à la fois en termes de réduction de l'utilisation des ressources et des charges polluantes ainsi qu'en termes monétaires. L'analyse coûts/bénéfices vise à établir une liste des priorités en comparant les différentes approches identifiées de mesures correctives du point de vue des spécifications du produit et des exigences à respecter, de la faisabilité économique et de l'efficacité écologique. Cependant, l'expérience a montré que de grandes difficultés surgissent souvent lorsque l'on cherche à exprimer les actifs environnementaux en termes monétaires.
La phase d'appréciation et d'évaluation doit être considérée comme faisant partie intégrante de la procédure de fixation des priorités afin de fournir les éléments nécessaires au jugement final sur l'efficacité des mesures correctives proposées. L'exercice continu d'appréciation et d'évaluation suivant toute mesure mise en œuvre ou appliquée fournira une rétroaction supplémentaire pour l'optimisation d'un modèle de décision général pour les stratégies de priorité environnementale pour la décision de produit. La valeur stratégique d'un tel modèle augmentera probablement dans l'industrie lorsqu'il deviendra progressivement évident que les priorités environnementales pourraient être une partie tout aussi importante de la future procédure de planification de nouveaux procédés ou produits. Étant donné que l'ACV est un outil d'identification des rejets dans l'environnement et d'évaluation des impacts associés causés par un processus, un produit ou une activité, il servira probablement de véhicule majeur pour l'industrie dans sa recherche de modèles de prise de décision pratiques et conviviaux pour des mesures écologiquement rationnelles. développement de produits.
Concept d'évaluation du cycle de vie
Le concept de l'ACV consiste à évaluer les effets environnementaux associés à toute activité donnée depuis la collecte initiale des matières premières de la terre jusqu'au point où tous les résidus sont retournés à la terre. Par conséquent, le concept est souvent qualifié d'évaluation «du berceau à la tombe». Bien que la pratique consistant à mener des études du cycle de vie existe depuis le début des années 1970, il y a eu peu de tentatives complètes pour décrire la procédure complète d'une manière qui faciliterait la compréhension du processus global, des exigences sous-jacentes en matière de données, des hypothèses inhérentes et des possibilités de faire un usage pratique de la méthodologie. Cependant, depuis 1992, un certain nombre de rapports ont été publiés sur la description des différentes parties d'une ACV d'un point de vue théorique (Heijungs 1992 ; Vigon et al. 1992 ; Keoleian et Menerey 1993 ; Canadian Standards Association 1993 ; Society of Environmental Toxicology and Chemistry 1993). Quelques guides et manuels pratiques ont été publiés prenant en compte les perspectives spécifiques des concepteurs de produits dans l'utilisation pratique d'une ACV complète dans le développement de produits respectueux de l'environnement (Ryding 1996).
L'ACV a été définie comme un processus objectif pour évaluer les charges environnementales associées à un processus, un produit, une activité ou un système de service en identifiant et en quantifiant l'énergie et les matériaux utilisés et rejetés dans l'environnement afin d'évaluer l'impact de ces utilisations d'énergie et de matériaux et rejets dans l'environnement, et d'évaluer et de mettre en œuvre les opportunités d'amélioration de l'environnement. L'évaluation comprend l'ensemble du cycle de vie du processus, du produit, de l'activité ou du système de service, englobant l'extraction et le traitement des matières premières, la fabrication, le transport et la distribution, l'utilisation, la réutilisation, la maintenance, le recyclage et l'élimination finale.
Les objectifs premiers de la réalisation d'ACV sont de fournir une image aussi complète que possible des interactions d'une activité avec l'environnement, de contribuer à la compréhension du caractère global et interdépendant des conséquences environnementales des activités humaines et de fournir aux décideurs des informations qui identifient les opportunités d'amélioration de l'environnement.
Le cadre méthodologique de l'ACV est un exercice de calcul par étapes comprenant quatre composantes : la définition et la portée des objectifs, l'analyse de l'inventaire, l'évaluation et l'interprétation de l'impact. En tant que composante d'une méthodologie plus large, aucune de ces composantes ne peut à elle seule être décrite comme une ACV. L'ACV devrait inclure les quatre. Dans de nombreux cas, les études du cycle de vie se concentrent sur l'analyse de l'inventaire et sont généralement appelées LCI (inventaire du cycle de vie).
La définition et la portée des objectifs consistent en une définition de l'objectif et du système de l'étude - sa portée, la définition de l'unité fonctionnelle (la mesure de la performance fournie par le système) et la mise en place d'une procédure d'assurance qualité des résultats.
Lors du lancement d'une étude ACV, il est d'une importance vitale de définir clairement l'objectif de l'étude, de préférence en termes d'énoncé clair et sans ambiguïté de la raison de la réalisation de l'ACV et de l'utilisation prévue des résultats. Une considération clé est de décider si les résultats doivent être utilisés pour des applications internes à l'entreprise afin d'améliorer la performance environnementale d'un processus industriel ou d'un produit, ou si les résultats doivent être utilisés en externe, par exemple, pour influencer la politique publique ou les choix d'achat des consommateurs. .
Sans fixer à l'avance un objectif et un but clairs pour l'étude ACV, l'analyse de l'inventaire et l'évaluation d'impact peuvent être exagérées, et les résultats finaux peuvent ne pas être correctement utilisés pour des décisions pratiques. Définir si les résultats doivent se concentrer sur les charges environnementales, un problème environnemental spécifique ou une évaluation globale de l'impact sur l'environnement clarifiera directement s'il convient de procéder à une analyse d'inventaire, à une classification/caractérisation ou à une évaluation (figure 2). Il est important de rendre « visibles » tous les composants ACV consécutifs afin de permettre à tout utilisateur de choisir plus facilement le niveau de complexité qu'il souhaite utiliser.
Figure 2. Objectifs et exhaustivité de l'analyse du cycle de vie
Dans de nombreux programmes généraux de stratégies de production plus propres, de conception pour l'environnement ou de développement de produits respectueux de l'environnement, l'objectif principal est souvent de réduire l'impact global sur l'environnement pendant le cycle de vie d'un produit. Pour répondre à ces exigences, il est parfois nécessaire d'arriver à une forme très agrégée de l'évaluation de l'impact environnemental qui, à son tour, souligne la nécessité d'identifier une approche d'évaluation généralement acceptée pour un système de notation afin de peser les différents effets environnementaux les uns par rapport aux autres.
La portée d'une ACV définit le système, les limites, les exigences en matière de données, les hypothèses et les limites. La portée doit être suffisamment bien définie pour garantir que l'étendue et la profondeur de l'analyse sont compatibles et suffisantes pour répondre à l'objectif déclaré et à toutes les limites, et que les hypothèses sont clairement énoncées, compréhensibles et visibles. Cependant, comme une ACV est un processus itératif, il peut être conseillé dans certains cas de ne pas fixer définitivement tous les aspects inclus dans le périmètre. L'utilisation d'analyses de sensibilité et d'erreur est recommandée pour permettre le test et la validation successifs de l'objectif et de la portée de l'étude ACV par rapport aux résultats obtenus, afin d'apporter des corrections et de poser de nouvelles hypothèses.
L'analyse d'inventaire est un processus objectif, basé sur des données, de quantification des besoins en énergie et en matières premières, des émissions atmosphériques, des effluents d'origine hydrique, des déchets solides et d'autres rejets dans l'environnement tout au long du cycle de vie d'un processus, d'un produit, d'une activité ou d'un système de service (figure 3).
Figure 3. Éléments par étapes dans une analyse d'inventaire du cycle de vie.
Le calcul des entrées et des sorties dans l'analyse de l'inventaire se réfère au système défini. Dans de nombreux cas, les opérations de transformation produisent plus d'un résultat, et il est important de décomposer un système aussi complexe en une série de sous-processus distincts, dont chacun produit un seul produit. Lors de la production d'un matériau de construction, des émissions de polluants se produisent dans chaque sous-processus, de l'acquisition de la matière première au produit final. Le processus de production total peut être illustré par un "arbre de processus" où la tige peut être considérée comme la principale chaîne de flux de matières et d'énergie, tandis que les branches peuvent illustrer les sous-processus et les feuilles les chiffres spécifiques sur les émissions de polluants, etc. . Lorsqu'ils sont additionnés, ces sous-processus ont les caractéristiques totales du système original unique de coproduits.
Pour estimer l'exactitude des données obtenues dans l'analyse de l'inventaire, une analyse de sensibilité et d'erreur est recommandée. Toutes les données utilisées doivent donc être « étiquetées » avec des informations pertinentes non seulement sur la fiabilité, mais également sur la source, l'origine, etc., afin de faciliter la mise à jour et le raffinement futurs des données (ce que l'on appelle les métadonnées). L'utilisation d'une analyse de sensibilité et d'erreur permettra d'identifier les données clés d'une grande importance pour le résultat de l'étude ACV qui pourraient nécessiter des efforts supplémentaires pour accroître sa fiabilité.
L'étude d'impact est un processus technique, qualitatif et/ou quantitatif permettant de caractériser et d'évaluer les effets de la charge environnementale identifiée dans la composante d'inventaire. L'évaluation doit tenir compte à la fois des considérations écologiques et de santé humaine, ainsi que d'autres effets tels que les modifications de l'habitat et la pollution sonore. La composante d'évaluation d'impact pourrait être caractérisée en trois étapes consécutives - classification, caractérisation et évaluation - qui interprètent toutes les effets des charges environnementales identifiées dans l'analyse de l'inventaire, à différents niveaux agrégés (figure 4). La classification est l'étape au cours de laquelle les analyses d'inventaire sont regroupées en plusieurs catégories d'impacts ; la caractérisation est l'étape au cours de laquelle l'analyse et la quantification ont lieu et, si possible, l'agrégation des impacts dans les catégories d'impact données est effectuée ; l'évaluation est l'étape au cours de laquelle les données des différentes catégories d'impact spécifiques sont pondérées afin qu'elles puissent être comparées entre elles pour arriver à une interprétation et une agrégation plus poussées des données de l'évaluation d'impact.
Figure 4. Cadre conceptuel pour le niveau successif d'agrégation des données dans la composante d'évaluation d'impact
Dans l'étape de classification, les impacts peuvent être regroupés dans les domaines généraux de protection de l'épuisement des ressources, de la santé écologique et de la santé humaine. Ces zones peuvent être subdivisées en catégories d'impact spécifiques, de préférence en se concentrant sur le processus environnemental impliqué, pour permettre une perspective cohérente avec les connaissances scientifiques actuelles sur ces processus.
Il existe diverses approches de caractérisation : relier les données aux concentrations sans effet observable ou aux normes environnementales, modéliser à la fois l'exposition et les effets et appliquer ces modèles de manière spécifique au site, ou utiliser des facteurs d'équivalence pour les différentes catégories d'impact. Une autre approche consiste à normaliser les données agrégées pour chaque catégorie d'impact à l'ampleur réelle des impacts dans une zone donnée, afin d'augmenter la comparabilité des données des différentes catégories d'impact.
L'évaluation, dans le but d'agréger davantage les données de l'étude d'impact, est la composante de l'ACV qui a probablement généré les débats les plus houleux. Certaines approches, souvent appelées techniques de théorie de la décision, sont censées avoir le potentiel de faire de l'évaluation une méthode rationnelle et explicite. Les principes d'évaluation peuvent reposer sur des jugements scientifiques, politiques ou sociétaux, et il existe actuellement des approches disponibles qui couvrent les trois perspectives. L'utilisation de l'analyse de sensibilité et d'erreur revêt une importance particulière. L'analyse de sensibilité permet d'identifier les critères d'évaluation sélectionnés qui peuvent modifier la priorité résultante entre deux alternatives de processus ou de produit en raison des incertitudes dans les données. L'analyse des erreurs peut être utilisée pour indiquer la probabilité qu'un produit alternatif soit plus inoffensif pour l'environnement qu'un produit concurrent.
Beaucoup sont d'avis que les évaluations doivent être fondées en grande partie sur des informations sur les valeurs et les préférences sociales. Cependant, personne n'a encore défini les exigences spécifiques auxquelles une méthode d'évaluation fiable et généralement acceptée doit répondre. La figure 5 énumère certaines de ces exigences spécifiques de valeur potentielle. Cependant, il convient de souligner clairement que tout système d'évaluation de la « gravité » des impacts environnementaux de toute activité humaine doit être largement basé sur des jugements de valeur subjectifs. Pour de telles évaluations, il n'est probablement pas possible d'établir des critères valables dans toutes les situations du monde.
Figure 5. Liste des exigences suggérées à respecter pour une méthode d'évaluation ACV
L'interprétation des résultats est une évaluation systématique des besoins et des opportunités de réduction de la charge environnementale associée à l'utilisation d'énergie et de matières premières et aux émissions de déchets tout au long du cycle de vie d'un produit, d'un processus ou d'une activité. Cette évaluation peut inclure des mesures quantitatives et qualitatives des améliorations, telles que des changements dans la conception des produits, l'utilisation des matières premières, la transformation industrielle, les demandes des consommateurs et la gestion des déchets.
L'interprétation des résultats est la composante d'une ACV dans laquelle les options pour réduire les impacts ou les charges environnementales des procédés ou des produits à l'étude sont identifiées et évaluées. Il traite de l'identification, de l'évaluation et de la sélection des options d'amélioration des processus et de la conception du produit, c'est-à-dire de la reconception technique d'un processus ou d'un produit afin de minimiser la charge environnementale associée tout en remplissant la fonction et les caractéristiques de performance prévues. Il est important de guider le décideur concernant les effets des incertitudes existantes dans les données de base et les critères utilisés pour atteindre les résultats, afin de diminuer le risque de tirer de fausses conclusions concernant les procédés et les produits à l'étude. Encore une fois, une analyse de sensibilité et d'erreur est nécessaire pour gagner en crédibilité pour la méthodologie ACV car elle fournit au décideur des informations sur (1) les paramètres et hypothèses clés, qui peuvent devoir être davantage pris en compte et affinés pour renforcer les conclusions, et ( 2) la signification statistique de la différence calculée de la charge environnementale totale entre les alternatives de procédé ou de produit.
La composante interprétation a été identifiée comme la partie d'une ACV la moins documentée. Cependant, les résultats préliminaires de certaines grandes études ACV menées dans le cadre d'efforts approfondis par des universitaires, des cabinets de conseil et de nombreuses entreprises ont tous indiqué que, d'un point de vue général, les charges environnementales importantes des produits semblent être liées à l'utilisation du produit (figure 6). . Par conséquent, le potentiel semble exister pour des initiatives motivées par l'industrie afin de minimiser les impacts environnementaux grâce au développement de produits.
Figure 6. Aperçu de quelques expériences générales sur les endroits où, dans le cycle de vie des produits, les principales charges environnementales se produisent
Une étude sur les expériences internationales de développement de produits respectueux de l'environnement basée sur l'ACV (Ryding 1994) a indiqué que les applications générales prometteuses de l'ACV semblent être (1) à usage interne par les entreprises pour former la base pour fournir des orientations dans la planification stratégique à long terme concernant les produits conception, mais aussi (2) dans une certaine mesure pour être utilisé par les agences et les autorités de réglementation pour répondre aux objectifs généraux de la planification et de la prise de décision sociétales. En développant et en utilisant des informations d'ACV concernant les effets environnementaux qui sont à la fois « en amont » et « en aval » de l'activité particulière examinée, un nouveau paradigme peut être créé pour fonder les décisions à la fois sur la gestion de l'entreprise et sur l'élaboration des politiques réglementaires.
Conclusion
Les connaissances sur les menaces humaines à l'environnement semblent croître plus rapidement que notre capacité à les résoudre. Par conséquent, les décisions dans le domaine de l'environnement doivent souvent être prises avec de plus grandes incertitudes présentes que celles dans d'autres domaines. De plus, il existe généralement de très petites marges de sécurité. Les connaissances écologiques et techniques actuelles ne sont pas toujours suffisantes pour proposer une stratégie complète et infaillible de sauvegarde de l'environnement. Il n'est pas possible de comprendre pleinement toutes les réponses écologiques au stress environnemental avant d'agir. Cependant, l'absence de preuves scientifiques complètes et irréfutables ne doit pas décourager la prise de décision et la mise en œuvre de programmes de réduction de la pollution. Il n'est pas possible d'attendre que toutes les questions écologiques soient scientifiquement étayées avant d'agir – les dommages pouvant résulter de tels retards pourraient être irréversibles. Par conséquent, la signification et la portée de la plupart des problèmes sont déjà suffisamment connues pour justifier une action, et il existe, dans de nombreux cas, suffisamment de connaissances pour initier des mesures correctives efficaces pour la plupart des problèmes environnementaux.
L'analyse du cycle de vie offre un nouveau concept pour faire face aux futurs problèmes environnementaux complexes. Cependant, il n'y a pas de raccourcis ni de réponses simples à toutes les questions posées. L'adoption rapide d'une approche holistique pour lutter contre les problèmes environnementaux identifiera très probablement de nombreuses lacunes dans nos connaissances sur les nouveaux aspects qui doivent être traités. De plus, les données disponibles qui peuvent être utilisées sont dans de nombreux cas destinées à d'autres fins. Malgré toutes les difficultés, il n'y a aucun argument pour attendre d'utiliser l'ACV jusqu'à ce qu'il s'améliore. Il n'est en aucun cas difficile de trouver des difficultés et des incertitudes dans le concept actuel d'ACV, si l'on veut utiliser de tels arguments pour justifier une réticence à mener une ACV. Il faut décider s'il vaut la peine de rechercher une approche holistique du cycle de vie des aspects environnementaux malgré toutes les difficultés. Plus l'ACV sera utilisée, plus la connaissance de sa structure, de sa fonction et de son applicabilité sera acquise, ce qui sera la meilleure garantie d'un retour d'expérience pour assurer son amélioration successive.
Faire usage de l'ACV aujourd'hui peut être plus une question de volonté et d'ambition que de connaissances incontestées. L'idée même de l'ACV devrait être de tirer le meilleur parti des connaissances scientifiques et techniques actuelles et d'utiliser le résultat de manière intelligente et humble. Une telle approche gagnera très probablement en crédibilité.
Le gouvernement, l'industrie et la communauté reconnaissent la nécessité d'identifier, d'évaluer et de contrôler les risques industriels (professionnels et publics) pour les personnes et l'environnement. La sensibilisation aux dangers et aux accidents susceptibles d'entraîner des pertes humaines et matérielles importantes a conduit à l'élaboration et à l'application d'approches, de méthodes et d'outils systématiques d'évaluation et de communication des risques.
Le processus d'évaluation des risques comprend : la description du système, l'identification des dangers et l'élaboration de scénarios d'accidents et de résultats pour les événements associés à une opération de traitement ou à une installation de stockage ; l'estimation des effets ou des conséquences de ces événements dangereux sur les personnes, les biens et l'environnement ; l'estimation de la probabilité ou de la probabilité que de tels événements dangereux se produisent dans la pratique et de leurs effets, en tenant compte des différents contrôles et pratiques opérationnels et organisationnels en matière de risques ; la quantification des niveaux de risque qui en résultent à l'extérieur des limites de la centrale, en termes de conséquences et de probabilités ; et l'évaluation de ces niveaux de risque par référence à des critères de risque quantifiés.
Le processus d'évaluation quantifiée des risques est de nature probabiliste. Étant donné que les accidents majeurs peuvent ou non survenir pendant toute la durée de vie d'une centrale ou d'un procédé, il n'est pas approprié de baser le processus d'évaluation sur les conséquences des accidents isolément. La vraisemblance ou la probabilité que de tels accidents se produisent effectivement doit être prise en compte. Ces probabilités et les niveaux de risque qui en résultent doivent refléter le niveau de contrôle de conception, d'exploitation et d'organisation disponible dans la centrale. Il existe un certain nombre d'incertitudes associées à la quantification du risque (par exemple, modèles mathématiques pour l'estimation des conséquences, établissement de probabilités pour différents scénarios d'accident, effets de probabilité de tels accidents). Le processus d'évaluation des risques devrait, dans tous les cas, exposer et reconnaître ces incertitudes.
La valeur principale du processus d'évaluation quantifiée des risques ne doit pas reposer sur la valeur numérique des résultats (isolément). Le processus d'évaluation lui-même offre d'importantes possibilités d'identification systématique des dangers et d'évaluation des risques. Le processus d'évaluation des risques prévoit l'identification et la reconnaissance des dangers et permet l'affectation de ressources pertinentes et appropriées au processus de maîtrise des dangers.
Les objectifs et les utilisations du processus d'identification des dangers (HIP) détermineront tour à tour la portée de l'analyse, les procédures et méthodes appropriées, ainsi que le personnel, l'expertise, le financement et le temps requis pour l'analyse, ainsi que la documentation associée nécessaire. L'identification des dangers est une procédure efficace et nécessaire pour aider les analystes des risques et la prise de décision pour l'évaluation des risques et la gestion de la sécurité et de la santé au travail. Plusieurs objectifs majeurs peuvent être identifiés :
Le premier objectif général vise à étendre la compréhension générale des questions et situations importantes qui pourraient affecter le processus d'analyse des risques pour les usines et les processus individuels ; la synergie des aléas individuels au niveau de l'étude de la zone a une signification particulière. Les problèmes de conception et de fonctionnement peuvent être identifiés et un schéma de classification des dangers peut être envisagé.
Le deuxième objectif contient des éléments d'évaluation des risques et traite de l'élaboration de scénarios d'accident et de l'interprétation des résultats. L'évaluation des conséquences de divers accidents et de leur propagation dans le temps et dans l'espace revêt une importance particulière dans la phase d'identification des dangers.
Le troisième objectif vise à fournir des informations qui peuvent ultérieurement faciliter les étapes ultérieures de l'évaluation des risques et de la gestion de la sécurité des opérations de la centrale. Cela peut prendre la forme d'une amélioration des spécifications de scénario pour l'analyse des risques ou de l'identification de mesures de sécurité appropriées pour se conformer à des critères de risque donnés (par exemple, individuels ou sociétaux), ou de conseils pour la préparation aux situations d'urgence et la gestion des accidents.
Après la définition des objectifs, la définition du périmètre de l'étude HIP est le deuxième élément le plus pertinent dans la gestion, l'organisation et la mise en œuvre du HIP. La portée du HIP dans une étude complexe d'évaluation des risques peut être décrite principalement en fonction des paramètres suivants : (1) sources potentielles de dangers (par exemple, rejets radioactifs, substances toxiques, incendie, explosions) ; (2) les états de détérioration de l'usine ou du procédé ; (3) événements déclencheurs; (4) les conséquences potentielles ; et (5) hiérarchisation des dangers. Les facteurs pertinents qui déterminent la mesure dans laquelle ces paramètres sont inclus dans le HIP sont : (a) les objectifs et les utilisations prévues du HIP ; (b) la disponibilité d'informations et de données appropriées ; et (c) les ressources et l'expertise disponibles. L'identification des dangers nécessite la prise en compte de toutes les informations pertinentes concernant l'installation (par exemple, usine, processus). Cela peut généralement inclure : l'aménagement du site et de l'usine ; des informations détaillées sur les processus sous forme de schémas techniques et de conditions d'exploitation et de maintenance ; la nature et les quantités de matériaux manipulés ; les sauvegardes opérationnelles, organisationnelles et physiques ; et les normes de conception.
La gestion des conséquences externes d'un accident peut entraîner un certain nombre de conséquences (par exemple, nombre de décès, nombre de personnes hospitalisées, divers types de dommages à l'écosystème, pertes financières, etc.). Les conséquences externes d'un accident causé par la substance i pour une activité identifiée j, peut être calculé à partir de la relation :
Cij = Aafa fm, où : Cij = nombre de décès par accident causé par la substance i pour une activité identifiée j; A = superficie affectée (ha); a = densité de population dans les zones peuplées de la zone affectée (personnes/ha) ; Fa et fm sont des facteurs de correction.
Les conséquences des accidents (majeurs) sur l'environnement sont plus difficiles à estimer en raison de la variété des substances pouvant être impliquées, ainsi que du nombre d'indicateurs d'impact environnemental pertinents dans une situation accidentelle donnée. Habituellement, une échelle d'utilité est associée à diverses conséquences environnementales; l'échelle d'utilité pertinente pourrait inclure des événements liés à des incidents, des accidents ou des résultats catastrophiques.
L'évaluation des conséquences monétaires des accidents (potentiels) nécessite une estimation détaillée des conséquences possibles et des coûts associés. Une valeur monétaire pour des catégories particulières de conséquences (p. ex. perte de vie ou habitats biologiques particuliers) n'est pas toujours acceptée a priori. L'évaluation monétaire des conséquences devrait également inclure les coûts externes, qui sont très souvent difficiles à évaluer.
Les procédures d'identification des situations dangereuses pouvant survenir dans les usines et les équipements de traitement sont généralement considérées comme l'élément le plus développé et le mieux établi dans le processus d'évaluation des installations dangereuses. Il faut reconnaître que (1) les procédures et les techniques varient en termes d'exhaustivité et de niveau de détail, des listes de contrôle comparatives aux schémas logiques structurés détaillés, et (2) les procédures peuvent s'appliquer à différentes étapes de la formulation et de la mise en œuvre du projet (de la processus décisionnel précoce pour déterminer l'emplacement d'une usine, jusqu'à sa conception, sa construction et son exploitation).
Les techniques d'identification des dangers se divisent essentiellement en trois catégories. Ce qui suit indique les techniques les plus couramment utilisées dans chaque catégorie.
analyse des causes et des conséquences ; Analyse de fiabilité humaine
L'adéquation et la pertinence d'une technique particulière d'identification des dangers dépendent largement de l'objectif pour lequel l'évaluation des risques est entreprise. Lorsque d'autres détails techniques sont disponibles, on peut les combiner dans le processus global d'évaluation des risques de divers dangers. Les jugements d'experts et d'ingénieurs peuvent souvent être utilisés pour une évaluation plus approfondie des risques pour les installations ou les processus. Le principe fondamental est d'abord d'examiner l'usine ou les opérations du point de vue le plus large possible et d'identifier systématiquement les dangers possibles. Des techniques élaborées en tant qu'outil principal peuvent causer des problèmes et faire passer à côté certains dangers évidents. Parfois, il peut être nécessaire d'adopter plus d'une technique, selon le niveau de détail requis et selon qu'il s'agit d'une nouvelle installation proposée ou d'une opération existante.
Les critères probabilistes de sûreté (PSC) sont associés à un processus décisionnel rationnel qui nécessite la mise en place d'un cadre cohérent avec des normes pour exprimer le niveau de sûreté souhaité. Les risques sociétaux ou collectifs doivent être pris en compte lors de l'évaluation de l'acceptabilité de toute installation industrielle dangereuse. Un certain nombre de facteurs doivent être pris en compte lors de l'élaboration d'un CSP basé sur le risque sociétal, notamment l'aversion du public pour les accidents à lourdes conséquences (c'est-à-dire que le niveau de risque choisi doit diminuer à mesure que la conséquence augmente). Bien que les niveaux de risque de décès individuels incluent tous les composants du risque (c'est-à-dire les incendies, les explosions et la toxicité), il peut y avoir des incertitudes dans la corrélation des concentrations toxiques avec les niveaux de risque de décès. L'interprétation de « fatal » ne devrait pas reposer sur une relation dose-effet en particulier, mais devrait impliquer un examen des données disponibles. Le concept de risque sociétal implique que le risque de conséquences plus élevées, avec une fréquence plus faible, est perçu comme plus important que celui de conséquences plus petites avec des probabilités plus élevées.
Indépendamment de la valeur numérique de tout niveau de critère de risque à des fins d'évaluation des risques, il est essentiel que certains principes qualitatifs soient adoptés comme critères d'évaluation des risques et de gestion de la sécurité : (1) tous les risques « évitables » doivent être évités ; (2) le risque d'un danger majeur devrait être réduit dans la mesure du possible; (3) les conséquences d'événements dangereux plus probables devraient, dans la mesure du possible, être contenues dans les limites de l'installation ; et (4) lorsqu'il existe un risque élevé existant lié à une installation dangereuse, les développements dangereux supplémentaires ne devraient pas être autorisés s'ils augmentent de manière significative ce risque existant.
Dans les années 1990, une importance croissante a été accordée à la communication sur les risques, qui est devenue une branche distincte de la science des risques.
Les principales tâches de la communication sur les risques sont les suivantes :
La portée et les objectifs de la communication sur les risques peuvent différer selon les acteurs impliqués dans le processus de communication ainsi que les fonctions et les attentes qu'ils attribuent au processus de communication et à son environnement.
Les acteurs individuels et corporatifs de la communication sur les risques utilisent de multiples moyens et canaux de communication. Les principaux enjeux sont la protection de la santé et de l'environnement, l'amélioration de la sécurité et l'acceptabilité des risques.
Selon la théorie générale de la communication, la communication peut avoir les fonctions suivantes :
Pour le processus de communication des risques en particulier, il peut être utile de faire la distinction entre ces fonctions. Selon la fonction, différentes conditions pour un processus de communication réussi doivent être prises en compte.
La communication sur les risques peut parfois jouer le rôle d'une simple présentation de faits. L'information est un besoin général dans une société moderne. En matière d'environnement en particulier, il existe des lois qui, d'une part, donnent aux autorités le devoir d'informer le public et, d'autre part, donnent au public le droit de connaître la situation environnementale et les risques (par exemple, la appelée directive Seveso de la Communauté européenne et législation « Community Right-to-Know » aux États-Unis). Les informations peuvent également être déterminées pour un segment public particulier ; par exemple, les employés d'une usine doivent être informés des risques auxquels ils sont confrontés sur leur lieu de travail. En ce sens, la communication des risques doit être :
Les appels ont tendance à inciter quelqu'un à faire quelque chose. En matière de risques, on distingue les fonctions de recours suivantes :
La communication d'appel doit être :
L'auto-présentation ne donne pas d'informations neutres, mais fait principalement partie d'une stratégie de persuasion ou de marketing visant à améliorer l'image publique d'un individu ou à faire accepter par le public une certaine activité ou à obtenir le soutien du public pour un type de poste. Le critère de succès de la communication est de savoir si le public croit en la présentation. D'un point de vue normatif, bien que la présentation de soi vise à convaincre quelqu'un, elle doit être honnête et sincère.
Ces formes de communication sont principalement de type unidirectionnel. La communication visant à parvenir à une décision ou à un accord est de type bidirectionnel ou multidirectionnel : il n'y a pas qu'une seule partie qui donne des informations, plusieurs acteurs sont impliqués dans un processus de communication sur les risques et communiquent entre eux. C'est la situation habituelle dans une société démocratique. En particulier dans les domaines liés aux risques et à l'environnement, la communication est considérée comme un instrument réglementaire alternatif dans des situations complexes, où des solutions simples ne sont pas possibles ou accessibles. Par conséquent, les décisions risquées ayant une importance politique pertinente doivent être prises dans une atmosphère communicative. La communication sur les risques, en ce sens, peut inclure, entre autres, la communication sur des sujets de risque hautement politisés, mais elle peut également signifier, par exemple, la communication entre un opérateur, les employés et les services d'urgence afin que l'opérateur soit mieux préparé à cas d'accident. Ainsi, selon la portée et l'objectif de la communication sur les risques, différents acteurs peuvent participer au processus de communication. Les principaux acteurs potentiels dans un environnement de communication des risques sont :
Dans une approche systémique, toutes ces catégories d'acteurs correspondent à un certain système social et ont donc des codes de communication différents, des valeurs et des intérêts différents à communiquer. Très souvent, il n'est pas facile de trouver une base commune pour un dialogue sur les risques. Il faut trouver des structures pour combiner ces différentes visions et parvenir à un résultat pratique. Les sujets de ces types de communication sur les risques sont, par exemple, une décision consensuelle concernant l'implantation ou non d'une installation dangereuse dans une certaine région.
Dans toutes les sociétés, il existe des procédures juridiques et politiques pour traiter les questions liées aux risques (par exemple, législation parlementaire, décisions gouvernementales ou administratives, procédures judiciaires devant un tribunal, etc.). Dans de nombreux cas, ces procédures existantes n'aboutissent pas à des solutions entièrement satisfaisantes pour le règlement pacifique des litiges à risque. Il a été constaté que les propositions formulées en intégrant des éléments de communication sur les risques dans les procédures existantes améliorent le processus de décision politique.
Deux questions principales doivent être abordées lors de la proposition de procédures de communication sur les risques :
Pour l'organisation formelle de la communication sur les risques, il existe plusieurs possibilités :
Dans tous les cas, la relation entre ces structures de communication et les organes de décision juridiques et politiques existants doit être clarifiée. Habituellement, le résultat d'un processus de communication des risques a pour effet une recommandation non contraignante aux organes décisionnaires.
Concernant la structure du processus de communication, selon les règles générales du discours pratique, tout argument est permis s'il remplit les conditions suivantes :
Dans le processus de communication sur les risques, diverses règles et propositions spéciales ont été élaborées afin de concrétiser ces règles. Parmi celles-ci, les règles suivantes méritent d'être mentionnées :
Dans le processus de communication des risques, une distinction doit être faite entre :
En conséquence, les différences d'opinion peuvent avoir diverses raisons, à savoir :
Il peut être utile de préciser, dans le cadre du processus de communication des risques, le niveau des différences et leur importance. Diverses propositions structurantes ont été faites pour améliorer les conditions d'un tel discours et, en même temps, aider les décideurs à trouver des solutions justes et compétentes, par exemple :
L'efficacité de la communication des risques peut être définie comme le degré auquel une situation initiale (indésirée) est modifiée vers un état prévu, tel que défini par les objectifs initiaux. Les aspects procéduraux doivent être inclus dans l'évaluation des programmes de communication sur les risques. Ces critères comprennent la praticabilité (par exemple, la flexibilité, l'adaptabilité, la possibilité de mise en œuvre) et les coûts (en termes d'argent, de personnel et de temps) du programme.
Origines de l'audit environnemental
Les audits de sécurité et de santé environnementales se sont développés au début des années 1970, principalement parmi les entreprises opérant dans des secteurs à forte intensité environnementale tels que les huiles et les produits chimiques. Depuis lors, l'audit environnemental s'est propagé rapidement avec un développement correspondant des approches et des techniques adoptées. Plusieurs facteurs ont influencé cette croissance.
Qu'est-ce qu'un audit environnemental ?
Il est important de faire la distinction entre l'audit et des techniques telles que l'évaluation de l'impact environnemental (EIE). Ce dernier évalue les effets environnementaux potentiels d'une installation proposée. L'objectif essentiel d'un audit environnemental est l'examen systématique des performances environnementales dans l'ensemble des opérations existantes d'une entreprise. Au mieux, un audit est un examen complet des systèmes et des installations de gestion ; au pire, c'est un examen superficiel.
Le terme audit environnemental signifie différentes choses pour différentes personnes. Des termes tels que l'évaluation, l'enquête et l'examen sont utilisés pour décrire le même type d'activité. De plus, certaines organisations considèrent qu'un « audit environnemental » ne traite que des questions environnementales, alors que d'autres utilisent le terme pour désigner un audit des questions de santé, de sécurité et d'environnement. Bien qu'il n'existe pas de définition universelle, l'audit, tel qu'il est pratiqué par de nombreuses entreprises de premier plan, suit la même philosophie de base et la même approche résumées par la définition large adoptée par la Chambre de commerce internationale (CCI) dans sa publication Audit environnemental (1989). L'ICC définit l'audit environnemental comme :
un outil de gestion comprenant une évaluation systématique, documentée, périodique et objective des performances de l'organisation, de la gestion et des équipements environnementaux, dans le but de contribuer à la sauvegarde de l'environnement en :
(i) faciliter le contrôle de gestion des pratiques environnementales et
(ii) évaluer la conformité aux politiques de l'entreprise, ce qui inclurait le respect des exigences réglementaires.
La Commission européenne, dans sa proposition de règlement sur l'audit environnemental, adopte également la définition ICC de l'audit environnemental.
Objectifs de l'audit environnemental
L'objectif général de l'audit environnemental est de contribuer à protéger l'environnement et de minimiser les risques pour la santé humaine. Il est clair que l'audit seul n'atteindra pas cet objectif (d'où l'utilisation du mot aide) ; c'est un outil de gestion. Les principaux objectifs d'un audit environnemental sont donc de :
Portée de l'audit
L'objectif premier des audits étant de tester l'adéquation des systèmes de management existants, ils remplissent un rôle fondamentalement différent du suivi des performances environnementales. Les audits peuvent porter sur un sujet ou sur toute une gamme de problèmes. Plus la portée de l'audit est grande, plus la taille de l'équipe d'audit, le temps passé sur place et la profondeur de l'investigation seront importants. Lorsque des audits internationaux doivent être effectués par une équipe centrale, il peut y avoir de bonnes raisons de couvrir plus d'un domaine sur place afin de minimiser les coûts.
De plus, la portée d'un audit peut varier d'un simple test de conformité à un examen plus rigoureux, selon les besoins perçus de la direction. La technique est appliquée non seulement à la gestion opérationnelle de l'environnement, de la santé et de la sécurité, mais aussi de plus en plus à la gestion de la sécurité et de la qualité des produits, et à des domaines tels que la prévention des pertes. Si l'intention de l'audit est d'aider à s'assurer que ces grands domaines sont gérés correctement, alors tous ces sujets individuels doivent être passés en revue. Les éléments qui peuvent être abordés dans les audits, y compris l'environnement, la santé, la sécurité et la sécurité des produits, sont présentés dans le tableau 1.
Tableau 1. Portée de l'audit environnemental
Environnement |
Sécurité |
Santé au travail |
Sécurité du produit |
-Historique du site |
-Politique/procédures de sécurité |
-Exposition des employés aux contaminants de l'air |
-Programme de sécurité des produits |
Bien que certaines entreprises aient un cycle d'audit régulier (souvent annuel), les audits sont principalement déterminés par les besoins et les priorités. Ainsi, toutes les installations ou tous les aspects d'une entreprise ne seront pas évalués à la même fréquence ou dans la même mesure.
Le processus d'audit type
Un audit est généralement mené par une équipe de personnes qui rassemblent des informations factuelles avant et pendant une visite de site, analysent les faits et les comparent aux critères de l'audit, tirent des conclusions et rapportent leurs constatations. Ces étapes sont généralement menées dans le cadre d'une sorte de structure formelle (un protocole d'audit), de sorte que le processus peut être répété de manière fiable dans d'autres installations et que la qualité peut être maintenue. Pour s'assurer qu'un audit est efficace, un certain nombre d'étapes clés doivent être incluses. Ceux-ci sont résumés et expliqués dans le tableau 2.
Tableau 2. Étapes de base de l'audit environnemental
Étapes de base de l'audit environnemental
Critères—sur quoi auditez-vous ?
Une étape essentielle dans l'établissement d'un programme d'audit est de décider des critères selon lesquels l'audit sera mené et de s'assurer que la direction de l'ensemble de l'organisation sait quels sont ces critères. Les critères généralement utilisés pour les audits sont :
Étapes de pré-audit
Les étapes préalables à l'audit comprennent les questions administratives associées à la planification de l'audit, la sélection du personnel de l'équipe d'audit (souvent de différentes parties de l'entreprise ou d'une unité spécialisée), la préparation du protocole d'audit utilisé par l'organisation et l'obtention d'informations générales sur le facilité.
Si l'audit est nouveau, le besoin de formation des personnes impliquées dans le processus d'audit (les auditeurs ou les audités) ne doit pas être sous-estimé. Cela s'applique également à une entreprise multinationale qui étend un programme d'audit dans son pays d'origine à des filiales à l'étranger. Dans ces situations, le temps consacré à l'explication et à l'éducation portera ses fruits en garantissant que les audits sont abordés dans un esprit de coopération et ne sont pas perçus comme une menace par la direction locale.
Lorsqu'une grande entreprise américaine a proposé d'étendre son programme d'audit à ses opérations en Europe, elle était particulièrement soucieuse de s'assurer que les usines étaient correctement informées, que les protocoles d'audit étaient adaptés aux opérations européennes et que les équipes d'audit comprenaient les réglementations applicables. Des audits pilotes ont été menés dans des usines sélectionnées. De plus, le processus d'audit a été introduit d'une manière qui mettait l'accent sur les avantages d'une coopérative plutôt que sur une approche « policière ».
L'obtention d'informations générales sur un site et ses processus peut aider à minimiser le temps passé sur site par l'équipe d'audit et à concentrer ses activités, économisant ainsi des ressources.
La composition de l'équipe d'audit dépendra de l'approche adoptée par une organisation particulière. En cas de manque d'expertise interne, ou lorsque les ressources ne peuvent pas être consacrées à l'activité d'audit, les entreprises font fréquemment appel à des consultants indépendants pour réaliser les audits à leur place. D'autres entreprises emploient un mélange de personnel interne et de consultants externes dans chaque équipe pour assurer une vision « indépendante ». Certaines grandes entreprises n'utilisent que du personnel interne pour les audits et disposent de groupes d'audit environnemental pour cette fonction spécifique. De nombreuses grandes entreprises ont leur propre personnel d'audit dédié, mais incluent également un consultant indépendant sur de nombreux audits qu'elles effectuent.
Étapes sur place
Rapporter les conclusions de l'audit. Cela se fait généralement lors d'une réunion avec la direction de l'usine à la fin de la visite de l'équipe. Chaque découverte et sa signification peuvent être discutées avec le personnel de l'usine. Avant de quitter le site, l'équipe d'audit fournira souvent un résumé écrit des conclusions à la direction de l'usine, afin de s'assurer qu'il n'y a pas de surprises dans le rapport final.
Étapes post-audit
Après les travaux sur site, l'étape suivante consiste à préparer un projet de rapport, qui est examiné par la direction de l'usine pour confirmer son exactitude. Il est ensuite diffusé à la direction générale selon les besoins de l'entreprise.
L'autre étape clé consiste à élaborer un plan d'action pour combler les lacunes. Certaines entreprises demandent que des recommandations d'actions correctives soient incluses dans le rapport d'audit formel. L'usine basera alors son plan sur la mise en œuvre de ces recommandations. D'autres entreprises exigent que le rapport d'audit énonce les faits et les lacunes, sans aucune référence à la manière de les corriger. Il appartient alors à la direction de l'usine d'imaginer les moyens de remédier aux défaillances.
Une fois qu'un programme d'audit est en place, les audits futurs incluront les rapports antérieurs - et les progrès dans la mise en œuvre de toute recommandation qui y est formulée - comme éléments de preuve.
Extension du processus d'audit - Autres types d'audit
Bien que l'utilisation la plus répandue de l'audit environnemental consiste à évaluer la performance environnementale des opérations d'une entreprise, il existe des variantes sur ce thème. Les autres types d'audit utilisés dans des circonstances particulières comprennent les suivants :
Émet des audits. Certaines organisations appliquent la technique de l'audit à un problème spécifique qui peut avoir des implications pour l'ensemble de l'entreprise, comme les déchets. La multinationale pétrolière britannique BP a effectué des audits examinant l'impact de l'appauvrissement de la couche d'ozone et les implications des préoccupations du public concernant la déforestation tropicale.
Avantages de l'audit environnemental
Si l'audit environnemental est mis en œuvre de manière constructive, de nombreux avantages peuvent en être tirés. L'approche d'audit décrite dans ce document aidera à :
L'évolution des stratégies d'intervention environnementale
Au cours des trente dernières années, on a assisté à une augmentation spectaculaire des problèmes environnementaux dus à de nombreux facteurs différents : l'expansion démographique (ce rythme se poursuit, avec une estimation de 8 milliards de personnes d'ici 2030), la pauvreté, les modèles économiques dominants basés sur la croissance et la quantité plutôt que la qualité, la consommation élevée de ressources naturelles entraînée notamment par l'expansion industrielle, la réduction de la diversité biologique notamment en raison de l'augmentation de la production agricole par la monoculture, l'érosion des sols, le changement climatique, l'utilisation non durable des ressources naturelles et la pollution de l'air, des sols et des ressources en eau. Cependant, les effets négatifs de l'activité humaine sur l'environnement ont également accéléré la prise de conscience et la perception sociale des populations dans de nombreux pays, entraînant des changements dans les approches traditionnelles et les modèles de réponse.
Les stratégies de réponse ont évolué : de l'absence de reconnaissance du problème à l'ignorance du problème, à la dilution et au contrôle de la pollution par une approche descendante, c'est-à-dire les stratégies dites de bout de chaîne. Les années 1970 ont marqué les premières crises environnementales locales largement pertinentes et le développement d'une nouvelle prise de conscience de la pollution de l'environnement. Cela a conduit à l'adoption de la première grande série de législations nationales, de réglementations et de conventions internationales visant à contrôler et à réglementer la pollution. Cette stratégie en bout de chaîne a rapidement montré son échec, car elle était dirigée de manière autoritaire vers des interventions liées aux symptômes et non aux causes des problèmes environnementaux. Dans le même temps, la pollution industrielle a également attiré l'attention sur les contradictions croissantes dans la philosophie entre les employeurs, les travailleurs et les groupes environnementaux.
Les années 1980 ont été la période des problèmes environnementaux mondiaux tels que la catastrophe de Tchernobyl, les pluies acides, l'appauvrissement de la couche d'ozone et le trou d'ozone, l'effet de serre et le changement climatique, ainsi que la croissance des déchets toxiques et leur exportation. Ces événements et les problèmes qui en ont résulté ont sensibilisé le public et contribué à générer un soutien pour de nouvelles approches et solutions axées sur les outils de gestion environnementale et les stratégies de production plus propre. Des organisations telles que le PNUE, l'OCDE, l'Union européenne et de nombreuses institutions nationales ont commencé à définir la question et à travailler ensemble dans un cadre plus global fondé sur des principes de prévention, d'innovation, d'information, d'éducation et de participation des acteurs concernés. Au début des années 1990, il y a eu une autre augmentation spectaculaire de la prise de conscience que la crise environnementale s'aggravait, en particulier dans le monde en développement et en Europe centrale et orientale. Cela a atteint un seuil critique lors de la Conférence des Nations Unies sur l'environnement et le développement (CNUED) à Rio de Janeiro en 1992.
Aujourd'hui, l'approche de précaution est devenue l'un des facteurs les plus importants à prendre en compte lors de l'évaluation des politiques et des solutions environnementales. L'approche de précaution suggère que même lorsqu'il existe une incertitude scientifique ou une controverse sur les problèmes et les politiques environnementales, les décisions doivent refléter la nécessité de prendre des précautions pour éviter de futures implications négatives chaque fois que cela est économiquement, socialement et techniquement réalisable. L'approche de précaution doit être poursuivie lors de l'élaboration de politiques et de réglementations, ainsi que lors de la planification et de la mise en œuvre de projets et de programmes.
En effet, les approches préventives et préventives visent une approche plus intégrée de l'action environnementale, passant d'une focalisation quasi exclusive sur le processus de production à la mise au point d'outils et de techniques de gestion environnementale applicables à toutes les formes d'activité économique humaine et de processus décisionnels. . Contrairement au contrôle de la pollution, qui impliquait une approche limitée de réaction et de retrait, l'approche de gestion de l'environnement et de production plus propre vise l'intégration d'une approche de précaution dans des stratégies plus larges pour créer un processus qui sera évalué, surveillé et amélioré en permanence. Cependant, pour être efficaces, les stratégies de gestion de l'environnement et de production plus propre doivent être soigneusement mises en œuvre grâce à la participation de toutes les parties prenantes et à tous les niveaux d'intervention.
Ces nouvelles approches ne doivent pas être considérées comme de simples instruments techniques liés à l'environnement, mais plutôt comme des approches globales d'intégration qui contribueront à définir de nouveaux modèles d'économie de marché écologiquement et socialement rationnelle. Pour être pleinement efficaces, ces nouvelles approches nécessiteront également un cadre réglementaire, des instruments incitatifs et un consensus social défini à travers l'implication des institutions, des partenaires sociaux et des organisations environnementales et de consommateurs intéressées. Si la portée des stratégies de gestion de l'environnement et de production plus propre doit conduire à des scénarios de développement socio-économique plus durables, divers facteurs devront être pris en considération dans l'élaboration des politiques, dans l'élaboration et l'application des normes et des réglementations, et dans les conventions collectives et des plans d'action, non seulement au niveau de l'entreprise ou de l'entreprise, mais également aux niveaux local, national et international. Compte tenu des grandes disparités des conditions économiques et sociales dans le monde, les chances de succès dépendront également des conditions politiques, économiques et sociales locales.
La mondialisation, la libéralisation des marchés et les politiques d'ajustement structurel créeront également de nouveaux défis pour notre capacité à analyser de manière intégrée les implications économiques, sociales et environnementales de ces changements complexes au sein de nos sociétés, dont le moindre ne sera pas le risque que ces changements peuvent conduire à des relations de pouvoir et à des responsabilités assez différentes, peut-être même à la propriété et au contrôle. Il faudra veiller à ce que ces changements n'entraînent pas le risque d'impuissance et de paralysie dans le développement de technologies de gestion de l'environnement et de production plus propres. D'autre part, cette situation changeante, en plus de ses risques, offre également de nouvelles opportunités pour promouvoir l'amélioration de nos conditions sociales, économiques, culturelles, politiques et environnementales actuelles. De tels changements positifs nécessiteront cependant une approche collaborative, participative et flexible pour gérer le changement au sein de nos sociétés et de nos entreprises. Pour éviter la paralysie, nous devrons prendre des mesures qui renforceront la confiance et mettront l'accent sur une approche progressive, partielle et progressive qui générera un soutien et une capacité croissants visant à faciliter des changements plus substantiels dans nos conditions de vie et de travail à l'avenir.
Principales implications internationales
Comme mentionné ci-dessus, la nouvelle situation internationale est caractérisée par la libéralisation des marchés, l'élimination des barrières commerciales, les nouvelles technologies de l'information, des transferts de capitaux quotidiens rapides et énormes et la mondialisation de la production, notamment à travers les entreprises multinationales. La déréglementation et la compétitivité sont les critères dominants des stratégies d'investissement. Cependant, ces changements facilitent également la délocalisation des usines, la fragmentation des processus de production et la création de zones franches spéciales d'exportation, qui exemptent les industries des réglementations du travail et de l'environnement et d'autres obligations. De tels effets peuvent favoriser des coûts de main-d'œuvre excessivement bas et par conséquent des profits plus élevés pour l'industrie, mais cela s'accompagne souvent de situations d'exploitation humaine et environnementale déplorables. En outre, en l'absence de réglementations et de contrôles, des usines, des technologies et des équipements obsolètes sont exportés tout comme des produits chimiques et substances dangereux qui ont été interdits, retirés ou strictement réglementés dans un pays pour des raisons environnementales ou de sécurité sont également exportés, en particulier vers Pays en voie de développement.
Afin de répondre à ces enjeux, il est particulièrement important que les nouvelles règles de l'Organisation mondiale du commerce (OMC) soient définies de manière à promouvoir un commerce socialement et écologiquement acceptable. Cela signifie que l'OMC, afin d'assurer une concurrence loyale, devrait exiger de tous les pays qu'ils respectent les normes internationales fondamentales du travail (par exemple, les conventions fondamentales de l'OIT) et les conventions et réglementations environnementales. En outre, des lignes directrices telles que celles préparées par l'OCDE sur le transfert de technologie et les réglementations devraient être effectivement mises en œuvre afin d'éviter l'exportation de systèmes de production hautement polluants et dangereux.
Les facteurs internationaux à prendre en considération comprennent :
Les pays en développement et les autres pays qui ont besoin d'aide devraient bénéficier d'une aide financière spéciale, de réductions d'impôts, d'incitations et d'une assistance technique pour les aider à mettre en œuvre les réglementations fondamentales du travail et de l'environnement susmentionnées et à introduire des technologies et des produits de production plus propres. Une approche innovante qui mérite davantage d'attention à l'avenir est l'élaboration de codes de conduite négociés par certaines entreprises et leurs syndicats en vue de promouvoir le respect des droits sociaux fondamentaux et des règles environnementales. L'OIT joue un rôle unique dans l'évaluation du processus au niveau international, compte tenu de sa structure tripartite, et en étroite coordination avec les autres agences des Nations Unies et les institutions financières internationales chargées de l'aide et de l'assistance financière internationales.
Principales implications nationales et locales
Un cadre réglementaire général approprié doit également être défini au niveau national et local afin de développer des procédures de gestion environnementale appropriées. Cela nécessitera un processus décisionnel qui associe les politiques budgétaires, fiscales, industrielles, économiques, du travail et environnementales, et prévoit également la pleine consultation et la participation des acteurs sociaux les plus concernés (c'est-à-dire les employeurs, les organisations syndicales, les organisations environnementales et de consommateurs groupes). Une telle approche systématique comprendrait des liens entre différents programmes et politiques, par exemple :
Les politiques industrielles nationales et locales devraient être conçues et mises en œuvre en pleine consultation avec les organisations syndicales afin que les politiques des entreprises et les politiques du travail puissent répondre aux besoins sociaux et environnementaux. Des négociations et des consultations directes au niveau national avec les syndicats peuvent aider à prévenir les conflits potentiels résultant des implications en matière de sécurité, de santé et d'environnement des nouvelles politiques industrielles. Ces négociations au niveau national devraient cependant s'accompagner de négociations et de consultations au niveau des sociétés et des entreprises individuelles afin de garantir que des contrôles, des incitations et une assistance adéquats sont également disponibles sur le lieu de travail.
En résumé, les facteurs nationaux et locaux à prendre en considération comprennent :
Gestion environnementale au niveau de l'entreprise
La gestion de l'environnement au sein d'une société, d'une entreprise ou d'une autre structure économique donnée nécessite une évaluation et une prise en compte continues des effets sur l'environnement - sur le lieu de travail (c'est-à-dire l'environnement de travail) et à l'extérieur des portes de l'usine (c'est-à-dire l'environnement externe) - en ce qui concerne la gamme complète des activités et des décisions liées aux opérations. Cela implique également la modification conséquente de l'organisation du travail et des processus de production pour répondre de manière efficace et efficiente à ces effets environnementaux.
Il est nécessaire que les entreprises prévoient les conséquences environnementales potentielles d'une activité, d'un processus ou d'un produit donné dès les premières étapes de la planification afin d'assurer la mise en œuvre de stratégies de réponse adéquates, opportunes et participatives. L'objectif est de rendre l'industrie et les autres secteurs économiques durables sur le plan économique, social et environnemental. Très certainement, dans de nombreux cas, il faudra encore une période de transition qui nécessitera des activités de contrôle de la pollution et de remédiation. Par conséquent, la gestion environnementale doit être considérée comme un processus composite de prévention et de contrôle visant à aligner les stratégies de l'entreprise sur la durabilité environnementale. Pour ce faire, les entreprises devront développer et mettre en œuvre des procédures dans le cadre de leur stratégie de gestion globale pour évaluer les processus de production plus propres et pour auditer les performances environnementales.
La gestion de l'environnement et la production plus propre conduiront à une série d'avantages qui non seulement affecteront la performance environnementale, mais pourront également conduire à des améliorations dans :
Les entreprises ne doivent pas simplement se concentrer sur l'évaluation de la conformité de l'entreprise avec la législation et la réglementation en vigueur, mais doivent définir les objectifs environnementaux possibles à atteindre par le biais d'un processus étape par étape limité dans le temps qui comprendrait :
Il existe de nombreuses approches différentes pour évaluer les activités, et les éléments suivants sont des éléments potentiels importants de tout programme de ce type :
Relations industrielles et gestion de l'environnement
Alors que dans certains pays, les droits syndicaux fondamentaux ne sont toujours pas reconnus et que les travailleurs sont empêchés de protéger leur santé et leur sécurité ainsi que leurs conditions de travail et d'améliorer leurs performances environnementales, dans divers autres pays, l'approche participative de la durabilité environnementale des entreprises a été expérimentée avec de bons résultats. Au cours des dix dernières années, l'approche traditionnelle des relations professionnelles s'est de plus en plus modifiée pour inclure non seulement les questions et programmes de santé et de sécurité reflétant les réglementations nationales et internationales dans ce domaine, mais a également commencé à intégrer les questions environnementales dans les mécanismes des relations professionnelles. Les partenariats entre employeurs et représentants syndicaux au niveau de l'entreprise, du secteur et du pays ont été définis, selon les situations, par des conventions collectives et ont parfois aussi fait l'objet de réglementations et de procédures de consultation mises en place par les autorités locales ou nationales pour gérer les conflits environnementaux. Voir tableau 1, tableau 2 et tableau 3.
Tableau 1. Acteurs impliqués dans les accords volontaires relatifs à l'environnement
Pays |
Employeur/ |
Employeur/ |
Employeur/ |
Employeur/ |
Netherlands |
X |
X |
X |
|
Belgique |
X |
X |
||
Danemark |
X |
X |
X |
X |
Autriche |
X |
|||
Allemagne |
X |
X |
X |
|
Royaume Uni |
X |
X |
||
Italie |
X |
X |
X |
X |
France |
X |
X |
||
Espagne |
X |
X |
||
Grèce |
X |
X |
Source : Hildebrandt et Schmidt 1994.
Tableau 2. Champ d'application des accords volontaires sur les mesures de protection de l'environnement entre les parties aux conventions collectives
Pays |
Nationales |
Succursale (régionale) |
Plante |
Netherlands |
X |
X |
X |
Belgique |
X |
X |
|
Danemark |
X |
X |
X |
Autriche |
X |
||
Allemagne |
X |
X |
|
Royaume Uni |
X |
||
Italie |
X |
X |
X |
France |
|||
Espagne |
X |
X |
|
Grèce |
X |
Source : Hildebrandt et Schmidt 1994.
Tableau 3. Nature des accords sur les mesures de protection de l'environnement entre les parties aux conventions collectives
Pays |
Déclarations conjointes, |
Au niveau de la succursale |
Accords sur l'usine |
Netherlands |
X |
X |
X |
Belgique |
X |
X |
|
Danemark |
X |
X |
X |
Autriche |
X |
||
Allemagne |
X |
X |
X |
Royaume Uni |
X |
||
Italie |
X |
X |
X |
France |
X |
X |
|
Espagne |
X |
||
Grèce |
X |
Source : Hildebrandt et Schmidt 1994.
Dépollution : nettoyage
La dépollution des sites contaminés est une démarche de plus en plus évidente et coûteuse depuis les années 1970, époque à laquelle s'est accrue la prise de conscience des cas graves de contamination des sols et des eaux par les accumulations de déchets chimiques, les friches industrielles, etc. Ces sites contaminés ont été générés par des activités telles que :
La conception d'un plan d'assainissement/nettoyage nécessite des activités et des procédures techniques complexes qui doivent être accompagnées de la définition de responsabilités de gestion claires et de la responsabilité qui en découle. De telles initiatives devraient être menées dans le cadre d'une législation nationale harmonisée et prévoir la participation des populations intéressées, la définition de procédures claires de résolution des conflits et la prévention d'éventuels effets de dumping socio-environnemental. Ces réglementations, accords et plans devraient clairement englober non seulement les ressources naturelles biotiques et abiotiques telles que l'eau, l'air, le sol ou la flore et la faune, mais devraient également inclure le patrimoine culturel, d'autres aspects visuels des paysages et les dommages aux personnes physiques et aux biens. Une définition restrictive de l'environnement réduira par conséquent la définition du dommage environnemental et limitera donc la réhabilitation effective des sites. Dans le même temps, il devrait également être possible non seulement que les sujets directement touchés par les dommages se voient accorder certains droits et protections, mais il devrait également être possible d'entreprendre une action collective de groupe pour protéger les intérêts collectifs afin d'assurer la restauration des conditions antérieures.
Conclusion
Des mesures importantes seront nécessaires pour répondre à l'évolution rapide de notre situation environnementale. Cet article s'est concentré sur la nécessité de prendre des mesures pour améliorer la performance environnementale de l'industrie et d'autres activités économiques. Pour y parvenir de manière efficace et efficiente, les travailleurs et leurs syndicats doivent jouer un rôle actif non seulement au niveau de l'entreprise, mais aussi au sein de leurs communautés locales et au niveau national. Les travailleurs doivent être considérés et activement mobilisés comme des partenaires clés pour atteindre les objectifs futurs en matière d'environnement et de développement durable. La capacité des travailleurs et de leurs syndicats à contribuer en tant que partenaires à ce processus de gestion de l'environnement ne dépend pas simplement de leur propre capacité et de leur prise de conscience - bien que des efforts soient effectivement nécessaires et en cours pour accroître leur capacité - mais cela dépendra également de l'engagement des gestion et les communautés pour créer un environnement propice qui favorise le développement de nouvelles formes de collaboration et de participation à l'avenir.
Voir les possibilités et les concrétiser est la raison d'être de la prévention de la pollution. C'est un engagement envers des produits et des processus qui ont un impact minimal sur l'environnement.
La prévention de la pollution n'est pas une idée nouvelle. C'est la manifestation d'une éthique environnementale pratiquée par les premiers habitants de nombreuses cultures, y compris les Amérindiens. Ils vivaient en harmonie avec leur environnement. C'était la source de leur abri, de leur nourriture et le fondement même de leur religion. Bien que leur environnement était extrêmement dur, il était traité avec honneur et respect.
Au fur et à mesure que les nations se développaient et que la révolution industrielle progressait, une attitude très différente envers l'environnement a émergé. La société en est venue à considérer l'environnement comme une source inépuisable de matières premières et un dépotoir pratique pour les déchets.
Premiers efforts pour réduire les déchets
Pourtant, certaines industries pratiquent une forme de prévention de la pollution depuis le développement des premiers procédés chimiques. Au départ, l'industrie s'est concentrée sur l'efficacité ou l'augmentation du rendement des procédés grâce à la réduction des déchets, plutôt que sur la prévention spécifique de la pollution en empêchant les déchets de pénétrer dans l'environnement. Cependant, le résultat final des deux activités est le même : moins de déchets de matériaux sont rejetés dans l'environnement.
Un premier exemple de prévention de la pollution sous une autre forme a été pratiqué dans une usine de production d'acide sulfurique allemande au cours des années 1800. Les améliorations apportées aux procédés de l'usine ont permis de réduire la quantité de dioxyde de soufre émise par livre de produit fabriqué. Ces actions étaient très probablement qualifiées d'améliorations de l'efficacité ou de la qualité. Ce n'est que récemment que le concept de prévention de la pollution a été directement associé à ce type de changement de processus.
La prévention de la pollution telle que nous la connaissons aujourd'hui a commencé à émerger au milieu des années 1970 en réponse au volume et à la complexité croissants des exigences environnementales. L'Environmental Protection Agency (EPA) des États-Unis a alors été créée. Les premiers efforts de réduction de la pollution ont été principalement des installations d'équipements de contrôle de la pollution en bout de chaîne ou d'appoint coûteux. L'élimination de la source d'un problème de pollution n'était pas une priorité. Quand cela s'est produit, c'était plus une question de profit ou d'efficacité qu'un effort organisé pour protéger l'environnement.
Ce n'est que récemment que les entreprises ont adopté un point de vue environnemental plus spécifique et suivi les progrès. Cependant, les processus par lesquels les entreprises abordent la prévention de la pollution peuvent différer considérablement.
Prévention contre contrôle
Avec le temps, l'accent a commencé à passer du contrôle de la pollution à la prévention de la pollution. Il est devenu évident que les scientifiques qui inventent les produits, les ingénieurs qui conçoivent l'équipement, les experts en processus qui exploitent les installations de fabrication, les spécialistes du marketing qui travaillent avec les clients pour améliorer la performance environnementale des produits, les représentants commerciaux qui ramènent les préoccupations environnementales des clients au laboratoire pour trouver des solutions et les employés de bureau qui s'efforcent de réduire l'utilisation du papier peuvent tous contribuer à réduire l'impact environnemental des opérations ou des activités sous leur contrôle.
Développer des programmes efficaces de prévention de la pollution
Dans le domaine de la prévention de la pollution de pointe, les programmes de prévention de la pollution ainsi que les technologies spécifiques de prévention de la pollution doivent être examinés. Le programme global de prévention de la pollution et les technologies individuelles de prévention de la pollution sont tout aussi importants pour obtenir des avantages environnementaux. Bien que le développement de technologies soit une exigence absolue, sans la structure organisationnelle pour soutenir et mettre en œuvre ces technologies, les avantages environnementaux ne seront jamais pleinement atteints.
Le défi est d'obtenir une participation totale des entreprises à la prévention de la pollution. Certaines entreprises ont mis en œuvre la prévention de la pollution à tous les niveaux de leur organisation par le biais de programmes bien organisés et détaillés. Les trois programmes les plus largement reconnus aux États-Unis sont peut-être le programme Pollution Prevention Pays (3P) de 3M, le programme Save Money and Reduce Toxics (SMART) de Chevron et le programme Waste Reduction Always Payes (WRAP) de Dow Chemical.
L'objectif de ces programmes est de réduire les déchets autant que possible sur le plan technologique. Mais se fier uniquement à la réduction à la source n'est pas toujours techniquement faisable. Le recyclage et la réutilisation doivent également faire partie de l'effort de prévention de la pollution, comme ils le sont dans les programmes ci-dessus. Lorsqu'on demande à chaque employé non seulement de rendre les processus aussi efficaces que possible, mais aussi de trouver une utilisation productive pour chaque sous-produit ou flux résiduel, la prévention de la pollution devient une partie intégrante de la culture d'entreprise.
À la fin de 1993, la Business Roundtable aux États-Unis a publié les résultats d'une étude de référence sur la prévention de la pollution des efforts réussis. L'étude a identifié les meilleurs programmes de prévention de la pollution des installations et a mis en évidence les éléments nécessaires pour intégrer pleinement la prévention de la pollution dans les opérations de l'entreprise. Inclus étaient les installations de Proctor & Gamble (P&G), Intel, DuPont, Monsanto, Martin Marietta et 3M.
Initiatives de prévention de la pollution
L'étude a révélé que les programmes de prévention de la pollution réussis dans ces entreprises partageaient les éléments suivants :
De plus, l'étude a révélé que chacune des installations était passée de la concentration sur la prévention de la pollution dans le processus de fabrication à l'intégration de la prévention de la pollution dans les décisions de préfabrication. La prévention de la pollution est devenue une valeur fondamentale de l'entreprise.
Le soutien de la haute direction est une nécessité pour un programme de prévention de la pollution pleinement opérationnel. Les hauts responsables, tant au niveau de l'entreprise que des installations, doivent envoyer un message clair à tous les employés, à savoir que la prévention de la pollution fait partie intégrante de leur travail. Cela doit commencer au niveau du directeur général (PDG), car cette personne donne le ton à toutes les activités de l'entreprise. S'exprimer publiquement et au sein de l'entreprise fait passer le message.
La deuxième raison du succès est l'implication des employés. Les techniciens et les fabricants sont les plus impliqués dans le développement de nouveaux procédés ou formulations de produits. Mais les employés de tous les postes peuvent être impliqués dans la réduction des déchets par la réutilisation, la récupération et le recyclage dans le cadre de la prévention de la pollution. Les employés connaissent bien mieux les possibilités dans leur domaine de responsabilité que les professionnels de l'environnement. Afin de stimuler l'implication des employés, l'entreprise doit éduquer les employés sur le défi auquel l'entreprise est confrontée. Par exemple, des articles sur les questions environnementales dans le bulletin d'information de l'entreprise peuvent accroître la sensibilisation des employés.
La reconnaissance des réalisations peut se faire de plusieurs façons. Le PDG de 3M décerne un prix spécial de leadership environnemental non seulement aux employés qui contribuent aux objectifs de l'entreprise, mais également à ceux qui contribuent aux efforts environnementaux de la communauté. De plus, les réalisations environnementales sont reconnues dans les évaluations de rendement annuelles.
La mesure des résultats est extrêmement importante car c'est le moteur de l'action des employés. Certaines installations et programmes d'entreprise mesurent tous les déchets, tandis que d'autres se concentrent sur les émissions de l'inventaire des rejets toxiques (TRI) ou sur d'autres mesures qui correspondent le mieux à leur culture d'entreprise et à leurs programmes spécifiques de prévention de la pollution.
Exemples de programmes environnementaux
En 20 ans, la prévention de la pollution s'est ancrée dans la culture de 3M. La direction de 3M s'est engagée à aller au-delà des réglementations gouvernementales, en partie en élaborant des plans de gestion environnementale qui fusionnent les objectifs environnementaux avec la stratégie commerciale. Le programme 3P s'est concentré sur la prévention de la pollution, pas sur le contrôle.
L'idée est d'arrêter la pollution avant qu'elle ne commence, et de rechercher des opportunités de prévention à toutes les étapes de la vie d'un produit, pas seulement à la fin. Les entreprises qui réussissent reconnaissent que la prévention est plus efficace sur le plan environnemental, plus solide sur le plan technique et moins coûteuse que les procédures de contrôle conventionnelles, qui n'éliminent pas le problème. La prévention de la pollution est économique, car si la pollution est évitée en premier lieu, il n'est pas nécessaire de s'en occuper plus tard.
Les employés de 3M ont développé et mis en œuvre plus de 4,200 3 projets de prévention de la pollution depuis le lancement du programme 20P. Au cours des 1.3 dernières années, ces projets ont entraîné l'élimination de plus de 750 milliard de livres de polluants et ont permis à l'entreprise d'économiser XNUMX millions de dollars.
Entre 1975 et 1993, 3M a réduit la quantité d'énergie nécessaire par unité de production de 3,900 58 BTU, soit 3 %. Les économies d'énergie annuelles pour 22M aux États-Unis seulement totalisent 200,000 2 milliards de BTU chaque année. C'est assez d'énergie pour chauffer, refroidir et éclairer plus de 1993 3 foyers aux États-Unis et éliminer plus de 199 millions de tonnes de dioxyde de carbone. Et en 198, les installations de XNUMXM aux États-Unis ont récupéré et recyclé plus de déchets solides (XNUMX millions de livres) qu'elles n'en ont envoyés dans les décharges (XNUMX millions de livres).
Technologies de prévention de la pollution
Le concept de conception pour l'environnement devient important, mais les technologies utilisées pour la prévention de la pollution sont aussi diverses que les entreprises elles-mêmes. En général, ce concept peut être réalisé grâce à l'innovation technique dans quatre domaines :
Des efforts concentrés dans chacun de ces domaines peuvent se traduire par des produits nouveaux et plus sûrs, des économies de coûts et une plus grande satisfaction des clients.
La reformulation du produit peut être la plus difficile. Bon nombre des attributs qui rendent les matériaux idéaux pour leurs utilisations prévues peuvent également contribuer à des problèmes pour l'environnement. Un exemple de reformulation de produit a conduit une équipe de scientifiques à éliminer le méthylchloroforme chimique appauvrissant la couche d'ozone d'un produit protecteur de tissu. Ce nouveau produit à base d'eau réduit considérablement l'utilisation de solvants et donne à l'entreprise un avantage concurrentiel sur le marché.
En fabriquant des comprimés de médicaments pour l'industrie pharmaceutique, les employés ont développé une nouvelle solution d'enrobage à base d'eau pour la solution d'enrobage à base de solvant qui avait été utilisée pour enrober les comprimés. Le changement a coûté 60,000 180,000 $, mais a éliminé la nécessité de dépenser 150,000 24 $ pour l'équipement de contrôle de la pollution, économise XNUMX XNUMX $ en coût de matériel et empêche XNUMX tonnes de pollution atmosphérique par an.
Un exemple de modification de processus a entraîné l'abandon des produits chimiques dangereux pour nettoyer à fond les feuilles de cuivre avant de les utiliser pour fabriquer des produits électriques. Auparavant, la bâche était nettoyée par pulvérisation de persulfate d'ammonium, d'acide phosphorique et d'acide sulfurique, tous des produits chimiques dangereux. Cette procédure a été remplacée par une autre qui utilise une solution légère d'acide citrique, un produit chimique non dangereux. Le changement de processus a éliminé la génération de 40,000 15,000 livres de déchets dangereux par an et fait économiser à l'entreprise environ XNUMX XNUMX $ par an en coûts de matières premières et d'élimination.
La refonte de l'équipement réduit également les déchets. Dans le domaine des produits à base de résine, une entreprise échantillonnait régulièrement une résine phénolique liquide particulière à l'aide d'un robinet sur la ligne de flux de processus. Une partie du produit a été gaspillée avant et après le prélèvement de l'échantillon. En installant un simple entonnoir sous la bande d'échantillons et un tuyau de retour au processus, l'entreprise prélève désormais des échantillons sans aucune perte de produit. Cela évite environ 9 tonnes de déchets par an, économise environ 22,000 1,000 $, augmente le rendement et diminue le coût d'élimination, le tout pour un coût en capital d'environ XNUMX XNUMX $.
La récupération des ressources, l'utilisation productive des déchets, est extrêmement importante dans la prévention de la pollution. Une marque de tampons de savon en laine est désormais entièrement fabriquée à partir de bouteilles de soda en plastique recyclées post-consommation. Au cours des deux premières années de ce nouveau produit, l'entreprise a utilisé plus d'un million de livres de ce matériau recyclé pour fabriquer des tampons de savon. Cela équivaut à plus de 10 millions de bouteilles de soda de deux litres. De plus, les déchets de caoutchouc provenant des tapis de sol au Brésil sont utilisés pour fabriquer des sandales. Rien qu'en 1994, l'usine a récupéré environ 30 tonnes de matériaux, assez pour fabriquer plus de 120,000 XNUMX paires de sandales.
Dans un autre exemple, Post-it(T) Les notes en papier recyclé utilisent du papier 100 % recyclé. Une tonne de papier recyclé permet à elle seule d'économiser 3 mètres cubes d'espace d'enfouissement, 17 arbres, 7,000 4,100 gallons d'eau et XNUMX XNUMX kilowattheures d'énergie, suffisamment pour chauffer une maison moyenne pendant six mois.
Analyse du cycle de vie
L'analyse du cycle de vie ou un processus similaire est en place dans chaque entreprise prospère. Cela signifie que chaque phase du cycle de vie d'un produit, depuis le développement jusqu'à la fabrication, l'utilisation et l'élimination, offre des opportunités d'amélioration environnementale. La réponse à ces défis environnementaux a conduit à des produits avec de fortes revendications environnementales dans l'ensemble de l'industrie.
Par exemple, P&G a été le premier fabricant de produits commerciaux à développer des détergents concentrés qui nécessitent un emballage de 50 à 60 % plus petit que la formule précédente. P&G fabrique également des recharges pour plus de 57 marques dans 22 pays. Les recharges coûtent généralement moins cher et permettent d'économiser jusqu'à 70 % de déchets solides.
Dow a développé un nouvel herbicide hautement efficace et non toxique. Il est moins risqué pour les personnes et les animaux et est appliqué en onces plutôt qu'en livres par acre. Grâce à la biotechnologie, Monsanto a développé un plant de pomme de terre résistant aux insectes, réduisant ainsi le besoin d'insecticides chimiques. Un autre herbicide de Monsanto aide à restaurer l'habitat naturel des zones humides en contrôlant les mauvaises herbes de manière plus sûre.
Engagement pour un environnement plus propre
Il est essentiel que nous abordions la prévention de la pollution à une échelle globale, y compris un engagement envers les améliorations programmatiques et technologiques. L'augmentation de l'efficacité ou du rendement du processus et la réduction de la production de déchets sont depuis longtemps une pratique de l'industrie manufacturière. Cependant, ce n'est qu'au cours de la dernière décennie que ces activités se sont concentrées plus directement sur la prévention de la pollution. Des efforts substantiels visent maintenant à améliorer la réduction à la source ainsi qu'à adapter les procédés pour séparer, recycler et réutiliser les sous-produits. Ce sont tous des outils éprouvés de prévention de la pollution.
Au cours du XXe siècle, la reconnaissance croissante des impacts sur l'environnement et la santé publique associés aux activités anthropiques (discutées dans le chapitre Dangers environnementaux pour la santé) a incité au développement et à l'application de méthodes et de technologies pour réduire les effets de la pollution. Dans ce contexte, les gouvernements ont adopté des mesures réglementaires et autres politiques (abordées dans le chapitre Politique environnementale) afin de minimiser les effets négatifs et de garantir le respect des normes de qualité environnementale.
L'objectif de ce chapitre est de fournir une orientation aux méthodes qui sont appliquées pour contrôler et prévenir la pollution de l'environnement. Les principes de base suivis pour éliminer les impacts négatifs sur la qualité de l'eau, de l'air ou du sol seront introduits ; le déplacement de l'accent du contrôle vers la prévention sera pris en considération; et les limites des solutions de construction pour les milieux environnementaux individuels seront examinées. Il ne suffit pas, par exemple, de protéger l'air en éliminant les traces de métaux d'un gaz de combustion uniquement pour transférer ces contaminants vers le sol par le biais de pratiques inappropriées de gestion des déchets solides. Des solutions multimédias intégrées sont nécessaires.
L'approche de contrôle de la pollution
Les conséquences environnementales de l'industrialisation rapide ont entraîné d'innombrables incidents de contamination des sites de ressources terrestres, atmosphériques et aquatiques par des matériaux toxiques et d'autres polluants, menaçant les humains et les écosystèmes de graves risques pour la santé. Une utilisation plus étendue et plus intensive des matériaux et de l'énergie a créé des pressions cumulatives sur la qualité des écosystèmes locaux, régionaux et mondiaux.
Avant qu'il y ait un effort concerté pour limiter l'impact de la pollution, la gestion de l'environnement s'étendait peu au-delà de la tolérance du laissez-faire, tempérée par l'élimination des déchets pour éviter les nuisances locales perturbatrices conçues dans une perspective à court terme. Le besoin de réparation a été reconnu, par exception, dans les cas où les dommages ont été jugés inacceptables. À mesure que le rythme de l'activité industrielle s'intensifiait et que la compréhension des effets cumulatifs s'améliorait, une contrôle de la pollution paradigme est devenu l'approche dominante de la gestion de l'environnement.
Deux concepts spécifiques ont servi de base à l'approche de contrôle :
Dans le cadre de l'approche de lutte contre la pollution, les tentatives de protection de l'environnement se sont surtout appuyées sur l'isolement des contaminants de l'environnement et sur l'utilisation de filtres et d'épurateurs en bout de canalisation. Ces solutions ont eu tendance à se concentrer sur des objectifs de qualité environnementale ou des limites d'émission spécifiques aux milieux, et ont été principalement dirigées vers des sources ponctuelles de rejets dans des milieux environnementaux spécifiques (air, eau, sol).
Application des technologies de contrôle de la pollution
L'application de méthodes de lutte contre la pollution s'est révélée d'une efficacité considérable dans la lutte contre les problèmes de pollution - en particulier ceux de caractère local. L'application de technologies appropriées est basée sur une analyse systématique de la source et de la nature de l'émission ou du rejet en question, de son interaction avec l'écosystème et le problème de pollution ambiante à résoudre, et sur le développement de technologies appropriées pour atténuer et surveiller les impacts de la pollution .
Dans leur article sur le contrôle de la pollution de l'air, Dietrich Schwela et Berenice Goelzer expliquent l'importance et les implications d'une approche globale de l'évaluation et du contrôle des sources ponctuelles et diffuses de la pollution atmosphérique. Ils mettent également en évidence les défis - et les opportunités - auxquels sont confrontés les pays qui connaissent une industrialisation rapide sans avoir eu une forte composante de contrôle de la pollution accompagnant le développement antérieur.
Marion Wichman-Fiebig explique les méthodes appliquées pour modéliser la dispersion des polluants atmosphériques afin de déterminer et de caractériser la nature des problèmes de pollution. Cela constitue la base pour comprendre les contrôles à mettre en œuvre et pour évaluer leur efficacité. Au fur et à mesure que la compréhension des impacts potentiels s'est approfondie, l'appréciation des effets s'est étendue de l'échelle locale à l'échelle régionale à l'échelle mondiale.
Hans-Ulrich Pfeffer et Peter Bruckmann présentent l'équipement et les méthodes utilisés pour surveiller la qualité de l'air afin d'évaluer les problèmes de pollution potentiels et d'évaluer l'efficacité des interventions de contrôle et de prévention.
John Elias donne un aperçu des types de contrôles de la pollution de l'air qui peuvent être appliqués et des problèmes qui doivent être résolus lors de la sélection d'options appropriées de gestion du contrôle de la pollution.
Le défi du contrôle de la pollution de l'eau est abordé par Herbert Preul dans un article qui explique la base selon laquelle les eaux naturelles de la terre peuvent devenir polluées à partir de sources ponctuelles, non ponctuelles et intermittentes ; la base de la réglementation de la pollution de l'eau; et les différents critères qui peuvent être appliqués pour déterminer les programmes de contrôle. Preul explique la manière dont les rejets sont reçus dans les plans d'eau et peuvent être analysés et évalués pour évaluer et gérer les risques. Enfin, un aperçu est fourni des techniques qui sont appliquées pour le traitement des eaux usées à grande échelle et le contrôle de la pollution de l'eau.
Une étude de cas fournit un exemple frappant de la manière dont les eaux usées peuvent être réutilisées - un sujet d'une importance considérable dans la recherche de moyens d'utiliser efficacement les ressources environnementales, en particulier dans des circonstances de pénurie. Alexander Donagi fournit un résumé de l'approche qui a été suivie pour le traitement et la recharge des eaux souterraines des eaux usées municipales pour une population de 1.5 million d'habitants en Israël.
Gestion complète des déchets
Du point de vue de la lutte contre la pollution, les déchets sont considérés comme un sous-produit indésirable du processus de production qui doit être contenu de manière à garantir que les ressources du sol, de l'eau et de l'air ne sont pas contaminées au-delà des niveaux jugés acceptables. Lucien Maystre donne un aperçu des enjeux qui doivent être abordés dans la gestion des déchets, offrant un lien conceptuel avec les rôles de plus en plus importants du recyclage et de la prévention de la pollution.
En réponse à de nombreuses preuves de la grave contamination associée à la gestion sans restriction des déchets, les gouvernements ont établi des normes de pratiques acceptables pour la collecte, la manipulation et l'élimination afin d'assurer la protection de l'environnement. Une attention particulière a été accordée aux critères d'élimination sans danger pour l'environnement par le biais de décharges sanitaires, d'incinération et de traitement des déchets dangereux.
Pour éviter le fardeau environnemental potentiel et les coûts associés à l'élimination des déchets et promouvoir une gestion plus approfondie des ressources rares, la minimisation et le recyclage des déchets ont reçu une attention croissante. Niels Hahn et Poul Lauridsen fournissent un résumé des problèmes qui sont abordés dans la poursuite du recyclage en tant que stratégie privilégiée de gestion des déchets, et examinent les implications potentielles de l'exposition des travailleurs.
Mettre l'accent sur la prévention de la pollution
La réduction en bout de chaîne risque de transférer la pollution d'un milieu à un autre, où elle peut soit causer des problèmes environnementaux tout aussi graves, soit même devenir une source indirecte de pollution pour le même milieu. Bien qu'elle ne soit pas aussi coûteuse que la remédiation, la réduction en bout de chaîne peut contribuer de manière significative aux coûts des processus de production sans apporter de valeur. Elle est également généralement associée à des régimes réglementaires qui ajoutent d'autres ensembles de coûts associés à l'application de la conformité.
Bien que l'approche de contrôle de la pollution ait obtenu un succès considérable dans la production d'améliorations à court terme pour les problèmes de pollution locaux, elle a été moins efficace pour résoudre les problèmes cumulatifs qui sont de plus en plus reconnus aux niveaux régional (par exemple, les pluies acides) ou mondial (par exemple, l'appauvrissement de la couche d'ozone). .
L'objectif d'un programme de lutte contre la pollution de l'environnement axé sur la santé est de promouvoir une meilleure qualité de vie en réduisant la pollution au niveau le plus bas possible. Les programmes et politiques de lutte contre la pollution de l'environnement, dont les implications et les priorités varient d'un pays à l'autre, couvrent tous les aspects de la pollution (air, eau, sol, etc.) et impliquent une coordination entre des domaines tels que le développement industriel, l'urbanisme, le développement des ressources en eau et les transports Stratégies.
Thomas Tseng, Victor Shantora et Ian Smith fournissent un exemple d'étude de cas de l'impact multimédia que la pollution a eu sur un écosystème vulnérable soumis à de nombreux stress - les Grands Lacs nord-américains. L'efficacité limitée du modèle de contrôle de la pollution face aux toxines persistantes qui se dissipent dans l'environnement est particulièrement examinée. En se concentrant sur l'approche suivie dans un pays et les implications que cela a pour l'action internationale, les implications pour les actions qui traitent de la prévention ainsi que du contrôle sont illustrées.
Alors que les technologies de contrôle de la pollution environnementale sont devenues plus sophistiquées et plus coûteuses, il y a eu un intérêt croissant pour les moyens d'intégrer la prévention dans la conception des procédés industriels - dans le but d'éliminer les effets nocifs sur l'environnement tout en favorisant la compétitivité des industries. Parmi les avantages des approches de prévention de la pollution, des technologies propres et de la réduction de l'utilisation de substances toxiques figure la possibilité d'éliminer l'exposition des travailleurs aux risques pour la santé.
David Bennett donne un aperçu des raisons pour lesquelles la prévention de la pollution est en train de devenir une stratégie privilégiée et comment elle se rapporte à d'autres méthodes de gestion de l'environnement. Cette approche est essentielle à la mise en œuvre de la transition vers le développement durable qui a été largement approuvée depuis la publication de la Commission des Nations Unies sur le commerce et le développement en 1987 et réitérée lors de la Conférence des Nations Unies sur l'environnement et le développement (CNUED) de Rio en 1992.
L'approche de prévention de la pollution se concentre directement sur l'utilisation de processus, de pratiques, de matériaux et d'énergie qui évitent ou minimisent la création de polluants et de déchets à la source, et non sur des mesures de réduction « complémentaires ». Bien que l'engagement des entreprises joue un rôle essentiel dans la décision de poursuivre la prévention de la pollution (voir Bringer et Zoesel dans politique environnementale), Bennett attire l'attention sur les avantages sociétaux de la réduction des risques pour l'écosystème et la santé humaine, et la santé des travailleurs en particulier. Il identifie les principes qui peuvent être appliqués utilement pour évaluer les opportunités de poursuivre cette approche.
La gestion de la pollution atmosphérique vise à éliminer ou à réduire à des niveaux acceptables les polluants gazeux en suspension dans l'air, les particules en suspension et les agents physiques et, dans une certaine mesure, biologiques dont la présence dans l'atmosphère peut avoir des effets nocifs sur la santé humaine (p. augmentation de l'incidence ou de la prévalence des maladies respiratoires, de la morbidité, du cancer, de la surmortalité) ou du bien-être (par exemple, effets sensoriels, réduction de la visibilité), effets délétères sur la vie animale ou végétale, dommages aux matériaux ayant une valeur économique pour la société et dommages à l'environnement (par exemple, modifications climatiques). Les risques graves associés aux polluants radioactifs, ainsi que les procédures spéciales requises pour leur contrôle et leur élimination, méritent également une attention particulière.
On ne saurait trop insister sur l'importance d'une gestion efficace de la pollution de l'air extérieur et intérieur. Sans un contrôle adéquat, la multiplication des sources de pollution dans le monde moderne peut entraîner des dommages irréparables à l'environnement et à l'humanité.
L'objectif de cet article est de donner un aperçu général des approches possibles de la gestion de la pollution de l'air ambiant d'origine automobile et industrielle. Cependant, il convient de souligner dès le départ que la pollution de l'air intérieur (en particulier dans les pays en développement) pourrait jouer un rôle encore plus important que la pollution de l'air extérieur en raison de l'observation que les concentrations de polluants dans l'air intérieur sont souvent nettement plus élevées que les concentrations extérieures.
Au-delà des considérations d'émissions provenant de sources fixes ou mobiles, la gestion de la pollution atmosphérique implique la prise en compte de facteurs supplémentaires (tels que la topographie et la météorologie, et la participation de la communauté et du gouvernement, entre autres) qui doivent tous être intégrés dans un programme global. Par exemple, les conditions météorologiques peuvent grandement affecter les concentrations au sol résultant d'une même émission de polluants. Les sources de pollution atmosphérique peuvent être dispersées dans une communauté ou une région et leurs effets peuvent être ressentis par, ou leur contrôle peut impliquer, plus d'une administration. De plus, la pollution de l'air ne respecte aucune frontière et les émissions d'une région peuvent induire des effets dans une autre région par le transport à longue distance.
La gestion de la pollution atmosphérique nécessite donc une approche multidisciplinaire ainsi qu'un effort conjoint des entités privées et gouvernementales.
Sources de pollution atmosphérique
Les sources de pollution atmosphérique d'origine humaine (ou sources d'émission) sont essentiellement de deux types :
A cela s'ajoutent les sources naturelles de pollution (par exemple, les zones érodées, les volcans, certaines plantes qui libèrent de grandes quantités de pollen, sources de bactéries, de spores et de virus). Les sources naturelles ne sont pas abordées dans cet article.
Types de polluants atmosphériques
Les polluants atmosphériques sont généralement classés en particules en suspension (poussières, émanations, brouillards, fumées), polluants gazeux (gaz et vapeurs) et odeurs. Quelques exemples de polluants usuels sont présentés ci-dessous :
Matières particulaires en suspension (SPM, PM-10) comprend les gaz d'échappement diesel, les cendres volantes de charbon, les poussières minérales (par exemple, charbon, amiante, calcaire, ciment), les poussières et fumées métalliques (par exemple, zinc, cuivre, fer, plomb) et les brouillards acides (par exemple , acide sulfurique), fluorures, pigments de peinture, brouillards de pesticides, noir de carbone et fumée d'huile. Les polluants particulaires en suspension, outre leurs effets de provoquer des maladies respiratoires, des cancers, de la corrosion, la destruction de la vie végétale, etc., peuvent également constituer une nuisance (par exemple, accumulation de saleté), interférer avec la lumière du soleil (par exemple, formation de smog et de brume due à diffusion de la lumière) et agissent comme des surfaces catalytiques pour la réaction des produits chimiques adsorbés.
Polluants gazeux comprennent des composés soufrés (par exemple, le dioxyde de soufre (SO2) et le trioxyde de soufre (SO3)), monoxyde de carbone, composés azotés (p. ex. monoxyde d'azote (NO), dioxyde d'azote (NO2), ammoniac), composés organiques (par exemple, hydrocarbures (HC), composés organiques volatils (COV), hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), aldéhydes), composés halogénés et dérivés halogénés (par exemple, HF et HCl), sulfure d'hydrogène, disulfure de carbone et mercaptans (odeurs).
Les polluants secondaires peuvent être formés par des réactions thermiques, chimiques ou photochimiques. Par exemple, par action thermique, le dioxyde de soufre peut s'oxyder en trioxyde de soufre qui, dissous dans l'eau, donne lieu à la formation d'un brouillard d'acide sulfurique (catalysé par les oxydes de manganèse et de fer). Les réactions photochimiques entre les oxydes d'azote et les hydrocarbures réactifs peuvent produire de l'ozone (O3), formaldéhyde et nitrate de peroxyacétyle (PAN); les réactions entre le HCl et le formaldéhyde peuvent former de l'éther bis-chlorométhylique.
alors que certains les odeurs sont connus pour être causés par des agents chimiques spécifiques tels que le sulfure d'hydrogène (H2S), sulfure de carbone (CS2) et les mercaptans (R-SH ou R1-S-R2) d'autres sont difficiles à définir chimiquement.
Des exemples des principaux polluants associés à certaines sources industrielles de pollution atmosphérique sont présentés dans le tableau 1 (Economopoulos 1993).
Tableau 1. Polluants atmosphériques courants et leurs sources
Catégories |
Identifier |
Polluants émis |
L’agriculture |
Gravure à ciel ouvert |
MPS, CO, COV |
Exploitation minière et |
Mine de charbon Pétrole brut Extraction de minerais non ferreux Extraction de pierre |
SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, COV SO2 MPS, Pb SPM |
Fabrication |
Nourriture, boissons et tabac Industries du textile et du cuir Produits en bois Produits en papier, impression |
SPM, CO, COV, H2S SPM, COV SPM, COV SPM, AINSI2, CO, COV, H2S, R-SH |
Fabrication |
Anhydride phtalique Chlore-alcali Acide chlorhydrique Acide hydrofluorique acide sulfurique Acide nitrique Acide phosphorique Oxyde de plomb et pigments Ammoniac Le carbonate de sodium Carbure de calcium Acide adipique Plomb alkylique L'anhydride maléique et Engrais et Nitrate d'ammonium Sulfate d'ammonium Résines synthétiques, plastique Peintures, vernis, laques Savon Noir de carbone et encre d'imprimerie Trinitrotoluène |
SPM, AINSI2, CO, COV Cl2 HCl HF, SiF4 SO2, SO3 NONx SPM, F2 MPS, Pb SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, CO, COV, NH3 SPM, NH3 SPM SPM, NONx, CO, COV Pb CO, COV SPM, NH3 SPM, NH3, H.N.O.3 COV SPM, COV, H2S, CS2 SPM, COV SPM SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, CO, COV, H2S SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, SO3, H.N.O.3 |
Raffineries de pétrole |
produits divers |
SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, CO, COV |
Minéral non métallique |
Produits en verre Produits structuraux en argile Ciment, chaux et plâtre |
SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, CO, COV, F SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, CO, COV, F2 SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, CO |
Industries métallurgiques de base |
Fer et acier Industries non ferreuses |
SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, CO, COV, Pb SPM, AINSI2, F, Pb |
Production d'électricité |
Électricité, gaz et vapeur |
SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, CO, COV, SO3, Pb |
Vente en gros et |
Stockage de carburant, opérations de remplissage |
COV |
Transport |
SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, CO, COV, Pb |
|
Services communautaires |
Incinérateurs municipaux |
SPM, AINSI2, Je n'ai pasx, CO, COV, Pb |
Source : Economopoulos 1993
Plans de mise en œuvre de la qualité de l'air
La gestion de la qualité de l'air vise à préserver la qualité de l'environnement en prescrivant le degré de pollution toléré, laissant aux collectivités locales et aux pollueurs le soin d'imaginer et de mettre en œuvre des actions pour s'assurer que ce degré de pollution ne sera pas dépassé. Un exemple de législation s'inscrivant dans cette approche est l'adoption de normes de qualité de l'air ambiant basées, très souvent, sur des recommandations de qualité de l'air (OMS 1987) pour différents polluants ; il s'agit des niveaux maximum acceptés de polluants (ou d'indicateurs) dans la zone cible (par exemple, au niveau du sol à un point spécifié dans une communauté) et il peut s'agir de normes primaires ou secondaires. Les normes primaires (OMS 1980) sont les niveaux maximum compatibles avec une marge de sécurité adéquate et avec la préservation de la santé publique, et doivent être respectées dans un délai déterminé ; les normes secondaires sont celles jugées nécessaires pour la protection contre les effets nocifs connus ou anticipés autres que les risques pour la santé (principalement sur la végétation) et doivent être respectées « dans un délai raisonnable ». Les normes de qualité de l'air sont des valeurs à court, moyen ou long terme valables 24 heures sur 7, 8 jours sur 5, et pour une exposition mensuelle, saisonnière ou annuelle de tous les sujets vivants (y compris les sous-groupes sensibles tels que les enfants, les personnes âgées et les malades) ainsi que des objets non vivants ; cela contraste avec les niveaux maximaux admissibles pour l'exposition professionnelle, qui sont pour une exposition hebdomadaire partielle (par exemple, XNUMX heures par jour, XNUMX jours par semaine) de travailleurs adultes et supposés en bonne santé.
Les mesures typiques de gestion de la qualité de l'air sont des mesures de contrôle à la source, par exemple, l'application de l'utilisation de convertisseurs catalytiques dans les véhicules ou de normes d'émission dans les incinérateurs, l'aménagement du territoire et la fermeture d'usines ou la réduction du trafic en cas de conditions météorologiques défavorables. . La meilleure gestion de la qualité de l'air insiste sur le fait que les émissions de polluants atmosphériques doivent être réduites au minimum ; ceci est essentiellement défini par des normes d'émission pour les sources uniques de pollution de l'air et pourrait être réalisé pour les sources industrielles, par exemple, par des systèmes fermés et des collecteurs à haut rendement. Une norme d'émission est une limite sur la quantité ou la concentration d'un polluant émis par une source. Ce type de législation nécessite une décision, pour chaque industrie, sur le meilleur moyen de contrôler ses émissions (c'est-à-dire la fixation de normes d'émission).
L'objectif fondamental de la gestion de la pollution atmosphérique est d'élaborer un plan de mise en œuvre de la qualité de l'air (ou plan de réduction de la pollution atmosphérique) (Schwela et Köth-Jahr 1994) qui se compose des éléments suivants :
Certains de ces problèmes seront décrits ci-dessous.
Inventaire des émissions ; Comparaison avec les normes d'émission
L'inventaire des émissions est une liste la plus complète des sources dans une zone donnée et de leurs émissions individuelles, estimées aussi précisément que possible à partir de toutes les sources ponctuelles, linéaires et étendues (diffuses). Lorsque ces émissions sont comparées aux normes d'émission fixées pour une source particulière, des premières indications sur les mesures de contrôle possibles sont données si les normes d'émission ne sont pas respectées. L'inventaire des émissions sert également à évaluer une liste prioritaire de sources importantes en fonction de la quantité de polluants émis et indique l'influence relative des différentes sources, par exemple, le trafic par rapport aux sources industrielles ou résidentielles. L'inventaire des émissions permet également une estimation des concentrations de polluants atmosphériques pour les polluants pour lesquels les mesures de concentration ambiante sont difficiles ou trop coûteuses à effectuer.
Inventaire des concentrations de polluants atmosphériques ; Comparaison avec les normes de qualité de l'air
L'inventaire des concentrations de polluants atmosphériques résume les résultats de la surveillance des polluants de l'air ambiant en termes de moyennes annuelles, de centiles et de tendances de ces quantités. Les composés mesurés pour un tel inventaire comprennent les éléments suivants :
La comparaison des concentrations de polluants atmosphériques avec les normes ou lignes directrices sur la qualité de l'air, si elles existent, indique les domaines problématiques pour lesquels une analyse causale doit être effectuée afin de déterminer les sources responsables de la non-conformité. La modélisation de la dispersion doit être utilisée pour effectuer cette analyse causale (voir « Pollution de l'air : Modélisation de la dispersion des polluants atmosphériques »). Les dispositifs et procédures utilisés aujourd'hui dans la surveillance de la pollution de l'air ambiant sont décrits dans la section « Surveillance de la qualité de l'air ».
Concentrations simulées de polluants atmosphériques ; Comparaison avec les normes de qualité de l'air
A partir de l'inventaire des émissions, avec ses milliers de composés qui ne peuvent pas tous être suivis dans l'air ambiant pour des raisons d'économie, l'utilisation de la modélisation de la dispersion peut aider à estimer les concentrations de composés plus « exotiques ». En utilisant des paramètres météorologiques appropriés dans un modèle de dispersion approprié, les moyennes annuelles et les centiles peuvent être estimés et comparés aux normes ou lignes directrices sur la qualité de l'air, si elles existent.
Inventaire des effets sur la santé publique et l'environnement ; Analyse causale
Une autre source importante d'informations est l'inventaire des effets (Ministerium für Umwelt 1993), qui se compose des résultats d'études épidémiologiques dans la zone donnée et des effets de la pollution de l'air observés sur les récepteurs biologiques et matériels tels que, par exemple, les plantes, les animaux et la construction. métaux et pierres de construction. Les effets observés attribués à la pollution de l'air doivent faire l'objet d'une analyse causale par rapport à la composante responsable d'un effet particulier, par exemple, une prévalence accrue de bronchite chronique dans une zone polluée. Si le ou les composés ont été fixés dans une analyse causale (analyse composé-causal), une deuxième analyse doit être effectuée pour découvrir les sources responsables (analyse source-causale).
Des mesures de contrôle; Coût des mesures de contrôle
Les mesures de contrôle pour les installations industrielles comprennent des dispositifs d'épuration de l'air adéquats, bien conçus, bien installés, exploités et entretenus efficacement, également appelés séparateurs ou collecteurs. Un séparateur ou un collecteur peut être défini comme un « appareil pour séparer un ou plusieurs des éléments suivants d'un milieu gazeux dans lequel ils sont en suspension ou mélangés : particules solides (filtre et séparateurs de poussière), particules liquides (filtre et séparateur de gouttelettes) et gaz (épurateur de gaz) ». Les types de base d'équipements de contrôle de la pollution de l'air (discutés plus en détail dans la section "Contrôle de la pollution de l'air") sont les suivants :
Les collecteurs humides (épurateurs) peuvent être utilisés pour collecter, en même temps, les polluants gazeux et les particules. De plus, certains types d'appareils à combustion peuvent brûler des gaz et des vapeurs combustibles ainsi que certains aérosols combustibles. Selon le type d'effluent, un collecteur ou une combinaison de plusieurs collecteurs peut être utilisé.
Le contrôle des odeurs chimiquement identifiables repose sur le contrôle du ou des agents chimiques dont elles émanent (par exemple, par absorption, par incinération). Cependant, lorsqu'une odeur n'est pas définie chimiquement ou que l'agent producteur se trouve à des niveaux extrêmement bas, d'autres techniques peuvent être utilisées, telles que le masquage (par un agent plus fort, plus agréable et inoffensif) ou la neutralisation (par un additif qui neutralise ou partiellement neutralise l'odeur désagréable).
Il faut garder à l'esprit qu'une exploitation et une maintenance adéquates sont indispensables pour assurer l'efficacité attendue d'un collecteur. Cela devrait être assuré au stade de la planification, tant du point de vue du savoir-faire que du point de vue financier. Les besoins énergétiques ne doivent pas être négligés. Lors de la sélection d'un appareil de purification de l'air, non seulement le coût initial, mais également les coûts de fonctionnement et d'entretien doivent être pris en compte. Chaque fois qu'il s'agit de polluants à haute toxicité, une efficacité élevée doit être assurée, ainsi que des procédures spéciales pour l'entretien et l'élimination des déchets.
Les mesures de contrôle fondamentales dans les installations industrielles sont les suivantes :
Substitution de matériaux. Exemples : substitution de solvants moins toxiques à des solvants hautement toxiques utilisés dans certains procédés industriels ; l'utilisation de combustibles à faible teneur en soufre (par exemple, le charbon lavé), produisant ainsi moins de composés soufrés, etc.
Modification ou changement du procédé ou de l'équipement industriel. Exemples : dans la sidérurgie, passage du minerai brut au minerai fritté bouleté (pour réduire les poussières dégagées lors de la manutention du minerai) ; utilisation de systèmes fermés au lieu de systèmes ouverts ; remplacement des systèmes de chauffage au combustible par des systèmes à vapeur, à eau chaude ou électriques ; utilisation de catalyseurs aux sorties d'air d'échappement (procédés de combustion) etc.
Des modifications des procédés, ainsi que de l'agencement de l'usine, peuvent également faciliter et/ou améliorer les conditions de dispersion et de collecte des polluants. Par exemple, une disposition différente de l'usine peut faciliter l'installation d'un système d'évacuation local ; la performance d'un processus à un débit inférieur peut permettre l'utilisation d'un certain collecteur (avec des limitations de volume mais autrement adéquat). Les modifications de procédés qui concentrent différentes sources d'effluents sont étroitement liées au volume d'effluents traité, et l'efficacité de certains équipements d'épuration de l'air augmente avec la concentration de polluants dans les effluents. La substitution de matériaux et la modification de processus peuvent avoir des limitations techniques et/ou économiques, et celles-ci doivent être prises en compte.
Entretien ménager et stockage adéquats. Exemples : assainissement strict dans la transformation des aliments et des produits animaux ; éviter le stockage à l'air libre de produits chimiques (par exemple, des tas de soufre) ou de matériaux poussiéreux (par exemple, du sable), ou, à défaut, la pulvérisation d'eau sur les tas de particules en vrac (si possible) ou l'application de revêtements de surface (par exemple, des agents mouillants, plastique) aux amas de matériaux susceptibles de dégager des polluants.
Élimination adéquate des déchets. Exemples : éviter de simplement entasser les déchets chimiques (tels que les déchets des réacteurs de polymérisation), ainsi que de déverser des matières polluantes (solides ou liquides) dans les cours d'eau. Cette dernière pratique entraîne non seulement une pollution de l'eau, mais peut également créer une source secondaire de pollution de l'air, comme dans le cas des déchets liquides des usines de pâte à papier au bisulfite, qui libèrent des polluants gazeux odorants nauséabonds.
Entretien. Exemple : des moteurs à combustion interne bien entretenus et bien réglés produisent moins de monoxyde de carbone et d'hydrocarbures.
Pratiques de travail. Exemple : prise en compte des conditions météorologiques, notamment des vents, lors de la pulvérisation de pesticides.
Par analogie avec les pratiques adéquates sur le lieu de travail, les bonnes pratiques au niveau communautaire peuvent contribuer à la lutte contre la pollution de l'air - par exemple, les changements dans l'utilisation des véhicules à moteur (plus de transports collectifs, de petites voitures, etc.) et le contrôle des installations de chauffage (meilleur isolation des bâtiments pour nécessiter moins de chauffage, de meilleurs combustibles, etc.).
Les mesures de contrôle des émissions des véhicules sont des programmes d'inspection et d'entretien obligatoires adéquats et efficaces qui sont appliqués pour le parc automobile existant, des programmes d'application de l'utilisation de convertisseurs catalytiques dans les voitures neuves, le remplacement agressif des voitures solaires/à piles par des voitures à carburant , régulation de la circulation routière et concepts de transport et d'aménagement du territoire.
Les émissions des véhicules à moteur sont contrôlées en contrôlant les émissions par véhicule mille parcouru (VMT) et en contrôlant le VMT lui-même (Walsh 1992). Les émissions par VMT peuvent être réduites en contrôlant les performances des véhicules - matériel, maintenance - pour les voitures neuves et en cours d'utilisation. La composition du carburant de l'essence au plomb peut être contrôlée en réduisant la teneur en plomb ou en soufre, ce qui a également un effet bénéfique sur la diminution des émissions de HC des véhicules. L'abaissement des niveaux de soufre dans le carburant diesel comme moyen de réduire les émissions de particules diesel a l'effet bénéfique supplémentaire d'augmenter le potentiel de contrôle catalytique des émissions de particules diesel et de HC organiques.
Un autre outil de gestion important pour réduire les émissions d'évaporation et de ravitaillement des véhicules est le contrôle de la volatilité de l'essence. Le contrôle de la volatilité du carburant peut réduire considérablement les émissions de HC par évaporation des véhicules. L'utilisation d'additifs oxygénés dans l'essence réduit les émissions de HC et de CO tant que la volatilité du carburant n'augmente pas.
La réduction du VMT est un moyen supplémentaire de contrôler les émissions des véhicules par des stratégies de contrôle telles que
Bien que de telles approches favorisent la conservation du carburant, elles ne sont pas encore acceptées par la population générale et les gouvernements n'ont pas sérieusement essayé de les mettre en œuvre.
Toutes ces solutions technologiques et politiques au problème des véhicules à moteur, à l'exception de la substitution des voitures électriques, sont de plus en plus compensées par la croissance du parc automobile. Le problème du véhicule ne peut être résolu que si le problème de la croissance est traité de manière appropriée.
coût de la santé publique et effets environnementaux ; L'analyse coûts-avantages
L'estimation des coûts des effets sur la santé publique et l'environnement est la partie la plus difficile d'un plan de mise en œuvre d'un air pur, car il est très difficile d'estimer la valeur de la réduction à vie des maladies invalidantes, des taux d'hospitalisation et des heures de travail perdues. Cependant, cette estimation et une comparaison avec le coût des mesures de contrôle sont absolument nécessaires pour équilibrer les coûts des mesures de contrôle par rapport aux coûts de l'absence de mesures de ce type, en termes de santé publique et d'effets environnementaux.
Transport et aménagement du territoire
Le problème de la pollution est intimement lié à l'utilisation des terres et au transport, y compris des questions telles que la planification communautaire, la conception des routes, le contrôle de la circulation et les transports en commun ; aux préoccupations de démographie, de topographie et d'économie ; et aux préoccupations sociales (Venzia 1977). En général, les agglomérations urbaines à croissance rapide ont de graves problèmes de pollution dus à de mauvaises pratiques d'utilisation des terres et de transport. La planification des transports pour le contrôle de la pollution atmosphérique comprend les contrôles des transports, les politiques de transport, les transports en commun et les coûts de congestion routière. Les contrôles des transports ont un impact important sur le grand public en termes d'équité, de répression et de perturbation sociale et économique - en particulier, les contrôles directs des transports tels que les contraintes des véhicules à moteur, les limitations d'essence et les réductions des émissions des véhicules à moteur. Les réductions d'émissions dues aux contrôles directs peuvent être estimées et vérifiées de manière fiable. Les contrôles indirects des transports, tels que la réduction des véhicules-kilomètres parcourus par l'amélioration des systèmes de transport en commun, les réglementations sur l'amélioration de la circulation, les réglementations sur les parkings, les taxes routières et sur l'essence, les autorisations d'utilisation de la voiture et les incitations aux approches volontaires sont principalement basés sur des expériences antérieures. l'expérience d'erreurs et comprennent de nombreuses incertitudes lors de la tentative d'élaboration d'un plan de transport viable.
Les plans d'action nationaux impliquant des contrôles indirects des transports peuvent affecter les transports et l'aménagement du territoire en ce qui concerne les autoroutes, les parkings et les centres commerciaux. La planification à long terme du système de transport et de la zone influencée par celui-ci empêchera une détérioration importante de la qualité de l'air et assurera le respect des normes de qualité de l'air. Le transport en commun est constamment considéré comme une solution potentielle aux problèmes de pollution de l'air en milieu urbain. Le choix d'un système de transport en commun pour desservir une zone et les différentes répartitions modales entre l'utilisation de l'autoroute et le service d'autobus ou de train modifieront en fin de compte les schémas d'utilisation du sol. Il existe une répartition optimale qui minimisera la pollution de l'air; cependant, cela peut ne pas être acceptable lorsque des facteurs non environnementaux sont pris en compte.
L'automobile a été qualifiée de plus grand générateur d'externalités économiques jamais connu. Certains d'entre eux, tels que les emplois et la mobilité, sont positifs, mais les négatifs, tels que la pollution de l'air, les accidents entraînant des décès et des blessures, les dommages matériels, le bruit, la perte de temps et l'aggravation, conduisent à la conclusion que le transport n'est pas une industrie à coûts décroissants dans les zones urbanisées. Les coûts de congestion des autoroutes sont une autre externalité ; Le temps perdu et les coûts de congestion sont cependant difficiles à déterminer. Une véritable évaluation des modes de transport concurrents, tels que les transports en commun, ne peut être obtenue si les coûts de déplacement pour les déplacements professionnels n'incluent pas les coûts de congestion.
La planification de l'utilisation des terres pour le contrôle de la pollution atmosphérique comprend les codes de zonage et les normes de performance, les contrôles de l'utilisation des terres, le logement et l'aménagement du territoire, et les politiques d'aménagement du territoire. Le zonage de l'utilisation des terres a été la première tentative de protection des personnes, de leurs biens et de leurs opportunités économiques. Cependant, la nature omniprésente des polluants atmosphériques nécessitait plus qu'une séparation physique des industries et des zones résidentielles pour protéger l'individu. Pour cette raison, des normes de performance basées initialement sur des décisions esthétiques ou qualitatives ont été introduites dans certains codes de zonage dans le but de quantifier les critères d'identification des problèmes potentiels.
Les limites de la capacité d'assimilation de l'environnement doivent être identifiées pour l'aménagement du territoire à long terme. Ensuite, des contrôles de l'utilisation des terres peuvent être développés pour répartir équitablement la capacité entre les activités locales souhaitées. Les contrôles de l'utilisation des terres comprennent des systèmes de permis pour l'examen de nouvelles sources fixes, la réglementation de zonage entre les zones industrielles et résidentielles, la restriction par servitude ou achat de terrain, le contrôle de l'emplacement des récepteurs, le zonage de la densité d'émission et les réglementations sur l'allocation des émissions.
Les politiques de logement visant à rendre l'accession à la propriété accessible à de nombreuses personnes qui ne pourraient pas se le permettre autrement (telles que les incitations fiscales et les politiques hypothécaires) stimulent l'étalement urbain et découragent indirectement le développement résidentiel à plus forte densité. Ces politiques se sont maintenant avérées désastreuses pour l'environnement, car aucune considération n'a été accordée au développement simultané de systèmes de transport efficaces pour répondre aux besoins de la multitude de nouvelles communautés en cours de développement. La leçon tirée de cette évolution est que les programmes ayant un impact sur l'environnement doivent être coordonnés et une planification globale entreprise au niveau où le problème survient et à une échelle suffisamment grande pour inclure l'ensemble du système.
La planification de l'utilisation des terres doit être examinée aux niveaux national, provincial ou étatique, régional et local pour assurer de manière adéquate la protection à long terme de l'environnement. Les programmes gouvernementaux commencent généralement par l'implantation de centrales électriques, les sites d'extraction minière, le zonage côtier et le désert, la montagne ou d'autres aménagements récréatifs. Étant donné que la multiplicité des gouvernements locaux dans une région donnée ne peut pas traiter de manière adéquate les problèmes environnementaux régionaux, les gouvernements ou agences régionaux devraient coordonner l'aménagement du territoire et les schémas de densité en supervisant l'aménagement spatial et l'emplacement des nouvelles constructions et utilisations, ainsi que les installations de transport. L'aménagement du territoire et la planification des transports doivent être liés à l'application des règlements pour maintenir la qualité de l'air souhaitée. Idéalement, la lutte contre la pollution de l'air devrait être planifiée par la même agence régionale qui s'occupe de l'aménagement du territoire en raison des externalités qui se chevauchent associées aux deux problèmes.
Plan d'application, engagement de ressources
Le plan de mise en œuvre de la qualité de l'air doit toujours contenir un plan d'application qui indique comment les mesures de contrôle peuvent être appliquées. Cela implique également un engagement de ressources qui, selon un principe de pollueur-payeur, indiquera ce que le pollueur doit mettre en œuvre et comment le gouvernement aidera le pollueur à remplir l'engagement.
Projections pour l'avenir
Dans le sens d'un plan de précaution, le plan de mise en œuvre de l'air pur devrait également inclure des estimations des tendances de la population, du trafic, des industries et de la consommation de carburant afin d'évaluer les réponses aux problèmes futurs. Cela évitera les tensions futures en appliquant des mesures bien avant les problèmes imaginaires.
Stratégies de suivi
Une stratégie de suivi de la gestion de la qualité de l'air consiste en des plans et des politiques sur la façon de mettre en œuvre les futurs plans de mise en œuvre de la qualité de l'air.
Rôle de l'évaluation de l'impact environnemental
L'évaluation de l'impact environnemental (EIE) est le processus consistant à fournir une déclaration détaillée par l'agence responsable sur l'impact environnemental d'une action proposée affectant de manière significative la qualité de l'environnement humain (Lee 1993). L'EIE est un instrument de prévention visant à prendre en compte l'environnement humain à un stade précoce du développement d'un programme ou d'un projet.
L'EIE est particulièrement importante pour les pays qui développent des projets dans le cadre de la réorientation et de la restructuration économiques. L'EIE est devenue une législation dans de nombreux pays développés et est maintenant de plus en plus appliquée dans les pays en développement et les économies en transition.
L'EIE est intégrative dans le sens d'une planification et d'une gestion globales de l'environnement prenant en compte les interactions entre les différents milieux environnementaux. D'autre part, l'EIE intègre l'estimation des conséquences environnementales dans le processus de planification et devient ainsi un instrument de développement durable. L'EIA combine également des propriétés techniques et participatives car elle collecte, analyse et applique des données scientifiques et techniques en tenant compte du contrôle de la qualité et de l'assurance qualité, et souligne l'importance des consultations préalables aux procédures d'autorisation entre les agences environnementales et le public qui pourrait être affecté par des projets particuliers. . Un plan de mise en œuvre de l'air pur peut être considéré comme faisant partie de la procédure d'EIE en référence à l'air.
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.
Programmes internationaux de surveillance
Des agences internationales telles que l'Organisation mondiale de la santé (OMS), l'Organisation météorologique mondiale (OMM) et le Programme des Nations Unies pour l'environnement (PNUE) ont mis en place des projets de surveillance et de recherche afin de clarifier les problèmes liés à la pollution de l'air et de promouvoir des mesures de prévention détérioration de la santé publique et des conditions environnementales et climatiques.
Le Système mondial de surveillance de l'environnement GEMS/Air (OMS/PNUE 1993) est organisé et parrainé par l'OMS et le PNUE et a développé un programme complet pour fournir les instruments de gestion rationnelle de la pollution atmosphérique (voir figure 55.1.[EPC01FE] Le noyau de ce programme est une base de données mondiale sur les concentrations de polluants atmosphériques urbains de dioxyde de soufre, de particules en suspension, de plomb, d'oxydes d'azote, de monoxyde de carbone et d'ozone. Cependant, cette base de données est aussi importante que la fourniture d'outils de gestion tels que des guides pour les inventaires rapides des émissions, des programmes pour la modélisation de la dispersion, les estimations de l'exposition de la population, les mesures de contrôle et l'analyse coûts-avantages À cet égard, GEMS/Air fournit des manuels d'examen méthodologique (OMS/PNUE 1994, 1995), effectue des évaluations mondiales de la qualité de l'air, facilite l'examen et la validation des évaluations , agit en tant que courtier en données/informations, produit des documents techniques à l'appui de tous les aspects de la gestion de la qualité de l'air, facilite l'établissement chargé du suivi, réalise et distribue largement les revues annuelles, et établit ou identifie des centres régionaux de collaboration et/ou des experts pour coordonner et soutenir les activités en fonction des besoins des régions. (OMS/PNUE 1992, 1993, 1995)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.
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 :
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.
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 :
Mesure de l'installation :
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)
Paramètre |
Exemple d'application : Procédure d'autorisation pour |
Énoncé de la question |
Mesure de la pollution antérieure dans la procédure d'autorisation ; mesure de sonde aléatoire représentative |
Zone de mesure |
Cercle autour de l'emplacement avec un rayon de 30 fois la hauteur réelle de la cheminée (simplifié) |
Normes d'évaluation (en fonction du lieu et du temps) : valeurs caractéristiques à |
Seuils limites IW1 (moyenne arithmétique) et IW2 (98e centile) de TA Luft (instruction technique, air); calcul de I1 (moyenne arithmétique) et I2 (98e centile) à partir de mesures effectuées sur 1 km2 (surface d'évaluation) à comparer avec IW1 et IW2 |
Commande, choix et densité |
Balayage régulier de 1km2, entraînant un choix « aléatoire » des sites de mesure |
Période de mesure |
1 an, au moins 6 mois |
Hauteur de mesure |
1.5 à 4 mètres au-dessus du sol |
Fréquence de mesure |
52 (104) mesures par zone d'évaluation pour les polluants gazeux, selon la hauteur de la pollution |
Durée de chaque mesure |
1/2 heure pour les polluants gazeux, 24 heures pour les poussières en suspension, 1 mois pour les précipitations de poussières |
Temps de mesure |
Choix aléatoire |
Objet mesuré |
Pollution de l'air émise par l'installation prévue |
Procédure de mesure |
Procédure de mesure standard nationale (directives VDI) |
Certitude nécessaire des résultats de mesure |
Haute |
Exigences qualité, contrôle qualité, étalonnage, maintenance |
Directives VDI |
Enregistrement des données de mesure, validation, archivage, évaluation |
Calcul de la quantité de données I1V et I2V pour chaque domaine d'évaluation |
Costs |
Dépend de la zone de mesure et des objectifs |
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 :
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
Matières |
Procédure |
Internationaux |
Commentaires |
SO2 |
Procédure TCM |
Absorption en solution de tétrachloromercurate (pissette) ; réaction avec le formaldéhyde et la pararosaniline en acide sulfonique rouge-violet; détermination photométrique |
Procédure de mesure de référence UE ; |
SO2 |
Procédure de gel de silice |
Élimination des substances interférentes par H concentré3PO4; adsorption sur gel de silice ; désorption thermique en H2-flux et réduction en H2S; réaction au bleu de molybdène ; détermination photométrique |
DL = 0.3 µg SO2; |
NON2 |
Procédure de Saltzman |
Absorption dans la solution réactionnelle avec formation d'un colorant azoïque rouge (flacon laveur) ; détermination photométrique |
Étalonnage avec du nitrite de sodium ; |
O3 |
L'iodure de potassium |
Formation d'iode à partir d'une solution aqueuse d'iodure de potassium (flacon laveur); détermination photométrique |
DL = 20 µg/m3; |
F- |
Procédure de perle d'argent; |
Échantillonnage avec pré-séparateur de poussière ; enrichissement de F- sur billes d'argent recouvertes de carbonate de sodium ; élution et mesure avec une chaîne d'électrodes au fluorure de lanthane sensible aux ions |
Inclusion d'une partie indéterminée des immissions de fluorure particulaire |
F- |
Procédure de perle d'argent; |
Échantillonnage avec filtre à membrane chauffée ; enrichissement de F- sur billes d'argent recouvertes de carbonate de sodium ; dosage par procédure électrochimique (variante 1) ou photométrique (alizarine-complexone) |
Risque de résultats inférieurs en raison de la sorption partielle des immissions de fluorure gazeux sur le filtre à membrane ; |
Cl- |
Rhodanure de mercure |
Absorption dans une solution d'hydroxyde de sodium 0.1 N (flacon laveur); réaction avec le rhodanure de mercure et les ions Fe(III) pour former un complexe de thiocyanato de fer ; détermination photométrique |
DL = 9 µg/m3 |
Cl2 |
Procédure méthyl-orange |
Réaction de blanchiment avec une solution de méthyl-orange (pissette); détermination photométrique |
LD = 0.015 mg/m3 |
NH3 |
Procédure à l'indophénol |
Absorption en H dilué2SO4 (Empancheur/flacon laveur) ; conversion avec du phénol et de l'hypochlorite en colorant indophénol ; détermination photométrique |
DL = 3 µg/m3 (impacteur); partiel |
NH3 |
Procédure de Nessler |
Absorption en H dilué2SO4 (Empancheur/flacon laveur) ; distillation et réaction avec le réactif de Nessler, détermination photométrique |
DL = 2.5 µg/m3 (impacteur); partiel |
H2S |
Bleu de molybdène |
Absorption sous forme de sulfure d'argent sur des billes de verre traitées avec du sulfate d'argent et de l'hydrogénosulfate de potassium (tube de sorption) ; libéré sous forme de sulfure d'hydrogène et conversion en bleu de molybdène; détermination photométrique |
DL = 0.4 µg/m3 |
H2S |
Procédure au bleu de méthylène |
Absorption dans une suspension d'hydroxyde de cadmium lors de la formation de CdS ; conversion en bleu de méthylène; détermination photométrique |
DL = 0.3 µg/m3 |
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
Matières |
Principe de mesure |
Commentaires |
SO2 |
Réaction de conductométrie du SO2 avec H2O2 en H dilué2SO4; mesure de l'augmentation de la conductivité |
Exclusion des interférences avec filtre sélectif (KHSO4/AgNO3) |
SO2 |
fluorescence UV; excitation de SO2 molécules avec rayonnement UV (190–230 nm); mesure du rayonnement de fluorescence |
Interférences, par exemple par des hydrocarbures, |
NON NON2 |
Chimiluminescence ; réaction de NO avec O3 à NON2; détection de rayonnement de chimioluminescence avec photomultiplicateur |
NON2 seulement indirectement mesurable ; utilisation de convertisseurs pour la réduction de NO2 à NON ; mesure de NO et NOx |
CO |
Absorption infrarouge non dispersive ; |
Référence : (a) cellule avec N2; (b) air ambiant après élimination du CO ; (c) élimination optique de l'absorption de CO (corrélation du filtre à gaz) |
O3 |
Absorption des UV ; lampe Hg basse pression comme source de rayonnement (253.7 nm); enregistrement de l'absorption UV conformément à la loi de Lambert-Beer ; détecteur : photodiode à vide, valve photosensible |
Référence : air ambiant après élimination de l'ozone (par exemple, Cu/MnO2) |
O3 |
Chimiluminescence ; réaction de O3 avec de l'éthène en formaldéhyde; détection de rayonnement de chimiluminescence avec |
Bonne sélectivité ; éthylène nécessaire comme gaz réactif |
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)
Procédure |
Principe de mesure |
Commentaires |
Petit appareil de filtrage |
Échantillonnage non fractionné ; débit d'air 2.7–2.8 m3/h ; diamètre du filtre 50 mm; analyse gravimétrique |
Manipulation facile; horloge de contrôle ; |
Dispositif LIB |
Échantillonnage non fractionné ; débit d'air 15-16 m3/h ; diamètre du filtre 120 mm; analyse gravimétrique |
Séparation des grosses poussières |
Échantillonneur à haut volume |
Inclusion de particules jusqu'à env. 30 µm de diamètre ; débit d'air env. 100 mètres3/h ; diamètre du filtre 257 mm; analyse gravimétrique |
Séparation des grosses poussières |
FH 62 I |
Appareil de mesure radiométrique continu des poussières ; échantillonnage sans fractionnement ; débit d'air 1 ou 3 m3/h ; enregistrement de la masse de poussière séparée sur une bande de filtre en mesurant l'atténuation du rayonnement β (krypton 85) lors du passage à travers un filtre exposé (chambre d'ionisation) |
Étalonnage gravimétrique par dépoussiérage de filtres simples ; appareil également utilisable avec le préséparateur PM-10 |
Dépoussiéreur BETA F 703 |
Appareil de mesure radiométrique continu des poussières ; échantillonnage non fractionné ; débit d'air 3 m3/h ; enregistrement de la masse de poussière séparée sur une bande de filtre en mesurant l'atténuation du rayonnement β (carbone 14) lors du passage à travers un filtre exposé (tube compteur Geiger Müller) |
Étalonnage gravimétrique par dépoussiérage de filtres simples ; appareil également utilisable avec le préséparateur PM-10 |
TÉOM 1400 |
Appareil de mesure continue de la poussière ; échantillonnage non fractionné ; débit d'air 1 m3/h ; poussière recueillie sur un filtre, qui fait partie d'un système vibrant auto-résonant, en flux latéral (3 l/min) ; enregistrement de l'abaissement de fréquence par augmentation de la charge de poussière sur le filtre |
Relation entre la fréquence
|
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 :
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
Procédure |
Application |
Avantages désavantages |
Fourier |
Portée IR (env. 700–3,000 XNUMX cm-1), chemin lumineux de plusieurs centaines de mètres. |
+ Système multi-composants |
Différentielle |
Sentier lumineux à plusieurs km; mesures SO2, Je n'ai pas2, benzène, HNO3; surveille les sources linéaires et surfaciques, utilisées dans les réseaux de mesure |
+ Facile à manipuler |
Longue distance |
Zone de recherche, en cuves basse pression pour OH- |
+ Haute sensibilité (à ppt) |
Différentielle |
Surveille les sources de surface, les mesures d'immission de grande surface |
+ Mesures de l'espace |
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)
Groupe de matériaux |
Concentration |
Échantillonnage, préparation |
Dernière étape analytique |
Hydrocarbures C1-C9 |
µg/m3 |
Souris à gaz (prélèvement rapide), seringue étanche aux gaz, piégeage à froid devant colonne capillaire (focalisation), désorption thermique |
CPG/DIF |
Hydrocarbures à bas point d'ébullition, fortement |
ng/m3–μg/m3 |
Cylindre en acier inoxydable sous vide et passivé (également pour les mesures d'air pur) |
CPG/FID/ECD/PID |
Composés organiques au point d'ébullition |
µg/m3 |
Adsorption sur charbon actif, (a) désorption avec CS2 (b) désorption avec des solvants (c) analyse de l'espace de tête |
Capillaire |
Composés organiques au point d'ébullition |
ng/m3–μg/m3 |
Adsorption sur polymères organiques (ex. Tenax) ou tamis moléculaire de carbone (carbopack), désorption thermique avec piégeage à froid devant colonne capillaire (focalisation) ou extraction par solvant |
Capillaire |
Modification pour faible ébullition |
ng/m3–μg/m3 |
Adsorption sur polymères refroidis (ex tube thermogradient), refroidi à –120 ºC, utilisation de carbopack |
Capillaire |
Composés organiques à haut point d'ébullition |
fg/m3–ng/m3 |
Échantillonnage sur filtres (par exemple, petit dispositif de filtrage ou échantillonneur à grand volume) avec des cartouches de polyuréthane ultérieures pour la partie gazeuse, désorption de solvant du filtre et du polyuréthane, diverses étapes de purification et de préparation, également sublimation pour les HAP |
Capillaire |
Composés organiques à haut point d'ébullition, |
fg/m3–ng/m3 |
Adsorption sur des polymères organiques (par exemple, cylindre de mousse de polyuréthane) avec des filtres préalables (par exemple, fibre de verre) ou inorg. adsorber. (par exemple, gel de silice), extraction avec des solvants, diverses étapes de purification et de préparation (y compris la chromatographie multicolonne), dérivation pour les chlorophénols |
HRGC/DPE |
Composés organiques à haut point d'ébullition |
ng/m3 |
Séparation des aérosols sur des filtres en fibre de verre (par exemple, échantillonneur à volume élevé ou faible) ou dépoussiérage sur des surfaces standardisées, extraction avec des solvants (pour le dépôt également de l'eau filtrée restante), diverses étapes de purification et de préparation |
HRGC/MS |
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 :
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, CnHm) 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 :
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)
Mesure continue |
Partiellement automatisé |
Mesure discontinue |
le dioxyde de soufre |
Composition du MPS : |
Benzène et autres |
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.
Le tableau 1 décrit les étapes de ce processus.
Tableau 1. Étapes de sélection des contrôles de la pollution
Étape 1: |
La première partie consiste à déterminer ce qui sera libéré de la pile. |
Étape 2: |
Toutes les cibles sensibles doivent être identifiées. Cela inclut les personnes, les animaux, les plantes et les matériaux. Dans chaque cas, le membre le plus susceptible de chaque groupe doit être identifié. Par exemple, des asthmatiques à proximité d'une usine émettant des isocyanates. |
Étape 3: |
Un niveau d'exposition acceptable pour le groupe cible le plus sensible doit |
Étape 4: |
L'étape 1 identifie les émissions et l'étape 3 détermine le niveau acceptable |
* 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.
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)
Pays et territoires |
Anhydride sulfureux à long terme |
Australie |
50 |
Canada |
30 |
Finlande |
40 |
Allemagne |
140 |
Hongrie |
70 |
Taïwan |
133 |
Tableau 3. Gamme de normes de qualité de l'air pour un contaminant atmosphérique moins couramment contrôlé (benzène)
Ville / État |
Norme de qualité de l'air sur 24 heures pour |
Connecticut |
53.4 |
Massachusetts |
1.2 |
Michigan |
2.4 |
Caroline du Nord |
2.1 |
Nevada |
254 |
New York |
1,718 |
Philadelphie |
1,327 |
Virginie |
300 |
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
Processus |
De polluants |
Methode de CONTROLE |
Efficacité estimée |
Assainissement des sols |
Hydrocarbures |
Oxydant thermique |
99 |
Usine de pâte kraft |
Particules |
Électrostatique |
99.68 |
Production de fumée |
Monoxyde de carbone |
Bonnes pratiques |
50 |
Peinture automobile |
Hydrocarbures |
Post-combustion du four |
90 |
Four à arc électrique |
Particules |
Filtre à manches |
100 |
Raffinerie de pétrole, |
Particules respirables |
Cyclone + Venturi |
93 |
Incinérateur médical |
Chlorure d'hydrogène |
Laveur humide + sec |
97.5 |
Chaudière à charbon |
le dioxyde de soufre |
Séchoir par pulvérisation + |
90 |
Élimination des déchets par |
Particules |
Cyclone + condenseur |
95 |
Usine d'asphalte |
Hydrocarbures |
Oxydant thermique |
99 |
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
Methode de CONTROLE |
Exemples |
Description |
Efficacité |
Gaz/Vapeurs |
|||
Condensation |
Contacter les condenseurs |
La vapeur est refroidie et condensée en un liquide. Ceci est inefficace et est utilisé comme condition préalable à d'autres méthodes |
80+ % lorsque la concentration > 2,000 XNUMX ppm |
Absorption |
Épurateurs humides (emballés |
Le gaz ou la vapeur est collecté dans un liquide. |
82 à 95 % lorsque la concentration <100 ppm |
Adsorption |
Carbone |
Le gaz ou la vapeur est collecté sur un solide. |
90+ % lorsque la concentration < 1,000 XNUMX ppm |
Incinération |
Fusées |
Un gaz ou une vapeur organique est oxydé en le chauffant à une température élevée et en le maintenant à cette température pendant une |
Non recommandé lorsque |
Particules |
|||
inertiel |
Cyclones |
Les gaz chargés de particules sont obligés de changer de direction. L'inertie de la particule les amène à se séparer du flux gazeux. Ceci est inefficace et est utilisé comme un |
70-90% |
Laveurs humides |
Venturi |
Les gouttelettes de liquide (eau) collectent les particules par impact, interception et diffusion. Les gouttelettes et leurs particules sont ensuite séparées du flux gazeux. |
Pour les particules de 5 μm, 98.5 % à 6.8 wg ; |
Électrostatique |
Plaque-fil |
Les forces électriques sont utilisées pour déplacer les particules hors du flux de gaz vers des plaques de collecte |
95–99.5 % pour les particules de 0.2 μm |
Filtre(s) |
Filtre à manches |
Un tissu poreux élimine les particules du flux de gaz. Le gâteau de poussière poreux qui se forme alors sur le tissu |
99.9 % pour les particules de 0.2 μm |
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
Origine industrielle |
Taux d'émission |
Four électrique de 100 tonnes |
257 tonnes/an de particules |
Turbine à pétrole/gaz de 1,500 XNUMX MM BTU/h |
444 lb/h SO2 |
Incinérateur de 41.7 tonnes/h |
208 lb/h NONx |
100 camions/jour couche transparente |
3,795 XNUMX lb/semaine de matières organiques |
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 :
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 :
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 :
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.
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 :
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 :
Les activités récréatives comprennent :
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 :
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 » :
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 :
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 :
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 :
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
Opérations physiques |
Procédés chimiques |
Processus biologiques |
Mesure de flux |
Précipitation |
Action aérobie |
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 :
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 :
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
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 :
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 :
Les polluants spécifiques dans la contamination souterraine sont en outre classés comme :
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 :
Les éléments suivants sont typiques des polluants souterrains réactifs et non réactifs :
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.
Conception et design
Le projet de récupération des eaux usées municipales de la région de Dan est le plus grand projet de ce type au monde. Il se compose d'installations de traitement et de recharge des eaux souterraines des eaux usées municipales de la zone métropolitaine de la région de Dan - un conglomérat de huit villes centré autour de Tel Aviv, en Israël, avec une population combinée d'environ 1.5 million d'habitants. Le projet a été créé dans le but de collecter, traiter et éliminer les eaux usées municipales. L'effluent récupéré, après une période de détention relativement longue dans l'aquifère souterrain, est pompé pour une utilisation agricole sans restriction, irriguant le Néguev aride (la partie sud d'Israël). Un schéma général du projet est donné à la figure 1. Le projet a été créé dans les années 1960 et n'a cessé de croître. Actuellement, le système collecte et traite environ 110 x 106 m3 par an. D'ici quelques années, à son stade final, le système traitera de 150 à 170 x 106 m3 par an.
Figure 1. Usine de récupération des eaux usées de la région de Dan : disposition
Les stations d'épuration sont connues pour créer une multitude de problèmes de santé environnementaux et professionnels. Le projet de la région de Dan est un système unique d'importance nationale qui combine un avantage national avec une économie considérable des ressources en eau, une efficacité de traitement élevée et une production d'eau peu coûteuse, sans créer de risques professionnels excessifs.
Tout au long de la conception, de l'installation et de l'exploitation courante du système, une attention particulière a été accordée aux problèmes d'assainissement de l'eau et d'hygiène au travail. Toutes les précautions nécessaires ont été prises pour s'assurer que les eaux usées récupérées seront pratiquement aussi sûres que l'eau potable ordinaire, au cas où des personnes la boiraient ou l'avaleraient accidentellement. De même, une attention appropriée a été accordée à la question de la réduction au minimum de toute exposition potentielle à des accidents ou à d'autres risques biologiques, chimiques ou physiques susceptibles d'affecter soit les travailleurs de la station d'épuration proprement dite, soit d'autres travailleurs engagés dans l'élimination et l'utilisation agricole. de l'eau récupérée.
Lors de la première phase du projet, les eaux usées ont été traitées biologiquement par un système de bassins d'oxydation facultative avec recirculation et traitement chimique supplémentaire par un procédé chaux-magnésium, suivi d'une rétention des effluents à pH élevé dans des « bassins de polissage ». L'effluent partiellement traité a été rechargé dans l'aquifère souterrain régional au moyen des bassins d'épandage du Soreq.
Au stade 1, les eaux usées acheminées vers la station d'épuration subissent un traitement mécano-biologique par un procédé à boues activées avec nitrification-dénitrification. L'effluent secondaire est rechargé dans la nappe phréatique au moyen des bassins d'épandage Yavneh 2 et Yavneh XNUMX.
Le système complet se compose d'un certain nombre d'éléments différents qui se complètent :
Description du système de récupération
Le schéma général du système de récupération est présenté à la figure 1 et l'organigramme à la figure 2. Le système se compose des segments suivants : station d'épuration, champs de recharge d'eau, puits de récupération, système de transport et de distribution, installation de chloration et un système de surveillance complet. système.
Figure 2. Organigramme du projet de la région de Dan
La station d'épuration
La station d'épuration de la zone métropolitaine de la région de Dan reçoit les déchets domestiques des huit villes de la région et traite également une partie de leurs déchets industriels. L'usine est située dans les dunes de sable de Rishon-Lézion et repose principalement sur le traitement secondaire des déchets par la méthode des boues activées. Certains des déchets, principalement lors des décharges de pointe, sont traités dans un autre système plus ancien de bassins d'oxydation occupant une superficie de 300 acres. Les deux systèmes peuvent gérer ensemble, à l'heure actuelle, environ 110 x 106 m3 par an.
Les champs de recharge
Les effluents de la station d'épuration sont pompés dans trois sites différents situés dans les dunes de sable régionales, où ils sont épandus sur le sable et s'infiltrent dans l'aquifère souterrain pour un stockage temporaire et un traitement supplémentaire dépendant du temps. Deux des bassins d'épandage servent à la recharge des effluents de la station d'épuration mécano-biologique. Il s'agit de Yavneh 1 (60 acres, situé à 7 km au sud de l'usine) et Yavneh 2 (45 acres, à 10 km au sud de l'usine) ; le troisième bassin est utilisé pour la recharge d'un mélange de l'effluent des bassins d'oxydation et d'une certaine fraction de la station d'épuration biomécanique nécessaire pour améliorer la qualité de l'effluent au niveau nécessaire. Il s'agit du site Soreq, qui a une superficie d'environ 60 acres et est situé à l'est des étangs.
Les puits de récupération
Autour des sites de recharge, il existe des réseaux de puits d'observation à travers lesquels l'eau rechargée est pompée à nouveau. Les 74 puits en exploitation en 1993 n'ont pas tous été actifs pendant toute la durée du projet. En 1993, un total d'environ 95 millions de mètres cubes d'eau ont été récupérés des puits du système et pompés dans la troisième ligne du Néguev.
Les systèmes de transport et de distribution
L'eau pompée des différents puits de récupération est collectée dans le système d'adduction et de distribution de la troisième ligne. Le système de transport est composé de trois sections, ayant une longueur combinée de 87 km et un diamètre allant de 48 à 70 pouces. Le long du système de transport, six réservoirs opérationnels différents, "flottants" sur la ligne principale, ont été construits, afin de réguler le débit d'eau du système. Le volume opérationnel de ces réservoirs varie de 10,000 XNUMX m3 à 100,000 m3.
L'eau circulant dans le système de troisième ligne a été fournie aux clients en 1993 par un système de 13 zones de pression principales. De nombreux consommateurs d'eau, principalement des exploitations agricoles, sont connectés à ces zones de pression.
Le système de chloration
Le but de la chloration qui est effectuée dans la Troisième Ligne est la « rupture de la connexion humaine », ce qui signifie l'élimination de toute possibilité d'existence de micro-organismes d'origine humaine dans l'eau de Troisième Ligne. Tout au long du suivi, il a été constaté qu'il y a une augmentation considérable des micro-organismes fécaux pendant le séjour de l'eau récupérée dans les réservoirs d'eau. Par conséquent, il a été décidé d'ajouter plus de points de chloration le long de la ligne et, en 1993, trois points de chloration distincts fonctionnaient régulièrement. Deux autres points de chloration doivent être ajoutés au système dans un futur proche. Le chlore résiduel est compris entre 0.4 et 1.0 mg/l de chlore libre. Cette méthode, par laquelle de faibles concentrations de chlore libre sont maintenues en divers points du système plutôt qu'une seule dose massive au début de la ligne, sécurise la rupture de la connexion humaine, et en même temps permet aux poissons de vivre dans les réservoirs . De plus, cette méthode de chloration désinfectera l'eau des sections aval du système d'adduction et de distribution, dans le cas où des polluants seraient entrés dans le système en un point situé en aval du point de chloration initial.
Le système de surveillance
Le fonctionnement du système de récupération de la troisième ligne du Néguev dépend du fonctionnement de routine d'une installation de surveillance qui est supervisée et contrôlée par une entité scientifique professionnelle et indépendante. Cet organisme est l'Institut de recherche et de développement du Technion - Institut israélien de technologie, à Haïfa, en Israël.
La mise en place d'un système de surveillance indépendant est une exigence obligatoire du ministère israélien de la Santé, l'autorité légale locale conformément à l'ordonnance israélienne sur la santé publique. La nécessité d'établir cette configuration de surveillance découle des faits suivants :
Le rôle majeur du système de surveillance est donc de sécuriser la qualité chimique et sanitaire de l'eau fournie par le système et d'alerter sur toute modification de la qualité de l'eau. De plus, le dispositif de surveillance effectue un suivi du projet complet de remise en état de la région de Dan, en étudiant également certains aspects, tels que le fonctionnement courant de l'usine et la qualité chimico-biologique de son eau. Ceci est nécessaire pour déterminer l'adaptabilité de l'eau de la troisième ligne pour une irrigation illimitée, non seulement du point de vue sanitaire mais aussi du point de vue agricole.
Le schéma de surveillance préliminaire a été conçu et préparé par Mekoroth Water Co., le principal fournisseur d'eau israélien et l'opérateur du projet de la région de Dan. Un comité directeur spécialement nommé a examiné périodiquement le programme de surveillance et l'a modifié en fonction de l'expérience accumulée grâce à l'opération de routine. Le programme de surveillance portait sur les différents points d'échantillonnage le long du système de la troisième ligne, les différents paramètres étudiés et la fréquence d'échantillonnage. Le programme préliminaire faisait référence à différents segments du réseau, soit les puits de récupération, la conduite d'adduction, les réservoirs, un nombre limité de branchements consommateurs ainsi que la présence de puits d'eau potable à proximité de l'usine. La liste des paramètres inclus dans le programme de surveillance de la troisième ligne est donnée dans le tableau 1.
Tableau 1. Liste des paramètres étudiés
Ag |
Argent |
μg / l |
Al |
Aluminium |
μg / l |
ALG |
Algues |
Nbre/100 ml |
ALKM |
Alcalinité en CaCO3 |
mg / l |
As |
Arsenic |
μg / l |
B |
Bore |
mg / l |
Ba |
Baryum |
μg / l |
DBO |
Demande biochimique d'oxygène |
mg / l |
Br |
Bromure |
mg / l |
Ca |
Calcium |
mg / l |
Cd |
Cadmium |
μg / l |
Cl |
Chlorure |
mg / l |
CLDE |
Demande de chlore |
mg / l |
CLRL |
Chlorophile |
μg / l |
CN |
Cyanures |
μg / l |
Co |
Cobalt |
μg / l |
COULEUR |
Couleur (cobalt platine) |
|
LA MORUE |
La demande chimique en oxygène |
mg / l |
Cr |
Chrome |
μg / l |
Cu |
Cuivre |
μg / l |
DO |
Oxygène dissous sous forme d'O2 |
mg / l |
DOC |
Carbone organique dissous |
mg / l |
DS10 |
Solides dissous à 105 ºC |
mg / l |
DS55 |
Solides dissous à 550 ºC |
mg / l |
EC |
Conductivité électrique |
µmhos/cm |
ENTR |
Entérocoque |
Nbre/100 ml |
F- |
Fluorure |
mg / l |
FCOL |
Coliformes fécaux |
Nbre/100 ml |
Fe |
Fer |
μg / l |
DIFFICILE |
Dureté en CaCO3 |
mg / l |
HCO3 - |
Bicarbonate sous forme de HCO3 - |
mg / l |
Hg |
Mercury |
μg / l |
K |
Potassium |
mg / l |
Li |
Lithium |
μg / l |
MBAS |
Détergents |
μg / l |
Mg |
Magnésium |
mg / l |
Mn |
Manganèse |
μg / l |
Mo |
Molybdène |
μg / l |
Na |
Sodium |
mg / l |
NH4 + |
Ammoniac sous forme de NH4 + |
mg / l |
Ni |
Nickel |
μg / l |
NKJT |
Azote total Kjeldahl |
mg / l |
NON2 |
Nitrite comme NON2 - |
mg / l |
NON3 |
Nitrate comme NO3 - |
mg / l |
ODEUR |
Numéro d'odeur du seuil olfactif |
|
OG |
Huile et graisse |
μg / l |
Pb |
Plomb |
μg / l |
PHÉN |
Phénols |
μg / l |
PHFD |
pH mesuré sur le terrain |
|
PO4 |
Phosphate comme PO4 -2 |
mg / l |
PTOT |
Phosphore total en P |
mg / l |
RSCL |
Chlore libre résiduel |
mg / l |
SAR |
Taux d'adsorption de sodium |
|
Se |
Sélénium |
μg / l |
Si |
Silice sous forme de H2SiO3 |
mg / l |
Sn |
Étain |
μg / l |
SO4 |
Sulfate |
mg / l |
Sr |
Strontium |
μg / l |
SS10 |
Matières en suspension à 100 ºC |
mg / l |
SS55 |
Matières en suspension à 550 ºC |
mg / l |
GEST |
Streptocoque |
Nbre/100 ml |
T |
Température |
° C |
TCOL |
Coliformes totaux |
Nbre/100 ml |
TOTB |
Bactéries totales |
Nbre/100 ml |
TS10 |
Solides totaux à 105 ºC |
mg / l |
TS55 |
Solides totaux à 550 ºC |
mg / l |
TURB |
Turbidité |
NTU |
UV |
UV (absorb. à 254 nm)(/cm x 10) |
|
Zn |
Zinc |
μg / l |
Surveillance des puits de récupération
Le programme d'échantillonnage des puits de récupération repose sur une mesure bimensuelle ou trimestrielle de quelques « paramètres-indicateurs » (tableau 2). Lorsque la concentration en chlorures au puits échantillonné dépasse de plus de 15 % la teneur initiale en chlorures du puits, cela est interprété comme une augmentation « significative » de la part de l'effluent récupéré dans l'eau de l'aquifère souterrain, et le puits est transféré dans la prochaine catégorie d'échantillonnage. Ici, 23 « paramètres-caractéristiques » sont déterminés, une fois tous les trois mois. Dans certains des puits, une fois par an, une analyse complète de l'eau, comprenant 54 paramètres divers, est effectuée.
Tableau 2. Les différents paramètres investigués aux puits de récupération
Groupe A |
Groupe B |
Groupe C |
Paramètres de l'indicateur |
Paramètres caractéristiques |
Paramètres de test complet |
1. Chlorures |
Groupe A et : |
Groupes A+B et : |
Surveillance du système de convoyage
Le système d'adduction, d'une longueur de 87 km, est surveillé en sept points centraux le long de la conduite d'eaux usées. À ces points, 16 paramètres différents sont échantillonnés une fois par mois. Ce sont : PHFD, DO, T, EC, SS10, SS55, UV, TURB, NON3 +, PTOT, ALKM, DOC, TOTB, TCOL, FCOL et ENTR. Les paramètres qui ne devraient pas changer le long du système sont mesurés à deux points d'échantillonnage seulement - au début et à la fin de la ligne de transport. Ce sont : Cl, K, Na, Ca, Mg, HARD, B, DS, SO4 -2, NH4 +, Je n'ai pas2 - et MBAS. A ces deux points de prélèvement, une fois par an, différents métaux lourds sont prélevés (Zn, Sr, Sn, Se, Pb, Ni, Mo, Mn, Li, Hg, Fe, Cu, Cr, Co, Cd, Ba, As, Al, Ag).
Surveillance des réservoirs
Le dispositif de surveillance des réservoirs de la troisième ligne repose principalement sur l'examen d'un nombre limité de paramètres qui servent d'indicateurs du développement biologique dans les réservoirs et de localisation de l'entrée de polluants externes. Cinq réservoirs sont échantillonnés, une fois par mois, pour : PHFD, T, DO, Total SS, Volatile SS, DOC, CLRL, RSCL, TCOL, FCOL, STRP et ALG. Au niveau de ces cinq réservoirs, Si est également échantillonné, une fois tous les deux mois. Tous ces paramètres sont également échantillonnés sur un autre réservoir, Zohar B, à une fréquence de six fois par an.
Résumé
Le projet de récupération de la région de Dan fournit de l'eau récupérée de haute qualité pour l'irrigation sans restriction du Néguev israélien.
La première étape de ce projet est partiellement opérationnelle depuis 1970 et pleinement opérationnelle depuis 1977. De 1970 à 1993, une quantité totale d'eaux usées brutes de 373 millions de mètres cubes (MCM) a été acheminée vers les bassins d'oxydation facultative, et une quantité totale d'eau de 243 MCM ont été pompés de l'aquifère entre 1974 et 1993 et fournis au sud du pays. Une partie de l'eau a été perdue, principalement en raison de l'évaporation et de l'infiltration des étangs. En 1993, ces pertes s'élevaient à environ 6.9 % des eaux usées brutes acheminées vers l'usine Stage One (Kanarek, 1994).
L'usine de traitement mécano-biologique, phase deux du projet, est en service depuis 1987. Au cours de la période d'exploitation 1987-1993, une quantité totale d'eaux usées brutes de 478 MCM a été acheminée vers l'usine de traitement mécano-biologique. En 1993, environ 103 MCM d'eau (95 MCM d'eau récupérée plus 8 MCM d'eau potable) ont été transportés à travers le système et utilisés pour l'irrigation illimitée du Néguev.
L'eau des puits de récupération représente la qualité de l'eau de l'aquifère souterrain. La qualité de l'eau de l'aquifère change constamment en raison de la percolation des effluents dans celle-ci. La qualité de l'eau de l'aquifère se rapproche de celle de l'effluent pour les paramètres qui ne sont pas influencés par les processus de traitement sol-aquifère (SAT), tandis que les paramètres qui sont affectés par le passage à travers les couches de sol (par exemple, la turbidité, les solides en suspension, l'ammoniac, les carbone organique, etc.) affichent des valeurs nettement inférieures. Il convient de noter la teneur en chlorure de l'eau de l'aquifère, qui a augmenté au cours d'une période récente de quatre ans de 15 à 26 %, comme en témoigne l'évolution de la qualité de l'eau dans les puits de récupération. Ce changement indique le remplacement continu de l'eau de l'aquifère par des effluents ayant une teneur en chlorure considérablement plus élevée.
La qualité de l'eau dans les six réservoirs du système Third Line est influencée par les changements biologiques et chimiques qui se produisent dans les réservoirs ouverts. La teneur en oxygène est augmentée, en raison de la photosynthèse des algues et en raison de la dissolution de l'oxygène atmosphérique. Les concentrations de divers types de bactéries sont également augmentées en raison de la pollution aléatoire par diverses faunes aquatiques résidant à proximité des réservoirs.
La qualité de l'eau fournie aux clients le long du système dépend de la qualité de l'eau des puits de récupération et des réservoirs. La chloration obligatoire de l'eau du système constitue une protection supplémentaire contre l'utilisation erronée de l'eau comme eau potable. La comparaison des données sur l'eau de troisième ligne avec les exigences du ministère israélien de la Santé concernant la qualité des eaux usées à utiliser pour un usage agricole illimité montre que la plupart du temps, la qualité de l'eau satisfait pleinement aux exigences.
En conclusion, on peut dire que le système de récupération et d'utilisation des eaux usées de la troisième ligne a été un projet environnemental et national réussi en Israël. Il a résolu le problème de l'évacuation sanitaire des eaux usées de la région de Dan et, en même temps, il a augmenté le bilan hydrique national d'un facteur d'environ 5 %. Dans un pays aride comme Israël, où l'approvisionnement en eau, notamment à usage agricole, est assez limité, c'est un réel apport.
Les coûts de l'opération de recharge et de l'entretien de l'eau récupérée, en 1993, étaient d'environ 3 cents US par m3 (0.093 NIS/m3).
Le système fonctionne depuis la fin des années 1960 sous la stricte surveillance du ministère israélien de la Santé et du département de la sécurité et de l'hygiène au travail de Mekoroth. Aucune maladie professionnelle résultant du fonctionnement de ce système complexe et complet n'a été signalée.
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