<table><thead><tr><td>POAs</td><td>Concentrations initiales dans l'eau pure</td><td>Echelle (volume)</td><td>Conditions</td><td>Durée</td><td>Elimination</td><td>Sources</td></tr></thead><tbody><tr><td>US/EO</td><td>Pentachlorophénol 2 mg/L</td><td>Labo. (1 L)</td><td>100 ppm Na<sub>2</sub>SO<sub>4</sub><br/>T=25°C<br/>EO : Pt/Inox (E<sub>él</sub> = 30 V)<br/>US (22,5 W/L, 35 – 700 kHz)</td><td>1h</td><td>35 kHz : 75%,<br/>Index Sp ~ 2,3<br/>700 kHz : 40%,<br/>Index Sp ~ 1,3</td><td>[135]</td></tr><tr><td>US/EO</td><td>Diuron 18-26 mg/L</td><td>Labo. (0,25 L)</td><td>pH i = 12<br/>T°C = 10°C<br/>EO : BDD/BDD (DC=60 mA/cm<sup>2</sup>)<br/>US (20 kHz, 750 W)</td><td>8h</td><td>100%<br/>(90% COD)<br/>Index Sc ~ 1,8</td><td>[136]</td></tr><tr><td>US/ozone</td><td>Nitrobenzène 50 µg/L</td><td>Labo. Semi-continu (4L)</td><td>US (64,1 W/L, 0,65 W/cm)<br/>O<sub>3</sub> (1 mg/L)</td><td>1h</td><td>84 %<br/>Index Sp ~ 1,6<br/>(COT: 68%)</td><td>[171]</td></tr><tr><td>US/Fenton</td><td>Ibuprofen 20 mg/L</td><td>Labo. (1 L)</td><td>25°C<br/>pH: 2,6<br/>H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>/Fe set to 48: [H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>] = 6.4 mM<br/>and [Fe<sup>2+</sup>] = 0,134 mM</td><td>3h</td><td>100%<br/>(COT:40%)<br/>Index Sp ~ 2,0</td><td>[172]</td></tr></tbody></table>

Le PFOA et le PFOS sont faiblement dégradés par les ultrasons, 23 et 12% respectivement [175] en raison des liaisons C-F. Lin, Lo [174] ont augmenté le rendement d'élimination du PFOA (de 46% à 99,8%) par ajout de sulfates. Le taux de décomposition du PFOA et la performance de la défluoration dépendent fortement de la dose de sulfate apportée (production de radicaux libres sulfates). Cette étude a démontré que la décomposition du PFOA peut être efficacement réalisée par un traitement sonochimique assisté par du sulfate à température ambiante [174].

Toutes les études présentées dans ce recueil ont été réalisées à l'échelle laboratoire sur des eaux synthétiques constituées du polluant cible dilué dans de l'eau pure. Les études réalisées sur des matrices réelles sont quasiment inexistantes montrant le faible niveau de développement des ultrasons appliqués au traitement de l'eau. Lorsque les ultrasons sont appliqués seuls, les performances ne sont pas toujours élevées et la minéralisation est incomplète [136, 171].

## 9.3. Domaine d'application et mise en œuvre

### 9.3.1. Domaines d'application

Les ultrasons de puissance connaissent différentes applications et notamment le nettoyage des pièces métalliques dans l'industrie mécanique. Dans l'environnement, les ultrasons sont principalement utilisés en traitement des boues pour augmenter leur biodégradabilité, réduire leur volume et solubiliser la matière organique.

En traitement des effluents, l'élimination de la pollution organique est recherchée par application de hautes fréquence.
### 9.3.2. Mise en œuvre

La génération d'ultrasons dans le milieu nécessite de coupler :

- Un générateur de fréquence qui délivre une haute tension sinusoïdale destinée à alimenter un transducteur,

- Un transducteur électromécanique qui transforme l'énergie électrique en vibration mécanique. En sonochimie, les céramiques piézo-électriques (notamment PZT : titanate zirconate de plomb) sont majoritairement utilisées dans la gamme de 20 kHz à plusieurs mégahertz [158]. Les fréquences générées sont propres à chaque type de céramique et ne sont pas réglables [159]. Le mouvement (succession de phases de compression et de détente) est généré en appliquant une différence de potentiel alternative entre les deux faces d'un cristal [158].

- Un amplificateur (booster) qui permet de régler l'amplitude de la vibration mécanique.

La conception des réacteurs vise à optimiser la puissance volumique (forte puissance dans un faible volume). Si elle est trop faible, la cavitation ne se produit pas mais si elle est trop forte, l'efficacité diminue [158].

Les ultrasons peuvent être appliqués en batch ou en continu. Le contrôle de la température des réacteurs est classiquement mis en œuvre [158].

#### Fonctionnement batch

Les ondes peuvent être transmises dans le milieu par une sonde immergée dite sonotrode (extrémité de l'émetteur) ce qui permet de transmettre l'onde directement sans passage à travers une paroi (Figure 22) [158]. L'émetteur peut aussi être positionné en fond de cuve dans des systèmes cup-horn (Figure 22).

<figure><img src="image_54.png" /><figcaption>Figure 22. Réacteurs sonochimiques batch de type sonotrode et Cup horn [158, 168]</figcaption></figure>

Certains systèmes ne mettent pas en contact l'émetteur et le milieu permettant d'améliorer la tenue des matériaux dans le temps et de limiter l'encrassement. Dans ce cas, les transducteurs sont fixés contre les parois des cuves ou des tubes (Figure 23).

<figure><img src="image_55.png" /><figcaption>Figure 23. Réacteurs sonochimiques batch fermé [158]</figcaption></figure>

Le fonctionnement selon un mode batch sera adapté au traitement de faibles volume d'effluent. Un fonctionnement en continu sera nécessaire pour le traitement de flux plus élevés.

#### Fonctionnement continu

Différents montages peuvent être mis en œuvre pour un fonctionnement en mode continu (Figure 24).
<figure><img src="image_56.png" /><figcaption>Figure 24. Exemples de montage permettant un traitement par ultrasons en mode continu [158, 168]</figcaption></figure>

Les sonotrodes peuvent être positionnées le long d'un tube en face à face ou en quinconce (réacteur tubulaire) [168]. D'autres systèmes peuvent aussi être envisagés :

- L'immersion de la sonde dans le réacteur dans lequel circule de fluide (réacteur à circulation),

- La vibration d'un tube de géométrie cylindrique sur une section de sa longueur (tube résonant). Ceci permet de focaliser l'énergie sur l'axe du tube. Cette focalisation est aussi obtenue en utilisant des sondes annulaires [158].

- Le placement des émetteurs dans le tube en ne laissant qu'un mince film liquide est aussi une solution (réacteur Bandelin) [158].

Un échangeur de chaleur est nécessaire pour réguler la température de l'effluent qui s'élève lors du traitement.

## 9.4. Niveau de développement et retours d'expériences

Les ultrasons sont utilisés à l'échelle industrielle pour le nettoyage et les process de production en industrie (dispersion, émulsion, dégazage, lyse cellulaire, synthèse). Au niveau de l'environnement, les ultrasons sont principalement utilisés pour le prétraitement des boues. Les fréquences appliquées sont faibles (20-40 kHz) pour maximiser les forces de cisaillement [177]. Ce prétraitement est utilisé sur les boues de station d'épuration pour augmenter les performances de la digestion anaérobie. Des exemples d'application industrielle existent en Europe et dans le monde [177].

En revanche au niveau du traitement des effluents, aucun développement à l'échelle pilote ou industrielle n'a été identifié. Les études laboratoires sur cette thématique sont pourtant nombreuses comme cela est illustré sur la Figure 3. Les recherches sont toutefois limitées à des effluents synthétiques pour évaluer la dégradation d'un composé spécifique.

Les coûts de mise en œuvre apparaissent aujourd'hui prohibitifs pour la dépollution des effluents. L'avenir de cette technologie pourrait être aux couplages, qui permettent de réduire les coûts (Figure 25). Les ultrasons seraient réservés à des applications spécifiques à l'exemple de la dégradation de composés volatils ou hydrophobes.

Certaines sociétés, à l'exemple de Hielscher et Synetude commercialisent des équipements ultrasoniques pouvant fonctionner en continu à puissance élevée. A ce jour, ces équipements ne sont pas appliqués à la dépollution de l'eau.

## 9.5. Données économiques

Le coût des ultrasons est intrinsèquement lié à la nature des composés à dégrader. Le coût du traitement des contaminants hydrophobes (i.e. trichloréthylène) est 10 fois plus faible que celui nécessaire pour dégrader des contaminants hydrophiles [178].
Mahamuni and Adewuyi [178] ont comparé les coûts de traitement des US seuls ou en couplage à des procédés d'oxydation plus classiques (Figure 25). Ces coûts intègrent les coûts d'investissement en capital amorti et les coûts de fonctionnements.

<figure><img src="image_57.png" /><figcaption>Figure 25. Coûts de traitement du phénol (90% d'élimination) au débit de 60 m³/h en considérant les coûts de fonctionnement et d'investissement (amortissement de 7% sur 30 ans). Graphique réalisé à partir des coûts calculés par Mahamuni and Adewuyi [178] d'après des données issues d'essais laboratoire (bibliographie) et de coûts fournisseurs.</figcaption></figure>

Cette étude montre que le procédé d'US en combinaison est plus économique que le procédé à ultrasons seul.

La combinaison la plus intéressante pour la dégradation du phénol est le couplage O₃/UV/US avec 17 €/m³ ce qui reste deux fois plus élevé que le procédé sans US (O₃/UV). Mahamuni and Adewuyi [178] concluent que les procédés couplant les ultrasons sont 10 à 20 fois plus coûteux que les POAs bien établis tels que les couplages O₃/H₂O₂ et UV/H₂O₂. Ces conclusions doivent cependant être prises avec précautions du fait que les calculs de consommations énergétiques sont extrapolés à partir de résultats obtenus à l'échelle laboratoire pour un nombre réduit de publications. Les consommations énergétiques pourraient être surestimées par rapport à une mise en œuvre industrielle pénalisant les procédés fonctionnant à l'électricité et par conséquent les ultrasons.

Larpparisudthi [179] affirme ainsi que l'utilisation seule des ultrasons n'est pas économiquement rentable comparativement aux procédés de dépollution existants. La poursuite des recherches sur les ultrasons en tant que POA doit prendre en compte ces effets synergiques lorsqu'ils sont utilisés en couplage afin d'augmenter les performances et réduire les coûts.

Les coûts de fonctionnement élevés des ultrasons sont principalement liés au faible rendement de conversion de l'énergie [168, 178] inhérent au procédé lui-même. Des pertes énergétiques interviennent tout au long du processus [168]:

- au niveau du transducteur (perte d'énergie électrique),

- lors de la conversion de l'énergie acoustique en énergie de cavitation (perte d'énergie mécanique),

- par atténuation de l'onde et sa réflexion dans le milieu,

- lors du transfert thermique (explosion de la bulle).

Le rendement de conversion de l'énergie dépend du matériel mis en œuvre mais aussi du milieu. La présence de volatils et les viscosités élevées diminuent la puissance transférée [180]. Des rendements énergétiques de 34% ont été mesurés avec une sonotrode fixe immergée [180].
## 9.6. Freins au développement et axes de recherches

Les ultrasons seuls ou en couplage permettent d'éliminer un certain nombre de polluants sans atteindre toutefois des taux de minéralisation élevés. Le couplage des ultrasons permet par un effet de synergie d'améliorer les performances de traitement. L'intérêt économique des ultrasons n'est cependant pas avéré comparativement à des procédés plus classiques de traitement de l'eau.

Plusieurs pistes de recherche sont avancées pour réduire ces coûts :

- Le couplage des ultrasons avec d'autres procédés d'oxydation [168, 178]

- La modification du mode d'application des ultrasons pour réduire les coûts de fonctionnement avec par exemple une sonication séquentielle à forte puissance sur une durée courte [168]

- L'utilisation des ultrasons en tant que prétraitement d'un procédé biologique. Les futures études sur les ultrasons devraient considérer l'impact des ultrasons seuls ou en couplage sur la toxicité et la biodégradabilité des sous-produits d'oxydation générés à partir de matrices réelles [170]. Le prétraitement des polluants inhibiteurs ou non biodégradable par ultrasons pourrait être une voie de développement du procédé.

Plus généralement, peu d'études ont été menées sur des matrices réelles, en effet la majorité des publications se réfèrent à des matrices synthétiques testées à l'échelle laboratoire. Des travaux sont encore nécessaires sur la conception des réacteurs pour passer de l'échelle laboratoire à l'échelle pilote ou industrielle [170]. Des besoins existent au niveau de l'amélioration des rendements de transfert d'énergie [161].

Pour Larpparisudthi [179], lorsque le procédé aura été optimisé au niveau de la puissance fournie pour une échelle industrielle, la rentabilité globale des ultrasons sera justifiée au regard des enjeux environnementaux.

## 9.7. Synthèse sur les procédés d'oxydation sonochimique

Les ultrasons seuls seront efficaces pour éliminer les polluants de nature hautement hydrophobe ou volatile [170]. Cependant, ils ne permettent généralement pas d'atteindre des taux de minéralisation supérieurs à 10% du fait que les produits de dégradation sont généralement de nature hydrophile et non volatile [170]. Leur coût énergétique élevé pénalise aussi leur applicabilité à l'heure actuelle pour le traitement de polluants dans l'eau. Leur avenir pourrait être plus prometteur en couplage avec d'autres procédés.

<table><caption>Tableau 22. Synthèse sur les POAs sonochimiques (Compilation RECORD 2020)</caption><thead><tr><th></th><th>US</th><th>US en couplages</th></tr></thead><tbody><tr><th>Maturité</th><td>R & D /<br>Brevet</td><td>R & D /<br>Brevet</td></tr><tr><th>Performances</th><td>Taux de minéralisation faible<br>Adapté aux polluants volatils ou<br>hydrophobes</td><td>Dépendant du type de couplage</td></tr><tr><th>Prétraitement</th><td>Elimination DCO biodégradable</td><td>Elimination DCO biodégradable</td></tr><tr><th>Produits chimiques</th><td>Néant</td><td>Selon couplage O<sub>3</sub>, H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>...</td></tr><tr><th>Impact environnemental</th><td>Possible évaporation de composés<br>organiques nécessitant un traitement [161]<br>Consommation énergétique</td><td>Consommation énergétique</td></tr><tr><th>Avantages</th><td>Absence de produits chimiques<br>Ne produit pas de boues<br>Facilité de mise en œuvre et de conduite<br>Fonctionne à température et pression<br>ambiante<br>Plusieurs voies de dégradation<br>Modulable, compact</td><td>Performances améliorées<br>Consommations énergétiques réduites</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th></th><th>US</th><th>US en couplages</th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td>Efficacité indépendante de la coloration, de la turbidité et de la minéralisation du milieu [101]</td><td></td></tr><tr><td>Inconvénients et facteurs limitants</td><td>En développement<br>Energivore<br>Rendements faibles<br>Refroidissement nécessaire<br>Durée de traitement longue<br>Résistance de la sonde dans le temps<br>En développement</td><td>En développement<br>Refroidissement nécessaire</td></tr><tr><td>Fournisseurs</td><td>Non commercialisé</td><td>Non commercialisé</td></tr></tbody></table>
# 10. Procédés d'oxydation physique

## 10.1. Principe

Le traitement par décharge plasma ou rayonnement ne consomme pas de produit chimique et ne produit pas de boues ce qui en fait des procédés prometteurs pour le traitement de l'eau.

Les procédés de rayonnement ionisant produisent par radiolyse de l'eau une grande variété de radicaux qui peuvent être difficilement générés par les autres POAs [181]. C'est le cas de l'électron aqueux (e⁻aq, espèce réductrice) et du radical hydrogène H⁺.

### 10.1.1. Décharge plasma

Le plasma est considéré comme le 4ème état de la matière. Il est défini comme un gaz ionisé, constitué de particules en permanente interaction (photons, électrons, anions, cations, radicaux libres et des espèces atomiques ou moléculaires neutres). Une énergie électrique appliquée à haute tension permet d'exciter et d'ioniser un gaz neutre. Ceci permet de produire, par la collision inélastique des électrons libres, des espèces oxydantes (radicaux hydroxyles, oxygène atomique, etc), mais également des rayonnements UV, et des bombardements électroniques [182, 183].

Un plasma est donc un milieu qui résulte d'un apport d'énergie (bombardement électrique, rayonnement, décharge électrique, onde de choc, champ électromagnétique, énergie thermique ou ultrasonique...) à un gaz [184].

La température des électrons et des ions formés caractérise le type de plasma (Figure 26).

<figure><img src="image_58.png" /><figcaption>Figure 26. Types de plasma en fonction de la température des électrons et du gaz [185]</figcaption></figure>

Les plasmas peuvent être classés en deux catégories principales: les plasmas chauds et les plasmas froids (non thermiques). Le milieu intermédiaire, dit plasma « tiède », est obtenu à température modérée et à pression proche de la pression atmosphérique [186].

Le plasma froid est caractérisé par une température électronique bien supérieure aux espèces lourdes (ions). L'énergie fournie n'est dans ce cas pas suffisante (ou la durée de vie du plasma trop courte) pour que les électrons transfèrent leur énergie aux particules lourdes [187]. La température moyenne du gaz reste proche de la température avant la décharge plasma. En pratique le plasma est dit froid jusqu'à quelques centaines de degrés Celsius [188]. Le plasma froid est aussi appelé plasma hors équilibre thermodynamique du fait qu'il est très loin de l'équilibre thermodynamique [188].

Le procédé de génération le plus simple consiste à générer un champ électrique avec des électrodes conductrices soumises à une importante différence de potentiel électrique [188]. Ceci peut être réalisé à pression atmosphérique par décharge couronne, décharge à barrière diélectrique (DBD), et décharge d'arc électrique rampant ou « glidarc » [186].

Généralement, il existe trois modes de décharge plasma, la décharge au-dessus de la surface du liquide, la décharge directe dans le liquide et la décharge au travers d'un bullage dans le liquide [189]. Lorsque le plasma est généré en phase gazeuse, les particules peuvent ensuite par diffusion ou collision
avec la surface du liquide créer des molécules réactives en phase liquide [183]. Les décharges produites directement en phase liquide ont des consommations énergétiques augmentées [183].

Les plasmas non thermiques peuvent être produits à pression atmosphérique et ont par conséquent des perspectives d'application industrielles plus étendues [190] que les plasmas thermiques. Ils sont par ailleurs connus puisqu'utilisés dans les générateurs d'ozone.

Leur application a été testée, à l'échelle laboratoire, pour la dépollution de l'eau [183, 186, 191]. Leur emploi en dépollution connaît actuellement un essor en raison de leur facilité de mise en œuvre [185] mais leur applicabilité industrielle reste encore aujourd'hui un chalenge [186]. De nombreux obstacles restent à surmonter. Il est en particulier nécessaire de mieux comprendre les mécanismes de dégradation des polluants pour optimiser le procédé [186]. La conception des réacteurs à plasma pour le traitement de l'eau est extrêmement complexe et difficile. Des essais sur des longues durées sont nécessaires pour évaluer la fiabilité du procédé, sa durabilité ainsi que les aspects sécurité [192].

### 10.1.2. Rayonnement y

Les rayonnements gamma sont des rayonnements électromagnétiques d'un photon à haute fréquence. Ceux utilisés en traitement de l'eau utilisent des sources radioactives, principalement le Cobalt (⁶⁰Co) et dans une moindre mesure le Césium (¹³⁷Cs). Le radioélément, en se désintégrant, émet un flux de rayonnement gamma. Celui-ci est pénétrant en raison de sa courte longueur d'onde. L'utilisation de sources radioactives pour le traitement de l'eau nécessite la mise en place d'un dispositif de radioprotection très lourd [193]. Ceci limite le développement de ce procédé au profit des faisceaux d'électrons qui génèrent un débit de dose (dose absorbée par unité de temps) plus élevé [181].

### 10.1.3. Faisceaux d'électrons [194]

Les accélérateurs d'électrons sont utilisés depuis les années 70 dans des secteurs d'activité très variés à l'exemple de la médecine (radiographie, radiothérapie, stérilisation du matériel médical), de l'industrie (vulcanisation, polymérisation) et de l'agroalimentaire (stérilisation, conservation des aliments).

L'interaction des électrons accélérés avec les molécules d'eau va induire la radiolyse de l'eau et la production de radicaux oxydants et réducteurs (Figure 27).

<figure><img src="image_59.png" /><figcaption>Figure 27. Principe de fonctionnement du procédé de traitement des eaux par faisceau d'électrons [194]</figcaption></figure>

La radiolyse de l'eau est très rapide ($10^{-7}$ s) et conduit à l'équation globale suivante :

$$ H_2O \xrightarrow{\text{Irradiation}} OH^\cdot; e^{-}_{aq}, H^\bullet; H_2O_2; H_2, HO^\bullet_2, H_3O^+ \qquad \text{Équation 57 [195]} $$

Ces radicaux sont efficaces tant au niveau de la dégradation des polluants (pesticides, hydrocarbures, médicaments, hormones, organohalogénés, dioxine, PCB...) que de la désinfection par altération de l'ADN et de la structure cellulaire des microorganismes. L'efficacité des réactions de réduction sera toutefois limitée en présence d'oxygène dissous qui conduit à la consommation des espèces réductrices générées par la radiolyse de l'eau ($e^{-}_{aq}, H^\bullet$) [195].
Dans le cas d'effluents industriels, le couplage des faisceaux d'électrons avec d'autres procédés de traitement conventionnels (par exemple le traitement biologique) permet de réduire les consommations énergétiques.

Les avantages de ce procédé sont l'absence de consommables (hors électricité) et de production de boue ou d'autres pollutions. Le traitement est modulable par rapport à la charge polluante et au débit avec une efficacité constante. La nature de la matrice (température, salinité, coloration ou turbidité) n'affecte pas les capacités de traitement du procédé.

Les accélérateurs d'électrons ont des rendements énergétiques très élevés : l'énergie électrique est convertie en énergie de faisceau d'électrons accélérés avec un rendement de 60 à 80% [196]. Les puissances des faisceaux d'électrons peuvent atteindre plusieurs centaines de kW. La nature des rayonnements émis par ce procédé (faisceau d'électrons et rayonnement X) implique des mesures de sécurité et de radioprotection.

Des relations existent pour évaluer la profondeur de pénétration des électrons dans la matière. Pour les énergies supérieures à 1 MeV, une relation a été proposée par Leek and D. [197] :

$$ \text{Profondeur de pénétration (cm)} = \frac{0,524 \times E - 0,1337}{d} $$

Avec : E = Énergie du faisceau (MeV) et d = densité de la matière (g/cm³)

La pénétration d'électrons dans la matière à irradier est ainsi proportionnelle à l'énergie appliquée et inversement proportionnelle à la densité de la matière.

#### 10.1.4. Micro-ondes

Les radiations électromagnétiques qui ont une fréquence comprise entre 300 MHz et 30 GHz sont qualifiées de micro-ondes [198].

Les molécules polaires soumises aux micro-ondes se réorientent constamment en direction du champ électrique qui oscille en permanence. Ceci crée un échauffement du milieu en raison des interactions intramoléculaires.

L'énergie fournie par un rayonnement micro-ondes n'est pas suffisante pour oxyder chimiquement des molécules [198]. Des recherches ont été conduites au niveau laboratoire sur le couplage des micro-ondes principalement avec $H_2O_2$ [199, 200].

## 10.2. Performances

Le Tableau 23 synthétise les résultats d'études sur le traitement des effluents par des procédés d'oxydation physiques.

<table><caption>Tableau 23. Performances des procédés d'oxydation avancée physiques appliquée au traitement de la DCO réfractaire (Compilation RECORD 2020)</caption><thead><tr><td>POAs</td><td>Effluents / Concentrations initiales</td><td>Echelle (volume)</td><td>Conditions</td><td>Durée</td><td>Elimination</td><td>Sources</td></tr></thead><tbody><tr><td>Plasma non thermique</td><td>Eau potable/diclofénac 50 mg/L</td><td>Labo. (55 mL)</td><td>Décharge couronne au-dessus de l'eau 24 W</td><td>15 min</td><td>100% COT : 50% (30 min)</td><td>[201]</td></tr><tr><td>Plasma non thermique</td><td>Eau pure/ Carbamazépine 0,1 mmol/L</td><td>Labo. (1L)</td><td>DBD Tambour rotatif 500 W</td><td>30 min</td><td>98%</td><td>[202]</td></tr><tr><td>γ (<sup>60</sup>Co)</td><td>Eau dopée Pentachlorophenol 0,1 mM</td><td>Labo. (non défini)</td><td>0,15 kGy</td><td>-</td><td>55%</td><td>[203]</td></tr><tr><td>γ (<sup>60</sup>Co)</td><td>Effluents hospitaliers 10 µg/L</td><td>Labo. (10 mL)</td><td>4,8 kGy/h 500 Gy</td><td>6 min</td><td>100% DCF, 63% CBZ</td><td>[204]</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>POAs</td><td>Effluents / Concentrations initiales</td><td>Echelle (volume)</td><td>Conditions</td><td>Durée</td><td>Elimination</td><td>Sources</td></tr></thead><tbody><tr><td></td><td>Diclofénac (DCF) Carbamazepine (CBZ)</td><td></td><td></td><td></td><td>La toxicité Microtox est dépendant de la dose d'irradiation</td><td></td></tr><tr><td>Faisceaux d'électrons</td><td>Eau pure/ PFOS 100 mg/L</td><td>Labo. (15 mL)</td><td>900 kJ/kg 2000 kJ/kg</td><td>9 min 21 min</td><td>61% 68% Toxicité réduite</td><td>[205]</td></tr><tr><td>Faisceaux d'électrons</td><td>3 Effluents de teinturerie</td><td>Labo. (246 mL)</td><td>2,5 à 40 kGy</td><td>-</td><td>Couleur : 55-96% Elimination toxicité (Daphnia): 33-55%</td><td>[206]</td></tr></tbody></table>

Les procédés physiques ne font pas l'objet de beaucoup de publications. Celles-ci sont de plus généralement axées sur des eaux synthétiques constituées du polluant cible dilué dans de l'eau pure et non sur des matrices réelles. Les performances de ces procédés peuvent être très élevées. Les faisceaux d'électrons sont efficaces pour réduire la toxicité des effluents traités [205] [206].

Certains composés sont toutefois partiellement résistants au traitement. Le PFOS n'est pas complètement minéralisé par le faisceau d'électrons malgré la présence de radicaux oxydants et réducteurs [205]. La toxicité est cependant diminuée. Les performances de ce procédé pourraient être améliorées sur ces composés en favorisant la génération de radicaux réducteurs.

## 10.3. Domaine d'application et mise en œuvre

Les applications pilotes et industrielles avec irradiation mettent en œuvre principalement des faisceaux d'électrons [181] avec des puissances installées allant jusqu'à 400 kW [196]. Ce procédé est utilisé soit en amont d'un procédé biologique soit en traitement final (désinfection et/ou dégradation de micropolluants récalcitrants) [196]. En fonction de l'objectif du traitement, des doses fortement absorbées (~ 20 kGy) ou peu absorbées (<2 kGy) sont nécessaires [196].

Les accélérateurs à faisceau d'électrons peuvent traiter plusieurs centaines de milliers de m³ d'eaux par jour à un niveau de dose de 1 kGy [196]. Des énergies comprises entre 1 et 5 MeV sont nécessaires pour le traitement des eaux industrielles [196].

Un échangeur de chaleur est nécessaire pour réguler la température de l'effluent qui s'élève lors du traitement.

## 10.4. Niveau de développement et retours d'expériences

Peu d'unités industrielles utilisent aujourd'hui un procédé par irradiation. Le procédé par rayonnement γ présente certaines limites qui freinent son développement. Il ne permet pas de fonctionner en mode continu et fournit des débits et doses absorbées moins élevées que les faisceaux d'électrons [196]. Les rayonnements γ sont principalement utilisés à des fins de recherche. Une unité industrielle aurait toutefois était construite en Floride dans les années 70 (38 m³/j, 0,5 kGy)[181].

Des références industrielles existent en revanche pour le procédé par faisceaux d'électrons. Le large développement du procédé est limité par l'investissement élevé, la faible pénétration des irradiations dans le liquide et des difficultés liées à l'acceptabilité sociale (rayonnement).

Deux unités ont été installées en Chine et en Corée du Sud.
Référence chinoise

La ville de Jinhua dispose de la première unité chinoise fonctionnant avec des faisceaux d'électrons.
Inaugurée en 2017, elle traite 1500 m³/j d'eaux usées issues d'une teinturerie (Photo 6).

<figure><img src="image_60.png" /><figcaption>Photo 6. Procédé par faisceau d'électrons de l'unité chinoise de Jinhua. Photo de l'institut de technologie nucléaire et énergétique, Université Tsinghua, Beijing [207]</figcaption></figure>

Référence coréenne [208]

L'unité coréenne (Photo 7) du complexe industriel de Daegu Dye traite les effluents d'une plateforme chimique d'une centaine d'entreprises (textiles, imprimeries...) qui rejettent 80 000 m³/j. Le faisceau d'électrons (1MeV, 400 kW, 1kGy) a été installé pour palier à la saturation des traitements chimiques et biologiques existants. Le procédé est placé en amont de la filière biologique et traite 10 000 m³/j. Il permettrait de réduire la DCO et la DBO₅ de 30-40% tout en réduisant la production de boues et le temps de séjour dans le réacteur biologique.

<figure><img src="image_61.png" /><figcaption>Photo 7. Installation industrielle de faisceaux d'électrons de l'unité de Daegu [209]</figcaption></figure>

En France, la société EVHéO (1 personne) a été créée en 2010 pour développer les applications des accélérateurs d'électrons dans le domaine de l'environnement. EVHéO fait partie du groupe Vivirad SA (Strasbourg) et propose une offre allant de l'expertise initiale jusqu'à la conception de l'unité de traitement. En collaboration avec l'institut IC2MP de Poitiers (UMR CNRS 7285), la société EVHéO propose la réalisation d'essais grâce à l'utilisation d'un pilote unique en Europe dédié aux tests de traitement de fluide ou de solide par faisceau d'électrons.

**10.5. <u>Données économiques</u>**

Les procédés par décharge plasma, rayonnement y et micro-ondes ne sont pas à ce jour appliqués industriellement pour le traitement de la DCO dure. Les coûts ne sont pas connus. En revanche, plusieurs applications existent au niveau des faisceaux d'électrons.

Les données économiques concernant le procédé par faisceaux d'électrons ont été publiées pour la référence coréenne (Tableau 24).
<table><caption>Tableau 24. Coûts de fonctionnement de l'unité de Daegu d'après [210]</caption><thead><tr><th>Poste</th><th>Coût k$/an</th><th>Commentaire</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Coûts fixes</strong></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Intérêts</td><td>240</td><td>6%</td></tr><tr><td>Amortissement</td><td>200</td><td>20 ans</td></tr><tr><td><strong>Coûts variables</strong></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Electricité (0,05 $/kWh)</td><td>320</td><td>800 kW</td></tr><tr><td>Personnel</td><td>100</td><td>3 rotations</td></tr><tr><td>Maintenance ...</td><td>60</td><td>1,5% investissement</td></tr><tr><td><strong>Coût global annuel</strong></td><td><strong>920</strong></td><td></td></tr><tr><td colspan="3">Coût unitaire (8000 h/an) : 0,3 $/m³</td></tr></tbody></table>

Construite en 2015, l'unité de 10 000 m³/j aurait coûté 4 000 k$ dont 50% pour l'accélérateur d'électron et 1 500 k$ pour les travaux de construction (bâtiment, réseaux, construction). Un coût de fonctionnement de 500 k$/an a été reporté ce qui correspond à 0,3 $/m³ traité en intégrant l'amortissement et les intérêts [208]. La consommation électrique s'élève à environ 1,7 kWh/m³.

## 10.6. Synthèse sur les procédés d'oxydation physique

<table><caption>Tableau 25. Synthèse sur les POAs physiques (Compilation RECORD 2020)</caption><thead><tr><th></th><th>Décharge plasma</th><th>Rayonnement gamma</th><th>Faisceaux d'électrons</th><th>Micro-ondes</th></tr></thead><tbody><tr><th>Maturité</th><td>Pilote Industriel</td><td>Pilote Industriel</td><td>Unité industrielle (peu de références)</td><td>R & D / Brevet</td></tr><tr><th>Performances</th><td>Elevées</td><td>Elevées</td><td>Elevées</td><td>Faibles</td></tr><tr><th>Prétraitement</th><td>Elimination DCO biodégradable</td><td>Elimination DCO biodégradable</td><td>Elimination DCO biodégradable</td><td>Elimination DCO biodégradable</td></tr><tr><th>Produits chimiques</th><td>Aucun</td><td>Aucun</td><td>Aucun</td><td>Aucun</td></tr><tr><th>Impact environnemental</th><td>Consommation énergétique</td><td>Consommation énergétique</td><td>Consommation énergétique</td><td>Consommation énergétique</td></tr><tr><th>Avantages</th><td>Dégradation rapide et efficace<br>Production in situ d'oxydants puissants (OH<sup>-</sup>)<br>Non-sélectifs<br>Regroupement de plusieurs procédés (ozonation, UV ozonation, H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>/UV etc.) en un seul Compact [183, 186, 187]</td><td>Performant<br>Bonne pénétration du rayonnement</td><td>Rendement de conversion de l'énergie élevé<br>Traitement de débit élevé<br>Possibilité de stopper instantanément l'irradiation<br>Non sélectif<br>Cinétiques de traitement élevées<br>Produit des radicaux oxydants et réducteurs<br>Non radioactif</td><td>Facile à mettre en œuvre</td></tr><tr><th>Inconvénients et facteurs limitants</th><td>Limité aux effluents faiblement concentrés<br>Risque de corrosion des électrodes [185]<br>Consommation énergétique<br>Absence de référence industrielle [183, 186, 187]<br>Refroidissement nécessaire</td><td>Non commercialisé<br>Ne permet pas de fonctionner en mode continu<br>Débits et doses absorbés moins élevés que les faisceaux d'électrons<br>Refroidissement nécessaire<br>Radioprotection importante nécessaire (radioactivité)</td><td>Investissement élevé<br>Faible pénétration des irradiations<br>Acceptabilité sociale<br>Radioprotection nécessaire<br>Nécessité de collecter et traiter (voire valoriser)<br>l'ozone généré<br>Peu de références industrielles<br>Refroidissement nécessaire</td><td>Non commercialisé<br>Peu efficace seul pour la dégradation de molécule organique<br>Refroidissement nécessaire</td></tr><tr><th>Fournisseurs</th><td>Non commercialisé</td><td>Non commercialisé</td><td>VIVIRAD S.A./EVHeO</td><td>Non commercialisé</td></tr></tbody></table>
# 11. Procédés de réduction avancée

Les Procédés de Réduction Avancée (PRAs) constituent une nouvelle classe de traitement pour la dégradation de polluants réfractaires aux procédés d'oxydation.

Ils sont étudiés pour dégrader des polluants oxydés à l'exemple des perchlorates, chlorates, chromates, nitrates, nitrites, arséniates, séléniate, bromates, un certain nombre de radionucléides et les composés organo halogénés [29, 143].

Les composés organiques chlorés et fluorés (perfluorés, polychlorure de vinyle, dichloroéthane...) sont généralement difficilement éliminés par les procédés d'oxydation en raison des fortes liaisons entre le carbone et les halogènes [211]. C'est en particulier le cas des composés perfluorés de type PFOA et PFOS pour lesquels de faibles cinétiques de réaction sont mesurées avec les radicaux OH· (< 10⁷ mol·¹·L·s⁻¹) [212]. Des sous-produits d'oxydation toxiques peuvent de plus être générés.

Les PRAs combinent un agent réducteur avec un procédé d'activation pour générer des radicaux réducteurs: SO₂•, SO₃•, HS•, e⁻aq et H• [29]. Les agents réducteurs sont généralement le sulfite (SO₃²⁻), dithionite (S₂O₄²⁻), sulfide (S²⁻), iodure de potassium (KI) ou l'ion ferreux (Fe²⁺). Les procédés d'activation sont les UV, les US, les micro-ondes et les faisceaux d'électrons.

L'électron aqueux (e⁻aq) présente un fort pouvoir réducteur avec un potentiel de -2,9 V. Il peut réagir rapidement avec de nombreuses espèces oxydées y compris celles comportant des liaisons carbone – halogène [211].

L'électron aqueux agit comme un nucléophile avec les molécules organiques et sa réactivité est grandement améliorée par la présence de substituants électrophiles adjacents à des doubles liaisons alcènes ou liés à des cycles aromatiques [37]. Une réactivité accrue est aussi rapportée lorsque les molécules organiques contiennent des atomes d'halogène substituants, auquel cas l'anion formé élimine rapidement l'ion halogène [37] :

$$e^{-}_{aq} + RX \rightarrow RX^{-} \rightarrow R\bullet + X^{-} \qquad \text{Équation 58}$$

L'atome hydrogène a un potentiel de réduction (-2,3 V) inférieur à l'électron aqueux et les mécanismes de réduction sont souvent différents [37]. Il réagit avec les composés organiques en extrayant un atome d'hydrogène de molécules saturées comme présenté ci-après [37] :

$$H\bullet + CH_{3}OH \rightarrow \bullet CH_{2}OH + H_{2} \qquad \text{Équation 59}$$

$$H\bullet + CH_{2}=CH_{2} \rightarrow \bullet CH_{2}CH_{3} \qquad \text{Équation 60}$$

Le couplage UV/sulfite est un des procédés de réduction les plus attractifs [211, 213]. Le pic d'absorption maximale des sulfites se situe à 276 nm [29].

Les espèces générées diffèrent selon le pH de mise en œuvre [211] :

$$SO_{3}^{2-} \xrightarrow{h\nu} SO_{3}^{\bullet-} + e^{-}_{aq} \qquad \text{pH} \ge 7,3 \qquad \text{Équation 61}$$

$$HSO_{3}^{-} \xrightarrow{h\nu} SO_{3}^{\bullet-} + H\bullet \qquad \text{pH} \le 7,3 \qquad \text{Équation 62}$$

L'anion radical sulfite pourrait agir comme oxydant ou réducteur car il peut accepter un électron pour former du sulfite ou donner un électron et réagir avec de l'eau pour former du sulfate [214].

Sheikhmohammadi, Yazdanbakhsh [215] ont étudié l'efficacité de ce couplage pour augmenter la biodégradabilité du 2,4,6-trichlorophénol (TCP) en amont d'un traitement biologique. Les taux de dégradation et de minéralisation étaient de 100 et 30% respectivement pour les conditions opératoires optimales (pH 7,0; [sulfite] / [TCP] = 3,1; Irradiation UV de 87 µW cm⁻²; 2 mg/L d'oxygène dissous et un temps de réaction de 80 min). La concentration initiale de TCP était de 250 mg/L correspondant à une DCO de 363 mg/L. Un post-traitement biologique a été utilisé pour dégrader la DCO résiduelle jusqu'à une valeur de 37 mg/L (12 h d'aération). Cette étude a montré que la présence d'oxygène dissous
impacte fortement les performances de la réaction de réduction [215]. Il inhibe l'action des électrons aqueux en réagissant selon l'équation suivante :

$$e^{-}_{aq} + O_{2} \rightarrow O_{2}^{\bullet-} \quad [216] \qquad \text{Équation 63}$$

D'autres composés ont été reconnus comme inhibiteurs pour ces procédés de réduction à l'exemple de l'azote oxydé (nitrite et nitrate) [216] et des acides humiques [213]. Au contraire les ions hydrogénocarbonates ($HCO_3^-$) à la concentration de 2-8 mmol/L n'ont pas impacté les performances de dégradation des bromates [213].

Le couplage KI/UV (254 nm) a été étudié pour la dégradation des composés perfluoroalkyliques. L'iodure en présence d'UV forme un complexe cage dans l'eau qui peut ensuite se dissocier en $e^{-}_{aq}$ et $I^{-}$ selon les équations suivantes [217] :

$$I^{-} + H_{2}O \xrightarrow{h\nu} I \cdot H_{2}O^{\bullet-} \qquad \text{Équation 64}$$

$$I \cdot H_{2}O^{\bullet-} \rightarrow (I^{-}, e_{aq}^{-}) + H_{2}O \qquad \text{Équation 65}$$

$$(I^{-}, e_{aq}^{-}) \rightarrow I^{-} + e_{aq}^{-} \qquad \text{Équation 66}$$

Les essais laboratoire réalisés à partir d'un effluent industriel ont montré que près de 96% du PFOA était éliminé après 12h d'irradiation en présence d'iodure de potassium (0,3 mM). Un pH de 9 était appliqué pour limiter la production de gaz à effet de serre (hydrocarbures iodés, $CHF_3$ et $C_3F_6$). Un inertage du réacteur à l'azote était nécessaire pour éviter la consommation des électrons aqueux par l'oxygène. Les rendements d'élimination des autres acides perfluorés ont été mesurés entre 38,3% et 62,0% [217].

La nature des sous-produits formés et la vérification via une méthode de marquage isotopique ont permis d'identifier deux principales voies de défluoration du PFOA : le clivage direct des liaisons C – F attaquées par des électrons aqueux en tant que nucléophile; et l'élimination progressive du $CF_2$ par irradiation UV et hydrolyse [217].

<figure><img src="image_62.png" /></figure>

## Cas particulier de l'électro-réduction

L'électrochimie peut être utilisée en tant que procédé réducteur. Ce procédé est basé sur l'hydrogénolyse électrocatalytique, dans laquelle des atomes d'hydrogène chimisorbés générés sur la cathode par électrolyse de l'eau provoquent la rupture des liaisons carbone-halogène des contaminants [218, 219]. La réduction des aldéhydes, des cétones et des composé organohalogénés conduit à la formation d'alcools et d'hydrocarbures moins toxiques [119].

Les mécanismes de réduction des composés organiques sont présentés ci-après [119, 220]:

$$R-X + H_2O + 2e^{-} \rightarrow RH + X^{-} + OH^{-} \qquad \text{avec } X = F, Cl, Br, I \qquad \text{Équation 67}$$

$$R-O + 4H^{+} + 4e^{-} \rightarrow RH_{2} + H_{2}O \qquad \text{Équation 68}$$

$$R + 2H^{+} + 2e^{-} \rightarrow RH_{2} \qquad \text{Équation 69}$$

La déchloration efficace du 2-chlorophénol a été réalisée par réduction électrochimique à l'échelle du laboratoire. Des rendements de déchloration de 100% avec production de phénol ont été obtenus avec des électrodes en Pd-Ni / Ti pour un potentiel de -0,40 V Ag/AgCl [219]. L'auteur prévoit de tester l'efficacité de ce procédé en couplage avec une dénitrification biologique pour finaliser la dégradation [219].

Les contaminants sans liaison C-H peuvent être dégradés par des réactions successives de déhalogénation [221]. L'hexachlorobenzène ($C_6Cl_6$) a été éliminé à 53% et 43% avec respectivement l'utilisation de cathodes en zinc et en acier inoxydable [222]. La réduction par perte successive d'atome de chlore a été identifiée comme la principale voie de dégradation [222] :
$$2\text{H}_2\text{O} + 2\text{e}^- + \text{M} \rightarrow 2(\text{H})_{\text{ads}}\text{M} + \text{OH}^- \qquad \text{Équation 70}$$

$$\text{R-X} + \text{M} \rightarrow (\text{R-X})_{\text{ads}}\text{M} \qquad \text{Équation 71}$$

$$(\text{R-X})_{\text{ads}}\text{M} + 2(\text{H})_{\text{ads}}\text{M} \rightarrow (\text{R-H})_{\text{ads}}\text{M} + \text{HX} \qquad \text{Équation 72}$$

$$(\text{R-H})_{\text{ads}}\text{M} \rightarrow \text{R-H} + \text{M} \qquad \text{Équation 73}$$

Avec « M » l'électrode

Les mécanismes de dégradation et par conséquent les intermédiaires de réaction générés dépendent des électrodes utilisées [222].

L'électro-réduction fait face à des contraintes réelles, la principale étant la compétition avec la réduction de l'eau en hydrogène et la réduction de l'oxygène qui limitent l'efficacité du courant et augmentent les coûts. Le développement de réacteurs permettant le passage de l'échelle laboratoire à l'échelle pilote puis industrielle reste encore à réaliser [220].

<figure><img src="image_63.png" /></figure>

## Synthèse sur les procédés de réduction avancés

Les procédés de réduction avancée doivent faire l'objet de recherches complémentaires pour envisager un futur développement. De nombreux domaines doivent encore être explorés pour mieux appréhender l'impact de l'oxygène, de la force ionique et de la matière organique naturelle sur les performances de dégradation [214]. Un inertage des réacteurs de traitement pourrait être nécessaire pour limiter les inhibitions liées à l'oxygène.

Les mécanismes de dégradation mis en jeu ne sont pas encore bien identifiés [214] et la connaissance des sous-produits de réduction est nécessaire. Les futures recherches devraient évaluer les possibilités de couplage des procédés de réduction avec d'autres procédés et en particulier les biotraitements pour l'élimination des sous-produits de dégradation [211].
# 12. Comparatif technico-économique et environnemental des procédés de traitement

## 12.1. Comparatif des procédés d'oxydation avancée

### 12.1.1. Conditions d'application des procédés d'oxydation avancée

Le Tableau 26 synthétise les données relatives aux conditions d'application des procédés d'oxydation avancée. Le niveau de développement technologique des procédés est estimé par l'indice TRL (ou Technology Readiness Level) dont l'échelle d'évaluation est présentée en Annexe 2. Les niveaux de maturité sont découpés comme suit :

- Echelle laboratoire : TRL 1 à 4

- Echelle pilote : TRL 5 à 7

- Echelle industrielle : TRL 8 et 9

Les données affichées dans la colonne « indicateur économique » sont présentées à titre d'exemple et peuvent varier fortement en fonction des matériels mis en œuvre, des débits appliqués et de la nature de l'effluent à traiter (organiques et inhibiteurs).
<table><caption>Tableau 26. Conditions d'application des procédés d'oxydation avancée (Compilation RECORD 2020)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Catégorie</th><th rowspan="2">Procédés</th><th rowspan="2">Maturité (TRL)</th><th colspan="4">Application</th><th rowspan="2">Facteurs favorables</th><th rowspan="2">Facteurs défavorables</th><th rowspan="2">Indicateur économique</th></tr><tr><th>Cible / polluants</th><th>Concentration DCO g/L</th><th>pH</th><th>Durée (min)</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">Chimique</td><td>O<sub>3</sub></td><td>TRL: 9</td><td>DCO</td><td>&lt; 5 g/L</td><td>pH basique si voie radicalaire</td><td>10</td><td>Effluent basique</td><td>Présence volatils (risque stripping)<br>Présence de bromures<br>Formation de sous-produits d'oxydation<br>Composés sans liaison CH</td><td>3,4 à 29,6 €/kg DCOe<br>[223]<sup>11</sup><br>56,5 €/kg DCOe<br>[224]<sup>12</sup></td></tr><tr><td>O<sub>3</sub>/H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> (perozone)</td><td>TRL: 9</td><td>Pesticides, composés organiques traces [28]</td><td>&lt; 5 g/L</td><td>pH neutre / basique</td><td>10 [28]</td><td>Effluent basique<br>Nécessité de désinfection</td><td>Présence volatils (risque stripping)<br>Composés sans liaison CH [28]</td><td>45,7 €/kg DCOe<br>[224]<sup>12</sup></td></tr><tr><td>H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>/Fe (II) (Fenton)</td><td>TRL: 9</td><td>Phénols, huiles, cyanures, DCO, couleur [28]</td><td>2 – 30 g/L</td><td>pH acide</td><td>30-60 [28]</td><td>Effluent acide DCO &gt; 0,8 g/L</td><td>Absence d'exutoire pour les boues<br>Composés sans liaison CH [28]</td><td>1,7 à 2,5 €/kg DCOe</td></tr><tr><td rowspan="4">Photochimique</td><td>O<sub>3</sub>/UV</td><td>TRL: 9</td><td>COV, DCO, complexes cyanurés, complexants [28]</td><td>&lt; 1 g/L</td><td>pH neutre</td><td>20-180 [28]</td><td>Nécessité de désinfection<br>Faible charge</td><td>Présence volatils (risque stripping)<br>Turbidité/couleur<br>Composés sans liaison CH [28]</td><td>22,1 €/kg DCOe<br>[223]<sup>11</sup></td></tr><tr><td>H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>/UV</td><td>TRL: 9</td><td>Pesticides, solvants, phénols, cyanures, COT [28]</td><td>&lt; 1 g/L</td><td>pH neutre</td><td>1-180 [28]</td><td>Nécessité de désinfection<br>Faible charge</td><td>Turbidité/couleur<br>Alcalinité [28]<br>Composés sans liaison CH [28]</td><td>6,5 à 79,9 €/kg DCOe<br>[223]<sup>11</sup><br>0,78 kWh/m<sup>3</sup> [114]</td></tr><tr><td>O<sub>3</sub>/H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>/UV</td><td>TRL: 8</td><td>Composés organiques chlorés volatils [28]</td><td>&lt; 1 g/L</td><td>pH neutre</td><td>40-120 [28]</td><td>Nécessité de désinfection<br>Faible charge</td><td>Coûts<br>Composés sans liaison CH [28]</td><td>7,6 à 27,0 €/kg DCOe [223]<sup>11</sup></td></tr><tr><td>H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>/Fe(II)/UV</td><td>TRL: 8</td><td>Solvants, hydrocarbures [28]</td><td>&lt; 1 g/L</td><td>pH acide</td><td>60-90 [28]</td><td>Effluent acide<br>Faible charge</td><td>Absence d'exutoire pour les boues<br>Coûts<br>Composés sans liaison CH [28]</td><td>4,3 à 17,3 €/kg DCOe [223]<sup>11</sup></td></tr></tbody></table>

<footnote n="11">¹¹ Les coûts affichés pour la référence (Pazdzior, 2018) sont issus de données extrapolées à partir de résultats laboratoires obtenus à partir d'effluents textiles. Ils intègrent les coûts des réactifs et la consommation énergétique.</footnote>

<footnote n="12">¹² Hors cout personnel</footnote>
<table><thead><tr><th rowspan="2">Catégorie</th><th rowspan="2">Procédés</th><th rowspan="2">Maturité (TRL)</th><th colspan="4">Application</th><th rowspan="2">Facteurs favorables</th><th rowspan="2">Facteurs défavorables</th><th rowspan="2">Indicateur économique</th></tr><tr><th>Cible / polluants</th><th>Concentration DCO g/L</th><th>pH</th><th>Durée (min)</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">Catalytique</td><td>Catalyseur/UV</td><td>TRL: 8</td><td>COT [28], COV [28], phytosanitaires</td><td>&lt; 0,05 g/L</td><td>pH acide à basique</td><td>25-140 [28]</td><td>DCO &lt; 50 mg/L</td><td>Turbidité/couleur Faibles cinétiques</td><td>Non connu</td></tr><tr><td>O<sub>3</sub>/Catalyseur</td><td>TRL: 8</td><td>Organiques chlorés, COT, pesticides, DCO [28]</td><td>&lt; 5 g/L</td><td>pH neutre</td><td>10-110 [28]</td><td>Présence d'inhibiteurs de radicaux</td><td>Peu de références</td><td>Non connu</td></tr><tr><td>O<sub>3</sub>/UV/Catalyseur</td><td>TRL: 8</td><td>Organiques chlorés, COT, pesticides, DCO</td><td>&lt; 1 g/L</td><td>pH neutre</td><td>10-110</td><td>Faible charge</td><td>Turbidité/couleur Peu de références</td><td>Non connu</td></tr><tr><td rowspan="3">Electrochimique</td><td>Electro-oxydation</td><td>TRL: 8</td><td>Composés aromatiques</td><td>&lt;100 g/L</td><td>pH acide à basique</td><td>20-180</td><td>Conductivité &gt; 2 mS/cm DCO élevée</td><td>Formation de sous-produits d'oxydation</td><td>7,2 à 14,0 €/kg DCOe 55 et 71 kWh/kg DCOe</td></tr><tr><td>Electro-fenton</td><td>TRL: 8 Fered fenton<br>TRL: 5</td><td>Composés aromatiques</td><td>&lt;100 g/L</td><td>pH acide</td><td>20-120</td><td>Conductivité &gt; 2 mS/cm DCO élevée</td><td>Le procédé conventionnel avec électro-génération de H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> n'est pas commercialisé</td><td>15-64 kWh/kg DCOe [223]<sup>11</sup></td></tr><tr><td>US</td><td>TRL: 3</td><td>Polluants volatils ou hydrophobes</td><td>NC</td><td>Dépendant cible</td><td>20-300</td><td>Polluants volatils ou hydrophobes</td><td>Non commercialisé</td><td>90,9 à 493,6 €/kg DCOe [223]<sup>11</sup></td></tr><tr><td rowspan="2">Sonochimique</td><td>Ultrasons en couplage</td><td>TRL: 3</td><td>Polluants volatils ou hydrophobes</td><td>NC</td><td>Dépendant cible</td><td>20-180</td><td>Polluants volatils ou hydrophobes</td><td>Non commercialisé</td><td>Non connu</td></tr><tr><td>Décharge plasma</td><td>TRL: 5</td><td>NC</td><td>NC</td><td>NC</td><td>&lt; 30 min</td><td></td><td>Non commercialisé</td><td>Non connu</td></tr><tr><td rowspan="2">Physique</td><td>Rayonnement γ</td><td>TRL: 5</td><td>NC</td><td>NC</td><td>NC</td><td>&lt; 30 min</td><td></td><td>Non commercialisé</td><td>Non connu</td></tr><tr><td>Faisceaux d'électrons</td><td>TRL: 8</td><td>pesticides, hydrocarbures, médicaments, hormones, organohalogénés, dioxine, PCB</td><td>&lt; 1 g/L</td><td>pH acide à basique</td><td>&lt; 10 s</td><td>Présence de polluants oxydés (réduction avancée)<br>Débit élevé et faible charge</td><td>Peu de retours d'expériences</td><td>2 kWh/m<sup>3</sup>, DCO éliminée non connue [210]</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th rowspan="2">Catégorie</th><th rowspan="2">Procédés</th><th rowspan="2">Maturité (TRL)</th><th colspan="4">Application</th><th rowspan="2">Facteurs favorables</th><th rowspan="2">Facteurs défavorables</th><th rowspan="2">Indicateur économique</th></tr><tr><th>Cible / polluants</th><th>Concentration DCO g/L</th><th>pH</th><th>Durée (min)</th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td>Micro-ondes</td><td>TRL: 3</td><td>NC</td><td>NC</td><td>NC</td><td>Non connu</td><td></td><td>Non commercialisé</td><td>Non connu</td></tr></tbody></table>

NC : Non connu
Les coûts d'investissements et de fonctionnement sont les premiers critères de décision quant aux domaines d'application d'un procédé. Un effluent concentré présentera préférentiellement un faible débit pour que le traitement soit économiquement viable. Considérant ce critère économique, la Figure 28 est proposée pour identifier les domaines d'application privilégiés des principaux POAs.

<figure><img src="image_64.png" /><figcaption>Figure 28. Domaines d'application des POAs en fonction du débit et la concentration en DCO [32, 225, 226] (Compilation RECORD 2020)</figcaption></figure>

Les POAs chimiques avec ozone ou UV seront généralement limités au traitement d'effluents peu chargés avec des concentrations en DCO inférieures à 5 voire 1 g/L. Il est toutefois possible de traiter des concentrations beaucoup plus élevées à l'exemple de la société Enviolet qui propose des solutions d'oxydation UV jusqu'à des concentrations de 100 g/L DCO.

Le procédé Fenton est généralement limité aux concentrations de 30 g/L de DCO tandis que l'électro-oxydation pourrait être appliquée jusqu'à des concentrations de 100 g/L pour les plus petits débits.

### 12.1.2. Critères d'évaluation des procédés d'oxydation avancés : exemple de cotation

Les procédés d'oxydation présentent des caractéristiques propres et leur comparaison n'est pas aisée du fait qu'ils ne sont pas pressentis pour les même applications (Tableau 26, Figure 28). Une approche multicritères est proposée pour évaluer et comparer les principaux POAs. L'approche développée a été adaptée de la publication de Fast, Gude [227] et se base sur l'évaluation des performances des procédés sur des critères techniques, environnementaux et économiques. Différents points clés ont été définis selon ces catégories de critères. Une base de cotation est aussi proposée pour faciliter la notation et permettre la reproductibilité de cette démarche. Les différents critères, points clés ainsi que la base de cotation sont listés dans le Tableau 27.
<table><caption>Tableau 27. Méthodologie appliquée pour la cotation des procédés (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th>Critères</th><th>Points clés évalués</th><th>Base de cotation</th></tr></thead><tbody><tr><td>Techniques</td><td>Niveau de développement<br>Fiabilité technique<br>Performances<br>Flexibilité/adaptabilité<br>Niveau de complexité pour l'opérabilité</td><td>Nombre d'unités industrielles<br>Fiabilité matériel<br>Efficacité élevée et constante dans le temps<br>Flexible en terme de variation de débit et de charge à traiter<br>Basée sur le nombre de procédés et leur aspect innovant</td></tr><tr><td>Environnementaux</td><td>Consommation énergétique<br>Toxicité<br>Déchets</td><td>Electricité<br>Génération de sous-produits d'oxydation ou rejets de produits chimiques<br>Production de boues</td></tr><tr><td>Economiques</td><td>Coûts de fonctionnement<br>Coûts d'investissement</td><td>Coûts<br>Coûts</td></tr></tbody></table>

La cotation est réalisée en appliquant une note allant de 1 à 5. Les notes les plus élevées correspondent aux meilleures performances.

Cette méthodologie est appliquée pour comparer les principaux procédés d'oxydation que sont les couplages H₂O₂/UV, O₃/UV, l'électro-oxydation, le procédé Fenton et l'ozonation. Le cas d'étude utilisé est un effluent (débit de 60 m³/h) contenant du phénol (235,3 mg/L) éliminé à 90% par le procédé évalué. Ces hypothèses ont été retenues pour permettre l'accès aux données de coûts relatives au traitement d'un même effluent. Ces données, accessibles dans la publication de Mahamuni and Adewuyi [178], sont reprises dans l'étude réalisée par Fast, Gude [227]. Elles ont été complétées des données de coûts collectées pendant l'étude pour les procédés d'électro-oxydation et Fenton. L'ensemble des coûts ainsi que la méthodologie de calcul utilisée sont détaillés en annexe 3. La cotation des critères économiques s'appuie sur ces résultats.

Le coût global de traitement, calculé pour chacun des procédés étudiés, est présenté en Figure 29.

<figure><img src="image_65.png" /><figcaption>Figure 29. Coût de traitement du phénol (90% d'élimination) au débit de 60 m³/h en considérant les coûts de fonctionnement et d'investissement (amortissement de 7% sur 30 ans).</figcaption></figure>

Les résultats de cette évaluation réalisée pour la dégradation du phénol montrent que le procédé H₂O₂/UV présente le coût le plus élevé. Ceci est essentiellement lié à la consommation de produits chimiques (H₂O₂). A l'inverse, l'ozonation présente le coût le plus faible.
La cotation des critères techniques et environnementaux est réalisée en s'appuyant sur les données inventoriées dans le Tableau 26 et la cotation des POAs réalisée par [227]. Les points clés utilisés pour la cotation sont développés ci-après :

- Niveau de développement

L'ozonation est le procédé le plus répandu, il obtient la note de 5. Le procédé d'électro-oxydation qui a été développé récemment et connaît encore peu de références industrielles obtient la note la plus faible.

- Fiabilité technique

Les procédés utilisant l'irradiation UV nécessitent d'entretenir et de remplacer périodiquement les lampes. La fiabilité du process est, de plus, dépendante de l'encrassement des tubes et de la puissance délivrée par la lampe qui diminue avec le nombre d'heures de fonctionnement. Les procédés O₃ et H₂O₂ fonctionnant avec UV obtiennent une note plus faible que ceux fonctionnant sans UV. Le procédé Fenton obtient une note de 3 en raison des opérations de maintenance nécessaire pour la régulation du pH, l'agitation, l'injection de produits chimiques, la séparation et le conditionnement des boues. L'électro-oxydation obtient une de 2 pour prendre en compte les opérations de maintenance des électrodes et les potentiels problèmes qui pourraient être rencontrées (moussage par exemple) sur un procédé qui compte aujourd'hui un nombre limité de références industrielles.

- Performances

L'ozone obtient une note de 3. Ses performances sont en-deçà des procédés en couplages en raison de sa sélectivité. Seul le couplage H₂O₂/O₃ obtient une note de 5. Les performances de traitement et les cinétiques de traitement sont augmentées par rapport à l'ozone seul. Les procédés fonctionnant avec UV obtiennent une note de 4 en raison des limitations liées à la coloration et à la turbidité des effluents à traiter qui limitent la transmittance des UV. Le procédé Fenton obtient une note de 3. Les performances du Fenton nécessitent de réguler précisément les doses de produits chimiques et le pH de la réaction. Une mauvaise séparation des boues peut de plus pénaliser la qualité de l'eau traitée. Pour l'EO, une note de 2 a été retenue du fait que peu de retours d'expériences permettent aujourd'hui de connaître l'efficacité du procédé en conditions réelles et sa fiabilité dans le temps.

- Flexibilité/adaptabilité

Les procédés fonctionnant avec UV obtiennent la note la plus faible (3) en raison des limitations liées à la transmittance des UV. Les autres procédés obtiennent la note de 3,5. L'EO fonctionne exclusivement à l'électricité ce qui permet d'augmenter la densité de courant ou la durée du traitement pour s'adapter aux charges ou débit à traiter. De même, des adaptations des doses de produits chimiques (H₂O₂ et/ou Fer) ou des quantités d'ozone appliquées peuvent être réalisées pour les procédés O₃, H₂O₂/O₃ et fenton.

- Niveau de complexité pour l'opérabilité

Le procédé Fenton obtient la note de 3 en raison du nombre d'opérations nécessaire au process et en particulier le dosage de produits chimiques et la séparation des boues.

- Consommation énergétique

La cotation est réalisée à partir des consommations énergétiques des procédés détaillés en annexe 3. Le procédé Fenton obtient la note la plus élevée, les consommations énergétiques étant seulement liées au fonctionnement des pompes, agitateurs et à la déshydratation des boues.

- Toxicité

La cotation utilisée est tirée de la publication de Fast, Gude [227]. Cette toxicité est liée à la production de sous-produits d'oxydation et au potentiel rejet de fer pour le procédé Fenton.

- Déchets

Le procédé Fenton obtient la note la plus faible en raison des boues produites par le procédé.

- Coûts de fonctionnement et d'investissement : La cotation est réalisée à partir des coûts calculés et détaillés en annexe 3.
Les résultats de la cotation sont présentés dans le Tableau 28.

<table><caption>Tableau 28. Résultats de l'évaluation technico-économique des procédés d'oxydation avancée. Evaluation adaptée de [227]</caption><thead><tr><th></th><th>O3</th><th>H2O2/O3</th><th>O3/UV</th><th>H2O2/UV</th><th>Fenton</th><th>EO</th></tr></thead><tbody><tr><td>Critères techniques</td><td>3,9</td><td>4,1</td><td>3,4</td><td>3,6</td><td>3,3</td><td>3,1</td></tr><tr><td>Niveau de développement</td><td>5,0</td><td>4,0</td><td>3,0</td><td>4,0</td><td>4,0</td><td>2,0</td></tr><tr><td>Fiabilité technique</td><td>4,0</td><td>4,0</td><td>3,0</td><td>3,0</td><td>3,0</td><td>2,0</td></tr><tr><td>Performances</td><td>3,0</td><td>5,0</td><td>4,0</td><td>4,0</td><td>3,0</td><td>4,0</td></tr><tr><td>Flexibilité/adaptabilité</td><td>3,5</td><td>3,5</td><td>3,0</td><td>3,0</td><td>3,5</td><td>3,5</td></tr><tr><td>Niveau de complexité pour l'opérabilité</td><td>4,0</td><td>4,0</td><td>4,0</td><td>4,0</td><td>3,0</td><td>4,0</td></tr><tr><td>Critères environnementaux</td><td>3,7</td><td>3,7</td><td>3,0</td><td>3,3</td><td>2,7</td><td>3,3</td></tr><tr><td>Consommation énergétique</td><td>4,0</td><td>3,0</td><td>2,0</td><td>2,0</td><td>5,0</td><td>3,0</td></tr><tr><td>Toxicité</td><td>2,0</td><td>3,0</td><td>2,0</td><td>3,0</td><td>2,0</td><td>2,0</td></tr><tr><td>Déchets</td><td>5,0</td><td>5,0</td><td>5,0</td><td>5,0</td><td>1,0</td><td>5,0</td></tr><tr><td>Critères économiques</td><td>5,0</td><td>4,0</td><td>3,5</td><td>1,5</td><td>4,5</td><td>4,0</td></tr><tr><td>Coûts de fonctionnement</td><td>5,0</td><td>4,0</td><td>3,0</td><td>1,0</td><td>4,0</td><td>5,0</td></tr><tr><td>Coût d'investissement</td><td>5,0</td><td>4,0</td><td>4,0</td><td>2,0</td><td>5,0</td><td>3,0</td></tr><tr><td>Moyenne Score</td><td>4,2</td><td>3,9</td><td>3,3</td><td>2,8</td><td>3,5</td><td>3,5</td></tr></tbody></table>

Le procédé O₃ obtient les meilleurs résultats avec une moyenne de 4,2 suivi du couplage H₂O₂/O₃ qui obtient la note de 3,9. Les autres procédés ont des notes proches comprises entre 2,8 et 3,5.

L'ozonation apparaît comme la meilleure solution de traitement pour cette simulation réalisée à partir d'un effluent phénolé. Cette conclusion ne sera pas valable pour tout type d'effluent et en particulier en présence de molécules réfractaires à l'ozone. Les couplages de procédés générant des radicaux hydroxyles permettent d'élargir le spectre des molécules oxydables mais aussi d'augmenter les cinétiques de traitement.

Cette cotation a pour objectif d'apporter des éléments de comparaison des procédés pouvant aider à la décision. Le choix du procédé se fera en fonction de l'effluent à traiter (débit, charge, nature des polluants) et du contexte local. L'absence d'exutoire pour les déchets pénalisera par exemple le procédé Fenton, alors qu'au contraire un coût d'énergie élevé le favorisera.

Il faut toutefois préciser les limites de cet exercice et des résultats obtenus qui peuvent être discutables sur certains points :

- Les coûts considérés sont liés au traitement d'un effluent en particulier (nature, débit) et sont pour partie liés à des performances et consommations (ozone, H₂O₂, UV) obtenues en laboratoire [178]. Ces coûts seraient abaissés à l'échelle industrielle notamment au niveau des consommations électriques liées aux lampes UV. Les conclusions peuvent de plus être différentes selon la charge à traiter. Barndok, Hermosilla [87] ont par exemple calculé que lorsque la charge en DCO est faible, le procédé photo-fenton peut concurrencer l'ozonation mais présente ensuite des coûts plus élevés en raison d'une consommation énergétique excessive.

- Les critères techniques, environnementaux et économiques étudiés ont un même poids dans la note globale. Aucune pondération n'a été réalisée. Ce choix peut être discuté.

La méthodologie proposée permet toutefois de définir des critères techniques, environnementaux et économiques pouvant être retenus dans une démarche de choix.
## 12.2. Ozonation/POAs vs traitements conventionnels : adsorption sur charbon actif et procédés membranaires

### 12.2.1. Présentation des procédés étudiés

SUEZ [15] a inventorié les technologies adaptées au traitement tertiaire de la DCO dure, il s'agit de l'oxydation, du couplage oxydation/traitement biologique, de l'adsorption et de la filtration membranaire (nanofiltration et osmose inverse) [15].

L'évapo-concentration peut être citée pour compléter la liste des technologies applicables au traitement de la DCO dure. Cette technologie n'est, toutefois, généralement pas appliquée en traitement tertiaire mais plutôt réservée au traitement de faibles débits concentrés en DCO [8].

Ce volet de l'étude vise à présenter ces technologies, les comparer et définir leur domaine d'applicabilité. Il s'agit en particulier d'orienter le choix du traitement en fonction de l'effluent à traiter et d'évaluer les complémentarités de ces procédés.

<figure><img src="image_66.png" /></figure>

#### POA et ozonation

Les procédés d'oxydation avancés et l'ozonation sont présentés dans les § 4. à 10.

<figure><img src="image_67.png" /></figure>

#### L'adsorption

L'adsorption consiste à fixer de manière plus ou moins réversible des ions ou molécules à la surface d'un solide poreux. Les phénomènes d'adsorption mis en jeu dépendent de la nature des interactions entre l'adsorbant et l'adsorbat. Celles-ci peuvent être physiques (physisorption) par l'intermédiaire de forces d'attraction de Van Der Waals et les forces dues aux interactions électrostatiques de polarisation [228] ou chimiques (chimisorption) lorsqu'un transfert d'électrons intervient créant des interactions fortes comme des liaisons covalentes.

Le processus d'adsorption peut être décomposé en quatre étapes [229] (Figure 30) :

- (1) Transfert de matière externe,

- (2) Diffusion de l'adsorbat dans les macropores et mésopores du grain d'adsorbant, généralement de la surface jusqu'à l'entrée des micropores,

- (3) Transfert de matière interne microporeux,

- (4) Adsorption de l'adsorbat : physisorption ou chimisorption.

<figure><img src="image_68.png" /><figcaption>Figure 30. Représentation schématique du phénomène d'adsorption à l'intérieur d'un grain d'adsorbant [229]</figcaption></figure>

Le charbon actif est reconnu comme l'adsorbant le plus efficace en raison de son importante surface spécifique (400 à 2 000 m²/g [228]). Il est obtenu par carbonisation de matières végétales (bois, tourbe, noix de coco...).
En traitement d'eau, le charbon actif est utilisé pour éliminer les goûts, odeurs, les matières organiques solubles et les micropolluants (phénols, métaux lourds, hydrocarbures, détergents, pesticides...). La performance de fixation des polluants est dépendante de la nature des polluants à éliminer (polarité, poids moléculaire, solubilité, concentration), du matériau adsorbant et des conditions de mises en œuvre (temps de contact, fréquence de réactivation, température, pH...).

Ce procédé n'est pas destructif puisqu'après saturation des sites actifs, le charbon doit être réactivé ou éliminé.

Le charbon actif est utilisé soit :

- Sous forme de grains dans un lit filtrant (CAG : Charbon Actif en Grains). Les unités fonctionnant en continu seront généralement équipées de plusieurs filtres pour permettre la continuité du traitement lors des interventions sur un filtre (phase de détassage/lavage pour le décolmatage du filtre, changement du charbon actif...).

- Sous forme de poudre par addition dans la filière de traitement de l'eau (CAP : Charbon Actif en Poudre). Une étape de séparation est alors nécessaire pour recirculer ou éliminer le CAP de la filière eau. Différents procédés permettent de réaliser cette séparation à l'exemple de la filtration sur sable et de l'ultrafiltration. Le CAP présente un coût 2 à 3 fois plus faible que le CAG [230]. Il ne peut en revanche pas être réactivé et est généralement éliminé par incinération. Le CAP est par conséquent utilisé principalement à faible dosage ou pour des usages ponctuels (écrêtage de pollution).

<figure><img src="image_69.png" /></figure>

## La filtration membranaire

La filtration membranaire est aussi un procédé non destructif qui permet de séparer, à travers une membrane, un effluent en deux flux, l'un épuré (perméat) et l'autre concentré (rétentat). Différentes technologies membranaires peuvent être appliquées selon la taille des espèces à éliminer (Figure 31).

<figure><img src="image_70.png" /><figcaption>Figure 31. Rétention des micropolluants par filtration membranaire. Schéma tiré de [231]</figcaption></figure>

Les procédés membranaires les plus adaptés à la séparation de la DCO dure sont la nanofiltration (NF) et l'osmose inverse (OI) [8]. Des prétraitements poussés sont nécessaires en amont pour éviter le colmatage des membranes. L'ultrafiltration est généralement appliquée. La mise en œuvre d'une filtration membranaire se justifie lorsqu'un recyclage ou une réutilisation de l'eau traitée est nécessaire [8].
### 12.2.2. Performances

<figure><img src="image_71.png" /></figure>

#### AOP et ozonation

Des expérimentations ont été menées dans la cadre du projet Micropolis pour évaluer l'aptitude de 42 micropolluants à être dégradés par l'ozone [232]. Les résultats obtenus ont permis de classer les polluants selon leur réactivité avec l'ozone moléculaire (Tableau 29).

<table><caption>Tableau 29. Classement de micropolluants selon leur réactivité avec l'ozone moléculaire [232].</caption><thead><tr><th>Action – Rapide<br>kO<sub>3</sub> > 10<sup>5</sup> L.mol<sup>-1</sup>.s<sup>-1</sup></th><th>Action – intermédiaire<br>10<sup>3</sup> < kO<sub>3</sub> < 10<sup>5</sup> L.mol<sup>-1</sup>.s<sup>-1</sup></th><th>Action – lente<br>kO<sub>3</sub> < 10<sup>3</sup> L.mol<sup>-1</sup>.s<sup>-1</sup></th></tr></thead><tbody><tr><td>Sulfaméthoxazole</td><td>Progestérone</td><td>Kétoprofène</td></tr><tr><td>Propranolol</td><td>Erythromycine</td><td>Diazépam</td></tr><tr><td>Salbutamo</td><td>Cortisol</td><td>Acide fénofibrique</td></tr><tr><td>Sotalol</td><td>Clarithromycine</td><td>Cyclophosphamide</td></tr><tr><td>Triméthoprime</td><td>Isoproturon</td><td>Atrazine</td></tr><tr><td>Carbamazépine</td><td>Androsténédione</td><td>Simazine</td></tr><tr><td>Clindamycine</td><td>Cortisone</td><td>Imidaclopride</td></tr><tr><td>Diclofénac</td><td>Epitestostérone</td><td>Diuron</td></tr><tr><td>17 β Estradiol</td><td>Testostérone</td><td>Androstérone</td></tr><tr><td>Estrone</td><td>Acébutolol</td><td>Diméthoate</td></tr><tr><td>17 α Ethinyl Estradio</td><td>Métoprolol</td><td>Déxaméthasone</td></tr><tr><td>17 α Estradiol</td><td>Lévonorgestrel</td><td>Métronidazole</td></tr><tr><td></td><td>Estriol</td><td></td></tr><tr><td></td><td>Théophylline</td><td></td></tr><tr><td></td><td>Noréthisterone</td><td></td></tr><tr><td></td><td>Pirimicarb</td><td></td></tr><tr><td></td><td>Ofloxacin</td><td></td></tr><tr><td></td><td>Aténolol</td><td></td></tr></tbody></table>

Ces résultats ont permis de classer les polluants selon la voie d'oxydation la plus adaptée [232] :

- oxydation directe de l'ozone (groupe action rapide),

- oxydation directe par l'ozone avec des doses d'ozone assez fortes (groupe action intermédiaire),

- oxydation indirecte par des procédés d'oxydation avancée pour les polluants du 3ème groupe qui réagissent lentement avec l'ozone.

Les POAs présentent des performances de traitement supérieures à celles de l'ozone pour certains polluants organiques (BTEX, AOX...), polluants émergents et pathogènes comme cela est représenté schématiquement sur la Figure 32 [92].

<figure><img src="image_72.png" /><figcaption>Figure 32. Comparaison des performances de traitement de l'ozone et des procédés d'oxydation avancés. Schémas tirés de [92]</figcaption></figure>

Les POAs seront étudiés préférentiellement pour le traitement des polluants du 3ème groupe. D'autres polluants cibles ont été identifiés par SUEZ : 1,4 dioxane, MTBE, N nitrosodiméthylamine, hormones, atrazine, geosmin et 2 Methylisoborneol [92]
L'intérêt des POAs en sortie de station d'épuration urbaine a été évalué au cours du projet Armistiq [72, 233]. L'ozone seul a permis d'éliminer 2/3 des micropolluants avec des rendements de plus de 70%. Le couplage O₃/H₂O₂ a permis d'augmenter de 20% le nombre de substances organiques bien éliminées (R>70%) par rapport à l'ozone seul sans toutefois augmenter le nombre de substances très bien éliminées (R>90%) [72]. Les POAs n'auraient par conséquent que peu d'intérêt pour les eaux usées urbaines comparativement à une simple ozonation [234]. Ils sont en revanche pertinents en présence de molécules réfractaires à l'ozone.

Certaines molécules restent toutefois problématiques à l'exemple des composés organiques chlorés et fluorés qui sont difficilement éliminés par oxydation. C'est le cas des composés fluorés de type PFOA et PFOS qui sont éliminés avec des rendements inférieurs à 10% pour le PFOA et 10-50% pour le PFOS [235]. Peu de différences de performances sont observées selon les POAs sur ce type de composés [235].

Hormis les performances de dégradation, la principale limite liée aux procédés d'oxydation concerne la formation de sous-produits d'oxydation potentiellement plus toxiques que les molécules initiales à l'exemple du bromate, chlorate et des produits organochlorés. Il est généralement possible d'éliminer ces sous-produits par la mise en place d'un traitement biologique en aval de l'étape d'oxydation [236].

<figure><img src="image_73.png" /></figure>

## Charbon actif

Les performances d'adsorption dépendent de la nature des molécules à fixer : structure chimique, poids moléculaire, taille, solubilité, hydrophobicité (log Kow), polarité, coefficient de partage (KD), tension de vapeur et concentration [237].

Les charbons actifs présentent une surface essentiellement non polaire hormis une légère polarité qui peut se produire par une oxydation de surface [228]. En conséquence, Ils adsorbent préférentiellement les composés organiques non polaires ou faiblement polaires [228]. L'adsorption est ainsi plus efficace sur les composés non polaires faiblement solubles dans l'eau (non hydrophile) que sur les composés polaires [238]. Le poids moléculaire est aussi un paramètre influent puisque le charbon actif a une faible affinité d'adsorption pour les composés organiques de faible poids moléculaire et de très hauts poids moléculaire [239].

Parmi les substances réfractaires au traitement biologiques (liste présentée au § 3.2.2.) certaines substances sont peu ou pas adsorbables à l'exemple du glyphosate, chlorure de vinyle, trichloroéthane-1,1,2, diméthoate et du 1,2-dichloroéthane [238].

Au contraire, certains composés sont très bien éliminés par adsorption sur charbon actif [238, 239]:

- pesticides et herbicides (Metazachlore, Carbofuran, 2,4-D, Alachlore, Atrazine, Aldrine, Dieldrin, endrine, diuron, isoproturon, pentachlorophénol et Simazine),

- solvants aromatiques (Benzène, toluène, Nitrobenzènes, xylènes),

- aromatiques chlorés (PCBs, Chlorophénols),

- HAP (Acenaphthène, Benzopyrènes, anthracène, chrysène, naphtalène),

- chlorés non aromatiques (tétrachlorure de carbone, Trichloroéthylène)

Les performances d'élimination des composés fluorés sont moyenne à élevées avec des rendements de 64 ± 11% pour le PFOS et 45 ± 19% pour le PFOA [240]. Des rendements supérieurs (> 90%) ont été reportés par l'association américaine des travaux sur l'eau [235]. Le PFOS est mieux adsorbé que le PFOA du fait qu'il présente un nombre supérieur de liaisons C – F [143].

Des essais en laboratoire sont nécessaires pour définir la qualité du charbon la plus adaptée en fonction de l'effluent traité. Les performances de traitement seront évaluées de même que la dose de charbon la plus adaptée et le temps de contact optimum. Ces données permettront d'évaluer les coûts de fonctionnement et d'investissement.

En règle générale, ce procédé ne pourra pas être adapté aux effluents présentant une concentration en DCO supérieure à 500 – 1000 mg/L. Un prétraitement est nécessaire pour éliminer la matière organique non dissoute afin de protéger le lit contre les risques de colmatage et le blocage des pores par la matière organique. La DCO biodégradable sera éliminée préalablement à l'adsorption pour limiter la consommation de charbon. Des phénomènes de compétitions interviennent entre polluants au niveau
des sites d'adsorption. L'élimination de substances spécifiques (micropolluants) nécessite que la charge organique de l'effluent soit faible (COD ≤ 5-10 mg/L) pour éviter cette adsorption compétitive [84].

Les performances de traitement sont dépendantes de la nature de l'effluent mais aussi de paramètres de dimensionnement et des conditionnements d'exploitation. La vitesse de passage sur le filtre, sa hauteur et la fréquence de renouvellement du charbon sont des paramètres clés pour un procédé d'adsorption. Des analyses amont/aval doivent être réalisées pour s'assurer du maintien des performances de traitement. Celles-ci diminuent avec la saturation du lit qui nécessite de renouveler le charbon actif avant que les performances de traitement se dégradent.

## Procédés membranaires

Le projet Ampère a montré que l'osmose inverse a des performances d'abattement des micropolluants très élevées. Des molécules difficilement éliminées par le charbon actif et l'ozonation peuvent ainsi être retenues [241].

Tout contaminant ayant un poids moléculaire supérieur à 180 Da sera retenu par une membrane d'osmose inverse [242]. Les composés chargés négativement seront mieux retenus que les composés neutres [84].

Les composés fluorés de type PFOA et PFOS, problématique pour l'oxydation et l'adsorption, sont très bien éliminés par osmose inverse avec des rendements supérieurs à 90% [235].

Les principales limites de la filtration membranaire sont liées aux coûts de mise en œuvre et à la gestion du rétentat. L'élimination de ce déchet qui peut représenter 20 à 30% du flux traité reste problématique.

## Comparatif des performances

La comparaison des performances des procédés étudiés est complexe du fait que les mécanismes d'élimination des polluants sont très différents. La filtration membranaire et l'adsorption sont des procédés séparatifs alors que les procédés d'oxydation sont des procédés destructifs. De plus, les polluants retenus par OI ou CAG sont effectivement éliminés de l'eau traitée alors que les procédés d'oxydation génèrent généralement des sous-produits d'oxydation. La minéralisation incomplète des polluants fait qu'une partie des polluants partiellement dégradés sont présents au niveau de l'effluent traité.

Les performances sont de plus très dépendantes de la matrice (salinité, type et concentrations des polluants), de la technologie et de sa mise en œuvre (type de membrane, pression appliquée, nature du charbon, cinétiques...).

Malgré ces points de vigilance, une synthèse des performances des procédés est proposée par catégorie de polluants dans le Tableau 30.
<table><caption>Tableau 30. Rendements d'élimination de polluants émergents et prioritaires par des procédés d'oxydation, d'adsorption et de filtration membranaire (Compilation RECORD 2020) adaptée de [241] [72]</caption><thead><tr><th></th><th>Filtration<br>membranaire (OI)</th><th>Charbon actif en grains</th><th>Ozone</th><th>POA<br>(Ozone + H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Organométalliques<br>[243, 244]</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Médicaments<br>bétabloquants</td><td>&gt;70% hors<br>oxyprenolol (30-70%)<br>[241]</td><td>Très bien éliminés<br>pendant toute la durée<br>des essais (&gt;99% mois<br>6) [72]<br>Hors timolol et nadolol<br>(30-70%) [241]</td><td>Très bien éliminés<br>(&gt;98%) [72]</td><td>Diminution du rendement<br>avec ajout de H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> par<br>rapport à O<sub>3</sub> seul [72]</td></tr><tr><td>Médicaments<br>antibiotiques</td><td>&gt;70% [241]</td><td>Bien éliminés pendant<br>toute la durée des essais<br>(&gt;73%) [72]</td><td>Bien éliminés (&gt;72%)<br>[72]</td><td>Très bien éliminés<br>O<sub>3</sub>/H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> (&gt;93%). Pas<br>d'amélioration avec<br>excès de H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>. [72]</td></tr><tr><td>Autres<br>médicaments<br>(carbamazépine,<br>diazépam,<br>diclofénac et<br>érythromycine)</td><td>&gt;70% (érythromycine<br>non mesuré) [241]</td><td>Bien éliminés pendant<br>toute la durée des essais<br>(&gt;85% mois 6) [72]</td><td>Très bien éliminés<br>(&gt;99%) sauf diazépam<br>(75%) [72]</td><td>O<sub>3</sub>/H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> : Pas<br>d'amélioration / O<sub>3</sub> sauf<br>pour le diazépam (+22%)<br>[72]</td></tr><tr><td>Surfactants /<br>détergents</td><td>[243, 244]</td><td>[243, 244]</td><td>[243, 244]</td><td>[243, 244]</td></tr><tr><td>HAP</td><td>59-72% [245]<br>50-91% [246]<br>80% Naphtalène [247]<br>&gt; 90% Acénaphthylène,<br>Phénanthrène, Pyrène<br>[248]<br>&gt; 90%<br>Benzo(a)pyrène [249]</td><td>Partiellement adsorbés<br>(faibles concentrations)<br>Rendement diminue au<br>cours du temps [72]<br>72% Benzo(a)pyrene,<br>94% fluorène [249]<br>Bien adsorbés [238, 239]</td><td>Très bien éliminés<br>(acénaphthylène,<br>acénaphthène et pyrène<br>&gt;90%) ou partiellement<br>éliminés [72]</td><td>Amélioration du<br>rendement / O<sub>3</sub> avec<br>ajout de H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> (+15 à<br>50%) sauf pour les HAP<br>très bien éliminés par O<sub>3</sub><br>seul [72]</td></tr><tr><td>Composés fluorés<br>(PFOA et PFOS)</td><td>&gt;90% [235] à 99%<br>[240]</td><td>64 ± 11% PFOS et 45 ±<br>19% PFOA [240] jusqu'à<br>&gt;90% [235]<br>&gt; 90% PFOA et PFOS<br>[250]</td><td>&lt;10% pour le PFOA<br>10-50% pour le PFOS<br>[235]</td><td>&lt;10% pour le PFOA<br>10-50% pour le PFOS<br>[235]<br>Possible par EO (peu de<br>données disponibles)</td></tr><tr><td>Pesticides urées et<br>triazine<br>(Atrazine, diuron,<br>simazine,<br>isoproturon)</td><td>&gt;70% Simazine et<br>Diuron [241]<br>84-97 Atrazine [4]</td><td>Bien éliminés pendant<br>toute la durée des essais<br>(&gt;85%) [72]</td><td>Partiellement éliminés<br>(&gt;55%) sauf diuron, très<br>bien éliminé (91%) [72]</td><td>Amélioration du<br>rendement (+5 à 50%).<br>Meilleur rendement avec<br>excès de H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> [72]</td></tr><tr><td>Pesticides<br>(glyphosate,<br>AMPA)</td><td>&lt;30% AMPA [241]<br>&gt;70% glyphosate<br>[241]<br>&gt; 90% glyphosate et &gt;<br>95% AMPA [251]</td><td>Eliminés au début des<br>essais. Plus du tout<br>éliminés au mois 3 pour<br>l'AMPA et au mois 6 pour<br>le glyphosate [72]<br>Non fiable, rendements<br>élevés sur charbon neuf<br>[251]<br>Faibles performances<br>[238]</td><td>&gt;70% glyphosate [241]<br>AMPA 63% [241]<br>60-99% glyphosate et<br>25-95% AMPA [251]</td><td>Amélioration de<br>l'élimination AMPA/O<sub>3</sub><br>avec O<sub>3</sub>/H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> (+27%)<br>pour AMPA avec [72]<br>&gt;90% UV/H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> et<br>O<sub>3</sub>/H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> pour glyphosate<br>&lt;50% pour AMPA<br>(UV/H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>) [251]</td></tr><tr><td>Rendements d'élimination</td><td>&lt;30%</td><td>30 - 70%</td><td>&gt;70%</td><td></td></tr></tbody></table>

Un comparatif des performances de l'ozone et du charbon actif a été réalisé dans le cadre du projet MicroPoll. Il ressort de cette étude que l'ozonation suivie d'un filtre à sable et le charbon actif (en poudre) sont efficaces pour éliminer la majorité des micropolluants avec des taux d'élimination moyens similaires. L'ozone est très efficace pour certains types de polluants tandis que le CAP a une action sur une gamme plus large de substances (mais avec des rendements plus faibles) [236]. L'ozone et le CAP permettent de réduire significativement la toxicité des effluents et présentent des coûts comparables lorsque le CAP est séparé par filtre à sable [236]. Les coûts sont plus élevés lorsque l'ultrafiltration est utilisée pour la récupération de CAP.
La combinaison du traitement O₃/charbon actif est une option pour s'affranchir du risque de rejet de sous-produits d'oxydation toxiques qui sont adsorbés par le charbon actif. Ce couplage est mis en œuvre sur des stations d'épuration urbaines en suisse [252].

### 12.2.3. <u>Coûts</u>

<figure><img src="image_74.png" /></figure>

#### Ozonation et AOPs

Les ozoneurs sont alimentés par de l'air pour les faibles capacités (maximum de 75 kgO₃/h par ozoneur) et par de l'oxygène pour les besoins plus importants (200 kg O₃/h maximum par ozoneur) [28]. Les ozoneurs fonctionnant à l'air ont des consommations d'énergie plus élevées que ceux fonctionnant à l'oxygène : 13 à 20 kWh/kg O₃ contre 7 à 13 kWh/kg O₃ [28]. Il faut en revanche considérer en sus les consommations d'oxygène qui sont de l'ordre de 8,3 kg O₂/kg O₃ [253] avec un coût de l'oxygène d'environ 0,1 €/kg [254].

Le coût d'investissement dans les générateurs d'ozone est le premier poste de dépense. RECORD [50] établit ce coût entre 30 €/(gO₃/h) (pour des capacités supérieures à 10 kg/h) et 150 €/(gO₃/h) (hors ingénierie) [50]. Cette fourchette est cohérente par rapport aux données affichées dans d'autres publications. Mendret, Azais [255] considère un ratio, établi d'après des retours de fournisseurs et fabricants d'ozoneurs, de 100 $/(gO₃/h) pour une capacité de 1,15 kgO₃/h. Landry Carter [256] a considéré un ratio de 54 $/(gO₃/h) correspondant à un coût d'investissement de 2 500 000 $ pour un générateur d'ozone de 46 kgO₃/h. Ce coût qui intègre le système d'injection, d'agitation et le destructeur d'ozone résiduel a été communiqué par la société Primozone.

<figure><img src="image_75.png" /></figure>

#### Charbon actif (CA)

La consommation d'énergie liée au procédé d'adsorption est faible et imputable à celle des pompes (alimentation et détassage des lits).

La consommation de charbon actif peut être estimée en première approche à partir de la charge en DCO à traiter. Elle est classiquement de 250 à 500 g DCO/kg CA et peut parfois être bien plus élevée [8]. Ces consommations ainsi que les performances de traitement peuvent être évaluées en laboratoire par des isothermes d'adsorption.

Après saturation, le charbon actif doit être remplacé. La réactivation du CAG est réalisée dans des fours à haute température. En France, la réactivation du charbon se fait dans des centres spécialisés, celle-ci est trop onéreuse pour être réalisée sur les sites utilisateurs [84].

La société Chemviron, filiale de Calgon Carbon Corporation, appartenant au groupe Kuraray exploite, à Feluy (Belgique), le plus grand centre de réactivation de charbon actif d'Europe. Le rendement de réactivation est dépendant du type de charbon et de la nature des molécules adsorbées. Il peut être relativement faible (70-90 %) pour un charbon fabriqué à partir de bois tendre (pin) alors qu'il peut atteindre 98% pour du charbon fabriqué à partir de noix de coco [257]. L'acceptation en centre de réactivation nécessitera un certificat d'acceptation préalable avec des teneurs limites à respecter pour certains paramètres tels que le soufre, chlore et fluor.

Le coût d'achat du CAG est généralement compris entre 1 et 4 €/kg. Le coût de réactivation (0,6-0,7 €/kg hors transport) est un peu plus élevé que celui de l'élimination mais amène des économies sur l'achat de charbon neuf.

Lorsqu'il ne peut pas être réactivé, le charbon doit être éliminé pour un coût de l'ordre de 0,4 à 0,5 €/kg.

Le traitement au charbon actif peut être inapplicable lorsque les flux à traiter sont élevés en raison des coûts liés au retraitement du charbon.

Les coûts d'investissement ont été identifiés par la société IRH dans le cadre d'une étude réalisée pour l'Agence de l'Eau Rhône Méditerranée Corse (Tableau 31). Ils sont estimatifs et correspondent à une approche d'avant-projet sommaire et s'entendent hors taxes et hors honoraires. Ils ne prennent pas en compte les fournitures et travaux nécessaires pour l'amenée des utilités, les prestations du personnel du maître d'ouvrage, et la mission de maîtrise d'œuvre [258].
<figure><img src="image_76.png" /></figure>

## Comparaison

Les performances de traitement de l'osmose inverse, du charbon actif et de l'ozone ont été étudiées par la compagnie de l'eau de Stockholm durant 4 ans. Les polluants étudiés étaient des composés pharmaceutiques [84] d'après [261]. La Figure 33 présente les résultats de cette étude.

<figure><img src="image_77.png" /><figcaption>Figure 33. Performances et coûts de traitement de procédés de traitement tertiaire pour l'élimination de composés pharmaceutiques en sortie de station d'épuration [84] d'après [261].</figcaption></figure>

Les performances de traitement sont élevées avec des rendements de 96 à 98 % pour les trois procédés considérés. Les coûts de traitement sont en revanche plus élevés pour l'osmose inverse avec un coût de 0,65 €/m³. Au contraire l'ozonation présente le coût le plus faible.

Des résultats comparables ont été obtenus au cours du projet Ampères qui a permis d'évaluer le coût des traitements tertiaires pour le traitement d'effluents urbains. Les coûts globaux (investissement + fonctionnement) de l'adsorption s'élèvent à 0,3 € H.T/m³ (avec réactivation) contre 0,4 € H.T/m³ pour l'osmose inverse [262]. L'ozonation est le traitement qui a l'impact financier le plus faible avec un coût de 0,1 à 0,2 € H.T/m³.

## Comparaison des coûts : simulation de filières de traitement

Les études comparant les coûts des traitements tertiaires sont généralement réalisées pour des applications en sortie de station d'épuration urbaine [84, 261, 262]. Ce volet de l'étude vise à évaluer les coûts des filières de traitement tertiaires appliquées à un effluent présentant une concentration en DCO supérieure à celle des rejets urbains. Une simulation des filières de traitement a été réalisée pour comparer les coûts de l'ozonation, de l'adsorption et de la filtration membranaire. Un effluent industriel fictif été défini pour simuler des scénarios de traitement. Les filières de traitement étudiées sont présentées dans la figure ci-après.
<figure><img src="image_78.png" /><figcaption>Figure 34. Filières de traitement considérées pour l'évaluation des coûts de traitement (RECORD 2020)</figcaption></figure>

La filtration membranaire est utilisée pour les filières 1 et 1 bis. Une ultrafiltration est utilisée comme prétraitement en amont de l'ozonation. Le rétentat d'OI est traité par ozonation avant rejet. La filière 1 bis suppose que le perméat d'ozonation est recyclé alors qu'il est rejeté pour la filière 1.

Les filières 2 et 2bis épurent l'effluent par adsorption sur charbon actif. Dans un cas le charbon actif est réactivé (Filière 2) alors qu'il est éliminé dans le cas de la filière 2 bis.

L'ozonation est utilisée en traitement principal pour la filière 3.

Les hypothèses générales considérées pour cette simulation intègrent les données suivantes :

* Débit : 2000 m³/j, 24h/24, 365 jours/an

* Concentration en DCO : 500 mg/L

* 0,1 €/kWh

* Coût personnel : 50 €/h

* Les coûts sont annualisés et amortis sur une période de 20 ans pour le génie civil et les équipements [72] avec un taux 4,5%/an [236].

Le capital amorti est calculé comme suit [178] :

$$A = \frac{\text{Investissement total} \times r}{1 - \left(\frac{1}{1+r}\right)^n}$$

Avec r : le taux annuel d'amortissement (%) et n le nombre d'années considérées pour l'amortissement. D'autres hypothèses propres à chaque filière ont été retenues et sont listées dans le Tableau 33.
<table><caption>Tableau 33. Hypothèses considérées pour les calculs de coûts (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th>Filières</th><th>Procédés</th><th>Hypothèses</th><th>Sources</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="10">Filière 1 et 1 bis</td><td rowspan="5">UF</td><td><strong>Fonctionnement</strong><br>Performances : 10% abattement DCO, Taux de conversion de 95%</td><td></td></tr><tr><td>Energie : 0,3 kWh/m³ perméat</td><td>[263]</td></tr><tr><td>Personnel : 21h/mois</td><td>[264]</td></tr><tr><td>Consommables :<br>Produits chimiques pour le lavage des membranes : 2% de l'investissement initial</td><td>[265]</td></tr><tr><td>Remplacement des membranes : 0,025 $/m³</td><td>[259]</td></tr><tr><td>Maintenance : 0,026 $/m³</td><td>[259]</td></tr><tr><td rowspan="5">OI</td><td><strong>Investissement</strong><br>Investissement total (en M$/MGD) = 3,57 x débit (en MGD)<sup>-0,22</sup></td><td>[260]</td></tr><tr><td><strong>Fonctionnement</strong><br>Performances : 95% abattement DCO, Taux de conversion de 80%</td><td>[266]</td></tr><tr><td>Energie : 2,8 kWh/m³ perméat</td><td>[267]</td></tr><tr><td>Personnel : 0,2 €/m³</td><td>[268]</td></tr><tr><td>Consommables :<br>Produits chimiques pour le lavage des membranes : 0,1 €/m³</td><td>[269]</td></tr><tr><td rowspan="5">O<sub>3</sub></td><td>Remplacement des membranes : 0,1 €/m³</td><td>[265]</td></tr><tr><td>Maintenance : 3% de l'investissement initial</td><td>[269]</td></tr><tr><td>Filière 1 bis : économies d'eau de 1,45 €/m³ pour la réutilisation du perméat d'osmose inverse</td><td>[270]</td></tr><tr><td><strong>Investissement</strong><br>Investissement total (en M$/MGD) = 7,14 x débit (en MGD)<sup>-0,22</sup></td><td>[260]</td></tr><tr><td rowspan="5">Filière 2 et 2 bis</td><td><strong>Fonctionnement</strong><br>Performances :<br>90% d'efficacité de transfert d'ozone,<br>90% abattement DCO</td><td>70-90% [236]</td></tr><tr><td>Energie : 10 kWh/kgO<sub>3</sub> (ozoneur à l'oxygène)</td><td>[28]</td></tr><tr><td>Personnel : 150h/mois</td><td>[271]</td></tr><tr><td>Consommables :<br>2,5 gO<sub>3</sub>/gDCO</td><td>[68]</td></tr><tr><td>8,3 kg O<sub>2</sub>/kgO<sub>3</sub></td><td>[253]</td></tr><tr><td></td><td>0,1 €/kgO<sub>2</sub></td><td>[254]</td></tr><tr><td></td><td>Maintenance: coût lié au remplacement de pièces (1,5% investissement ozoneur)</td><td>[178]</td></tr><tr><td rowspan="5">Filière 3</td><td><strong>Investissement</strong><br>Coût procédé : 30 €/(gO<sub>3</sub>/h)</td><td></td></tr><tr><td><strong>Fonctionnement</strong><br>Performances : 300 g DCO/kg CA</td><td></td></tr><tr><td>Energie : 0,018 kWh/m³</td><td>[272]</td></tr><tr><td>Personnel : 22h/mois</td><td>[273]</td></tr><tr><td>Consommables :<br>Filière 2 : Réactivation du CA au coût de 0,7 €/kg avec un rendement de 95%. Apport CA neuf au tarif de 2 €/kg.<br>Filière 2 bis : Elimination du CA usé au tarif de 0,45 €/kg et rachat de CA neuf au tarif de 2 €/kg.</td><td></td></tr><tr><td>Charbon actif</td><td>Maintenance : coût lié au remplacement de pièces (1,5% du coût du procédé)</td><td></td></tr><tr><td></td><td><strong>Investissement</strong><br>Log (Investissement (total en $)) = 0,722 x log(débit (en m³/j))<sup>1,023</sup> + 3,443</td><td>[259]</td></tr><tr><td rowspan="3">Filière 3</td><td rowspan="3">O<sub>3</sub></td><td><strong>Fonctionnement</strong><br>Performances :<br>90% d'efficacité de transfert d'ozone,<br>90% abattement DCO</td><td>70-90% [236]</td></tr><tr><td>Energie : 10 kWh/kgO<sub>3</sub> (ozoneur à l'oxygène)</td><td>[28]</td></tr><tr><td>Personnel : 170h/mois</td><td>[271]</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>Filières</th><th>Procédés</th><th>Hypothèses</th><th>Sources</th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td></td><td>Consommables :<br>2,5 gO<sub>3</sub>/gDCO<br>8,3 kg O<sub>2</sub>/kgO<sub>3</sub><br>0,1 €/kgO<sub>2</sub></td><td>[68]<br>[253]<br>[254]</td></tr><tr><td></td><td></td><td>Maintenance: coût lié au remplacement de pièces (1,5%<br>investissement ozoneur)</td><td>[178]</td></tr><tr><td></td><td></td><td>Investissement<br>Coût procédé : 30 €/(gO<sub>3</sub>/h)</td><td></td></tr></tbody></table>

Les coûts d'investissement et de fonctionnement annualisés pour chacune des filières ont été calculés à partir des hypothèses précitées. Ils sont présentés dans les Tableau 34 et Tableau 35.

<table><caption>Tableau 34. Coûts de fonctionnement annualisés pour les filières étudiées (k€/an) (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th>Filières</th><th>Procédés</th><th>Maintenance</th><th>Personnel</th><th>Consommables (produits chimiques, charbon actif, membranes)</th><th>Electricité</th><th>Total</th></tr></thead><tbody><tr><td>Filière 1</td><td>UF-OI-O<sub>3</sub></td><td>161</td><td>241</td><td>863</td><td>1 008</td><td><strong>2 274</strong></td></tr><tr><td>Filière 1 bis</td><td>UF-OI-O<sub>3</sub> Economies d'eau</td><td>161</td><td>241</td><td>59</td><td>1 008</td><td><strong>1 470</strong></td></tr><tr><td>Filière 2</td><td>Charbon actif Réactivé</td><td>10</td><td>13</td><td>973</td><td>1</td><td><strong>998</strong></td></tr><tr><td>Filière 2 bis</td><td>Charbon actif Eliminé</td><td>10</td><td>13</td><td>2 981</td><td>1</td><td><strong>3 005</strong></td></tr><tr><td>Filière 3</td><td>O<sub>3</sub></td><td>52</td><td>103</td><td>842</td><td>1 014</td><td><strong>2 010</strong></td></tr></tbody></table>

<table><caption>Tableau 35. Coûts d'investissement des filières étudiées (k€) (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th>Filières</th><th>Procédés</th><th>Procédé</th><th>Tuyauterie, électricité (30%)</th><th>Travaux de site (10%)</th><th>Maitrise d'œuvre (15%)</th><th>Ingénierie (15%)</th><th>Imprévus (20%)</th><th>Total</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">Filière 1 et 1 bis</td><td>UF</td><td></td><td></td><td colspan="4">Inclus</td><td><strong>1 788</strong></td></tr><tr><td>OI</td><td></td><td></td><td colspan="4">Inclus</td><td><strong>3 435</strong></td></tr><tr><td>O<sub>3</sub></td><td>2 850</td><td>855</td><td>285</td><td>599</td><td>688</td><td>1 055</td><td><strong>6 332</strong></td></tr><tr><td>Filière 2 et 2 bis</td><td>Charbon actif</td><td></td><td>643</td><td></td><td>480</td><td></td><td></td><td><strong>1 123</strong></td></tr><tr><td>Filière 3</td><td>O<sub>3</sub></td><td>3 472</td><td>1042</td><td>347</td><td>729</td><td>839</td><td>1 286</td><td><strong>7 715</strong></td></tr></tbody></table>

Les coûts de fonctionnement annuels et le capital annuel amorti permettent de calculer le coût global du m³ traité par filière. Les résultats sont présentés sur la Figure 35.

<figure><img src="image_79.png" /><figcaption>Figure 35. Coût de traitement d'un effluent (DCO : 500 mg/L) au débit de 2000 m³/j en considérant les coûts de fonctionnement et d'investissement (amortissement de 4,5% sur 20 ans) (RECORD 2020)</figcaption></figure>
Cette simulation montre que les hypothèses prises pour le traitement des sous-produits d'épuration (rétentat de filtration membranaire et charbon actif saturé) impactent très notablement le coût global de traitement.

Le coût le plus élevé correspond à la filière 1 qui met en œuvre une filtration membranaire. Ce résultat confirme les résultats des études de Wahlberg, Björlenius [261] et Choubert [262] qui montrent que les filières avec osmose inverse présentent les coûts les plus élevés. Le coût du traitement peut être révisé à la baisse (Filière 1 bis) en considérant que l'eau traitée par OI est de très bonne qualité et peut être recyclée permettant des économies tant au niveau de l'achat de l'eau que du paiement des redevances pour les prélèvements et les rejets. Cette filière sera d'autant plus intéressante que ces coûts sont élevés.

Lorsque le charbon actif peut être réactivé, le coût global de traitement est le plus faible de ceux obtenus dans cette simulation<fnref n="13" />. Lorsque le charbon est éliminé et non réactivé le coût global (fonctionnement et investissement amorti) augmente de 1,5 €/m³ à 4,2 €/m³. Dans ce cas, la filière avec ozonation présente un coût de 3,6 €/m³.

Cette simulation permet d'obtenir un comparatif des coûts de différentes filières de traitement tertiaire. Elle montre aussi l'impact des différentes hypothèses sur le résultat global. Cet exercice présente toutefois certaines limites. Il a été réalisé à partir de performances de traitement moyennes supposées pour un effluent fictif et non à partir de données disponibles pour un effluent réel. Les taux de traitement nécessaires pour l'ozonation, les consommations de charbon actif de même que les performances de la filtration membranaire sont propres à chaque effluent et peuvent différer notablement des hypothèses prises pour cet exercice.

Il faut de plus remarquer que l'osmose inverse présente un avantage par rapport aux autres procédés au niveau de l'élimination des sels. La qualité de l'eau obtenue permettra sa réutilisation pour des usages qui ne seraient pas possibles avec les autres procédés.

### 12.2.4. Impact environnemental

Une évaluation des impacts environnementaux du charbon actif, de l'ozonation et des couplages O₃/H₂O₂, O₃/UV, UV/H₂O₂ a été réalisée dans le cadre du projet Armistiq [72]. Les procédés de traitement sont utilisés en traitement tertiaire sur des stations d'épuration urbaines. Les impacts ont été évalués avec une méthodologie basée sur une Analyse de Cycle de Vie (ACV) simplifiée. Seuls les impacts liés à l'exploitation des procédés ont été considérés au contraire de la construction et du démantèlement des unités de traitement. Les procédés ont été classés par ordre d'impact croissant [72] :

$$ \text{Ozone} < \text{Ozone/H}_2\text{O}_2 < \text{Ozone/UV} \sim \text{UV/H}_2\text{O}_2 $$

L'ozone seul est ainsi le procédé de traitement le moins impactant.

Les impacts liés au charbon actif sont soit plus élevés (station d'épuration de plus grande capacité) soit comparables aux autres procédés. Il est important de noter que le charbon actif saturé était éliminé et non réactivé dans cette évaluation. L'auteur souligne que cette seconde hypothèse permettrait certainement de réduire fortement les impacts environnementaux liés au charbon actif en grain [72].

Un comparatif des impacts environnementaux de l'ozonation, du CAG et de la filtration membranaire a aussi été réalisé par Li, Zhang [274]. Les traitements tertiaires étudiés sont positionnés en sortie de station d'épuration urbaine. L'impact toxicologique lié au rejet de produits de soins et résidus pharmaceutiques est intégré à l'évaluation. Il ressort de cette étude que l'osmose inverse (RO) a l'impact environnemental le plus élevé en raison des consommations d'énergie et de matériel pendant l'exploitation (Figure 36).

<footnote n="13">¹³ Le coût du transport n'a pas été considéré et peut impacter le bilan global.</footnote>
<figure><img src="image_80.png" /><figcaption>Figure 36. Impact environnemental de l'ozone, le CAG et l'osmose inverse [274]</figcaption></figure>

La mise en œuvre d'un traitement tertiaire est généralement efficace pour réduire la toxicité résiduelle d'un effluent sous réserve que la génération potentielle de sous-produits d'oxydation soit maîtrisée. Cependant les équipements additionnels nécessaires génèrent des consommations supplémentaires (produits chimiques, électricité, matériaux de construction) qui peuvent pénaliser le bilan environnemental global. C'est la conclusion à laquelle arrivent Rahman, Eckelman [275] pour le traitement des polluants émergents en sortie de station d'épuration urbaine. Chacun des procédés étudiés (ozone, pérozone, osmose inverse, charbon actif) réduit localement la toxicité de l'effluent rejeté mais augmente les impacts indirects pour les paramètres liés à la toxicité globale [275]. La filtration membranaire est le procédé le plus impactant en raison des consommations énergétiques mises en œuvre au contraire de la filtration sur charbon actif lorsqu'une réactivation est réalisée [275]. Il faut toutefois noter que l'impact environnemental lié à la production d'électricité est calculé, dans cette étude, en se basant sur un mode de production américain [275]. En France, l'impact toxique serait différent du fait que l'électricité est produite majoritairement par des centrales nucléaires.

Bayer, Heuer [276] ont réalisé une ACV pour comparer l'impact d'un CAG neuf à celui d'un CAG réactivé. Les résultats montrent que la réactivation (thermique) permet :

- d'éviter des impacts liés à l'extraction minière et la transformation du charbon brut,

- de réduire la consommation de gaz naturel utilisé pour atteindre les hautes températures nécessaires à la production et à la réactivation. La réactivation consomme 40% de l'énergie nécessaire à la production,

- de réduire le risque de toxicité. La réactivation représente toutefois 75% du risque lié à la production de CAG neuf en raison des émissions liées aux énergies fossiles et à de possibles rejets de polluants désorbés dans l'air lors de la réactivation [277],

- de diminuer de près de 90% les émissions de CO₂.

> Il ressort de ces études que le traitement tertiaire qui présente l'impact environnemental le plus élevé est la filtration membranaire (osmose inverse) en raison des consommations électriques et des modes de gestion du rétentat. Au contraire, le charbon actif, lorsqu'il est réactivé, présente l'impact environnemental le plus faible. Les procédés d'oxydation présentent un impact environnemental intermédiaire, l'ozonation générant moins d'impacts que le couplage UV-H₂O₂. Ce couplage peut toutefois être préférable par rapport à la génération de sous-produits d'oxydation [278].

A l'avenir, une optimisation des traitements tertiaires est nécessaire pour réduire leur impact environnemental et notamment leur consommation d'énergie [234].

Une synthèse du comparatif des procédés d'oxydation vs traitements conventionnels est proposée dans le Tableau 36. Ce comparatif est complexe du fait que les mécanismes d'élimination des polluants sont très différents. La filtration membranaire et l'adsorption sont des procédés séparatifs alors que les procédés d'oxydation minéralisent les polluants et produisent des sous-produits d'oxydation.
### 12.2.5. Synthèse

<table><caption>Tableau 36. Synthèse du comparatif ozonation/POAs vs traitements conventionnels : adsorption et filtration membranaire (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th></th><th>Ozonation</th><th>POAs</th><th>Filtration membranaire NF/OI</th><th>Filtration sur charbon actif</th></tr></thead><tbody><tr><th>Maturité</th><td>Procédé de référence pour le traitement des micropolluants</td><td>Peu utilisé en France</td><td>Peu utilisée pour le traitement des micropolluants<br>Adaptée à la réutilisation d'eau</td><td>2ème procédé le plus utilisé pour les micropolluants</td></tr><tr><th>Performances</th><td>Très élevées</td><td>Très élevées. Permet de dégrader des polluants réfractaires à l'ozone</td><td>Très élevées</td><td>Performant après avoir déterminé le type de CA adapté</td></tr><tr><th>Prétraitement</th><td>Elimination DCO biodégradable et MES</td><td>Elimination DCO biodégradable et MES</td><td>Filtration pour éliminer les MES</td><td>Elimination DCO biodégradable et MES (&lt; 10 mg/L)</td></tr><tr><th>Produits chimiques</th><td>Oxygène selon le type d'ozoneur</td><td>Dépendant du procédé : oxygène, H₂O₂, Fer...</td><td>Inhibiteur de tartre et soude pour prévenir l'entartrage et l'encrassement, produits pour le lavage des membranes</td><td>Néant</td></tr><tr><th>Consommation électrique</th><td>Elevée</td><td>Elevée (sauf fenton)</td><td>Elevée</td><td>Faible</td></tr><tr><th>Impact environnemental</th><td>Intermédiaire Toxicité potentielle des sous-produits de dégradation</td><td>Intermédiaire Toxicité potentielle des sous-produits de dégradation</td><td>Elevé Traitement du rétentat Energie Valorisation eau</td><td>Faible si réactivation Transport pour le traitement du CAG usé</td></tr><tr><th>Avantages</th><td>Fort pouvoir oxydant Efficace pour un large spectre de polluants Nombreux retours d'expérience Désinfection [279]</td><td>Durée de traitement réduite / O₃ seul =&gt; réduction de la taille des réacteurs de traitement Augmentation des performances par rapport à l'ozonation seule</td><td>Rendements très élevés Elimination des sels Possibilité de réutiliser l'eau traitée</td><td>Facilité de mise en œuvre et de conduite Modulaire Faible coût d'investissement, possibilité de location Nombreux retours d'expérience</td></tr><tr><th>Inconvénients et facteurs limitants</th><td>Coûts élevés Génération de sous-produits d'oxydation potentiellement toxiques Inefficace sur certaines substances</td><td>Coûts plus élevés que l'ozonation Génération de sous-produits d'oxydation potentiellement toxiques</td><td>Procédé non destructif (10-30% de rétentat à éliminer) Consommation d'énergie Nettoyage des membranes et risque de colmatage</td><td>Remplacement périodique du charbon actif saturé Risque de colmatage Diminution drastique des performances si le charbon n'est pas remplacé</td></tr></tbody></table>

Aujourd'hui, l'ozonation et le charbon actif sont couramment utilisés pour éliminer des polluants réfractaires aux traitements conventionnels. Les stations d'épuration urbaines s'équipent en particulier pour le traitement des micropolluants avant rejet. La Suisse, par exemple, a pris des engagements pour abattre 80% des micropolluants dans ses stations d'épuration contre 20 à 40% aujourd'hui. 120 d'entre elles vont ainsi être équipées d'ici 2035. Le traitement couplera l'ozonation et l'adsorption sur charbon actif pour piéger les molécules réfractaires à l'ozone. Le coût de ces travaux a été chiffré à 1,2 milliard d'euros environ pour 3,7 millions d'habitants soit près de la moitié de la population suisse. Le surcoût d'exploitation a été évalué à 10% [280].

La station d'épuration de Sophia-Antipolis (Alpes-Maritimes) est équipée, depuis 2012, d'un ozoneur. La filtration membranaire est en revanche peu utilisée à ce jour et plutôt dédiée aux sites qui ont une volonté de réutilisation d'eau ou des contraintes très strictes sur les rejets (seuil très bas, débit d'étiage limitant des rejets dans les cours d'eau).

Ces différents procédés tertiaires peuvent être complémentaires et doivent être choisis en fonction de la nature de l'effluent à traiter, son débit et les objectifs de traitement à atteindre. Un arbre de choix simplifié d'aide à la décision est proposé en Figure 37 pour le traitement des polluants organiques des effluents industriels ou urbains.
<figure><img src="image_81.png" /><figcaption>Figure 37. Arbre de choix pour le traitement de polluants organiques (non particulaires) en faible concentration (RECORD 2020)</figcaption></figure>
Les procédés biologiques présentent les coûts les moins élevés et seront par conséquent privilégiés lorsque la pollution est biodégradable. Une oxydation partielle peut augmenter la biodégradabilité d'un effluent et permettre son bio traitement. Cette option est généralement moins onéreuse qu'une oxydation totale lorsque la DCO résiduelle est supérieure à 350 mg/L. La filtration membranaire et l'adsorption seront pertinents lorsque l'effluent est réfractaire à l'oxydation. L'adsorption pourra aussi permettre d'éliminer des sous-produits d'oxydation. La filtration membranaire sera utile pour des projets de réutilisation d'eau.

Le choix du procédé de traitement ou de la combinaison des procédés se fera au cas par cas en fonction de l'effluent à traiter et des objectifs de traitement.
# 13. Conclusion

La matière organique présente dans les effluents urbains ou industriels n'est pas biodégradable dans sa globalité. Certains composés d'origine naturelle ou anthropique (molécules chimiques de synthèse) sont réfractaires à un traitement biologique et sont ensuite détectés dans les eaux de surface. Ces polluants pourraient avoir à plus ou moins long terme des impacts sur l'environnement et la santé des populations.

Les procédés d'oxydation avancés sont généralement mis en œuvre pour le traitement d'effluents présentant des concentrations en DCO < 5 g/L. Ils sont par conséquent utilisés :

- en prétraitement d'un procédé biologique pour réduire la toxicité d'un effluent ou augmenter sa biodégradabilité,

- en traitement tertiaire afin d'éliminer des molécules cibles avant rejet.

Les traitements tertiaires les plus efficaces pour le traitement de la DCO dure sont l'oxydation, l'adsorption et la filtration membranaire. Seuls les procédés d'oxydation permettent de dégrader les polluants sur site. L'adsorption et la filtration membranaire sont en effet des procédés séparatifs qui nécessitent un traitement ultérieur des polluants retenus.

Parmi les techniques d'oxydation, l'ozonation est le procédé le plus largement appliqué. Il n'est cependant pas efficace sur l'ensemble des molécules organiques et des procédés d'oxydation plus performants sont nécessaires pour le traitement des composés réfractaires. Les POAs permettent de générer des radicaux hydroxyles non sélectifs et très réactifs, efficaces sur la majorité des composés organiques. Ils peuvent être de type chimique, photochimique, catalytique, électrochimique, sonochimique et physique. Certains sont mis en œuvre industriellement comme l'oxydation catalytique, le fenton, les couplages O₃/UV, O₃/H₂O₂ et H₂O₂/UV. Les procédés électrochimiques ont connu de nombreux progrès et leur mise en œuvre peut aujourd'hui être envisagée pour certaines applications spécifiques. Pour d'autres, tels que les ultrasons, le niveau de développement est encore insuffisant pour permettre leur mise en œuvre.

Le choix du POA le plus adapté dépendra en premier lieu de la nature de l'effluent. Les procédés utilisant un rayonnement UV seront limités par la présence de turbidité ou la coloration de l'effluent. L'électro-oxydation sera privilégiée en présence de sels alors que l'ozonation pourrait être pénalisée en présence de composés volatils qui seraient strippés pendant le traitement.

Malgré leurs performances, les POAs ne permettant généralement pas de minéraliser complètement la matière organique et la formation de sous-produits d'oxydation potentiellement toxiques peut être problématique. Un post-traitement de type filtre à sable, adsorption sur charbon actif ou bio traitement est alors nécessaire pour éliminer ces sous-produits.

Le coût d'exploitation de ces procédés peut être une limite à leur mise en œuvre. La réduction à la source sera dans un premier temps privilégiée pour réduire les flux à traiter. L'ozonation présente généralement les coûts les plus faibles et le meilleur bilan environnemental. Les POAs seront réservés au traitement des effluents les plus problématiques.

Certains composés restent toutefois difficilement oxydables à l'exemple des composés perfluorés et d'autres traitements doivent alors être appliqués. Les procédés de réduction avancée, actuellement en cours de développement, pourraient permettre à l'avenir de dégrader ces polluants. De nombreux domaines restent toutefois à explorer pour envisager un futur développement.

Aujourd'hui, l'adsorption sur charbon actif et la filtration membranaire (NF/OI) permettent généralement de traiter les effluents réfractaires aux procédés d'oxydation.

Lorsque les concentrations en DCO réfractaire sont élevées, d'autres procédés seront plus adaptés. L'évapo-concentration ou les procédés d'oxydation thermiques (OVH, oxydation supercritique) permettent de traiter des effluents jusqu'à des concentrations de l'ordre de 100 g/L en DCO. Au-delà de ces concentrations, l'incinération est généralement la seule solution de traitement. L'avenir pourrait amener d'autres procédés de traitement à l'exemple des cryptates pour l'extraction sélective des polluants problématiques.

Le choix du procédé de traitement ou de la combinaison des procédés se fera au cas par cas en fonction de l'effluent à traiter et des objectifs de traitement.
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273. Hansen, S.P., R.C. Gumerman, and R.L. Culp, Estimating water treatment costs. Volume 3. Cost Curves Applicable to 2,500 gpd to 1 mgd Treatment Plants. Contract No. 68-03-2516, ed. EPA-600/2-79-162c. 1979.

274. Li, Y., et al., Life cycle assessment of advanced wastewater treatment processes: Involving 126 pharmaceuticals and personal care products in life cycle inventory. J Environ Manage, 2019. **238**: p. 442-450.

275. Rahman, S.M., et al., Comparative Life Cycle Assessment of Advanced Wastewater Treatment Processes for Removal of Chemicals of Emerging Concern. Environ Sci Technol, 2018. **52**(19): p. 11346-11358.

276. Bayer, P., et al., Economical and ecological comparison of granular activated carbon (GAC) adsorber refill strategies. Water Res, 2005. **39**(9): p. 1719-28.

277. Miguet, M., Adsorption de COV issus d'eaux souterraines et régénération des charbons actifs par voie solaire, in Énergie et Environnement ED 305 2015, Université de Perpignan via Domitia. p. 264.

278. Lee, Y., et al., Organic Contaminant Abatement in Reclaimed Water by
UV/H2O2 and a Combined Process Consisting of O3/H2O2 Followed by UV/H2O2: Prediction of Abatement Efficiency, Energy Consumption, and Byproduct Formation. Environ Sci Technol, 2016. 50(7): p. 3809-19.

279. Sillanpää, M. and M. Shestakova, *Introduction*. 2017: p. 1-46.

280. Roussel, F., Micropolluants dans l'eau, in *Environnement & Technique*. 2016. p. 14-15.

281. CE, Commission decision C 8631, Extract from Part 18, Horizon 2020 Work programme 2014-2015, 2013: p. 34.

282. G.Melin (Ed.), *Treatment Technologies for Removal of Methyl Tertiary Butyl Ether (MTBE) from Drinking Water: Air Stripping, Advanced Oxidation Processes, Granular Activated Carbon and Synthetic Resin Sorbents*. Vol. CA. 1999: Center for Groundwater Restoration and Protection, National Water Research Institute.
# 15. Annexes

## 15.1. Annexe 1 : Liste des polluants émergents et prioritaires

<table><thead><tr><td>Origine liste</td><td>Nom du paramètre</td><td>N° CAS</td><td>Catégorie usage</td><td>Rendement biologique &lt; 70%</td></tr></thead><tbody><tr><td>Ar. 240817</td><td>1,2-Dichloroéthane</td><td>107-06-2</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>17-beta-Estradiol (E2)</td><td>50-28-2</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>1-Hydroxy Ibuprofen</td><td>53949-53-4</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>2,2',3,3',4,4',5,5',6,6'-Decabromodiphenyl ether (BDE-209)</td><td>1163-19-5</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>2,4-D</td><td>94-75-7</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>2-hydroxy-desethyl-Atrazine</td><td>19988-24-0</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>2-nitrotoluène</td><td>88-72-2</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>3,4-dichloroaniline</td><td>95-76-1</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>4-chloro-3-méthylphénol (p-Chlorocresol)</td><td>59-50-7</td><td>Agent antibactérien</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>4-Methylbenzylidene camphor</td><td>36861-47-9</td><td>Produits de soin corporels et cosmétiques</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>4-Nonylphenol di-ethoxylate (NPE2O group)</td><td>20427-84-3</td><td>Surfactants</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>4-tert-butylphenol</td><td>98-54-4</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Acenaphthene</td><td>83-32-9</td><td>HAP</td><td>Eliminé (dont stripping/adsorption MES)</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Acetochlor</td><td>34256-82-1</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Acide chloroacétique</td><td>79-11-8</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Acide fenofibrique</td><td>26129-32-8</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Acide niflumique</td><td>4394-00-7</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Acide perfluorodécane sulfonique (PFDS)</td><td>335-77-3</td><td>Produits chimiques industriels (Alkyls perfluorés)</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Acide perfluorooctanesulfonique et ses dérivés* (PFOS)</td><td>45298-90-6</td><td>Produits chimiques industriels (Alkyls perfluorés)</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Aclonifène</td><td>74070-46-5</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Alachlore</td><td>15972-60-8</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Aldrine</td><td>309-00-2</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Aminotriazole</td><td>61-82-5</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>Origine liste</th><th>Nom du paramètre</th><th>N° CAS</th><th>Catégorie usage</th><th>Rendement biologique &lt; 70%</th></tr></thead><tbody><tr><td>CEP</td><td>Amiodarone</td><td>1951-25-3</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP Ar. 240817</td><td>AMPA (Acide aminométhylphosphonique)</td><td>1066-51-9</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Anthracène</td><td>120-12-7</td><td>HAP</td><td>Eliminé (dont stripping/adsorption MES)</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Anthraquinone</td><td>84-65-1</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Atrazine</td><td>1912-24-9</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Atrazine deisopropyl</td><td>1007-28-9</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Atrazine desethyl</td><td>6190-65-4</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Bentazone</td><td>25057-89-0</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Benzène</td><td>71-43-2</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Benzo(a)pyrène *</td><td>50-32-8</td><td>HAP</td><td>Eliminé (dont stripping/adsorption MES)</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Benzo(b)fluoranthène</td><td>205-99-2</td><td>HAP</td><td>Eliminé (dont stripping/adsorption MES)</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Benzo(g,h,i)perylène</td><td>191-24-2</td><td>HAP</td><td>Eliminé (dont stripping/adsorption MES)</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Benzo(k)fluoranthène</td><td>207-08-9</td><td>HAP</td><td>Eliminé (dont stripping/adsorption MES)</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Benzylbutylphthalate (BBP)</td><td>85-68-7</td><td>Plastifiant</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Bifénox</td><td>42576-02-3</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Biphényle</td><td>92-52-4</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Bisphenol A</td><td>80-05-7</td><td>Plastifiant</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Bromoxynil</td><td>1689-84-5</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Carbamazépine</td><td>298-46-4</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Carbamazépine époxide</td><td>36507-30-9</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Carbendazim</td><td>10605-21-7</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Carbofuran</td><td>1563-66-2</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Carboxyibuprofen</td><td>15935-54-3</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Chlorfenvinphos</td><td>470-90-6</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Chloroalcanes C10-13*</td><td>85535-84-8</td><td>Plastifiant et retardateur de flamme</td><td>Eliminé.</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>Origine liste</td><td>Nom du paramètre</td><td>N° CAS</td><td>Catégorie usage</td><td>Rendement biologique &lt; 70%</td></tr></thead><tbody><tr><td>Ar. 240817</td><td>Chlorpyrifos (éthylchlorpyrifos)</td><td>2921-88-2</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP et Ar. 240817</td><td>Chlorure de vinyle</td><td>75-01-4</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Composés du tributylétain (tributylétain-cation)*</td><td>36643-28-4</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Cybutryne ou cybutrine ou irgarol 1051</td><td>28159-98-0</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Cyclophosphamide</td><td>50-18-0</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Cyperméthrine</td><td>52315-07-8</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>DDT total (1)</td><td>789-02-06</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>DecaBDE 209 (Decabromodiphenyl ether)</td><td>1163-19-5</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Decahydronaphtalène (Dekalin)</td><td>91-17-8</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Deisopropyl-desethyl-atrazine</td><td>3397-62-4</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Deltamethrin</td><td>52918-63-5</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Di(2-éthylhexyl)phtalate (DEHP)*</td><td>117-81-7</td><td>Plastifiant</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Dibromoethane-1,2</td><td>106-93-4</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Dibutylétain cation</td><td>1002-53-5</td><td>Produits chimiques industriels / Biocides (metabolite)</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Dicamba</td><td>1918-00-9</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Dichlorométhane (Chlorure de méthylène)</td><td>75-09-2</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé (dont stripping)</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Diclofenac</td><td>15307-86-5</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Dieldrine</td><td>60-57-1</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Diethyl phthalate (DEP)</td><td>84-66-2</td><td>Plastifiant</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>diethylPb</td><td>24952-65-6</td><td>Additifs d'essence (métabolite)</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Diethylstilbestrol (DES)</td><td>56-53-1</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Diisobutyl phthalate</td><td>84-69-5</td><td>Plastifiant</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Dimethenamide</td><td>87674-68-8</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Dimethoate</td><td>60-51-5</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Dimethyl phthalate</td><td>131-11-3</td><td>Plastifiant</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Di-n-butylphthalate (DBP) (phtalate de dibutyle)</td><td>84-74-2</td><td>Plastifiant</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Dinitrotoluene-2,4</td><td>121-14-2</td><td>Produits chimiques industriels /Intermédiaire</td><td>Eliminé.</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>Origine liste</th><th>Nom du paramètre</th><th>N° CAS</th><th>Catégorie usage</th><th>Rendement biologique &lt; 70%</th></tr></thead><tbody><tr><td>CEP</td><td>Dinitrotoluene-2,6</td><td>606-20-2</td><td>Produits chimiques industriels / Intermédiaire</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Diphenylétain cation</td><td>1011-95-6</td><td>Produits chimiques industriels / biocides (metabolite)</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Diuron</td><td>330-54-1</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Endosulfan (somme des isomères)*</td><td>115-29-7</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Endrine</td><td>72-20-8</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Epichlorohydrine</td><td>106-89-8</td><td>Produits chimiques industriels/Intermédiaire</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Epoxyde d'heptachlore*</td><td>1024-57-3</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Ethylbenzène</td><td>100-41-4</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Ethylparaben</td><td>120-47-8</td><td>Agent antibactérien / Produits de soin corporels et cosmétiques</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Ethynyl estradiol (Ethynyl 17β-Estradiol ou 17α-Ethynylestradiol) (EE2)</td><td>57-63-6</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Fenpropidine</td><td>67306-00-7</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Fluoranthène</td><td>206-44-0</td><td>HAP</td><td>Eliminé (dont stripping/adsorption MES)</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Flusilazole</td><td>85509-19-9</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Galaxolide</td><td>1222-05-5</td><td>Produits de soin corporels et cosmétiques</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP Ar. 240817</td><td>Glyphosate</td><td>1071-83-6</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>HeptaBDE 183*</td><td>207122-16-5</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Heptachlore*</td><td>76-44-8</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Hexa BDE 153*</td><td>68631-49-2</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Hexa BDE 154</td><td>207122-15-4</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Hexabromocyclododécane* (HBCDD)</td><td>3194-55-6</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Hexachlorobenzène*</td><td>118-74-1</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Hexachlorobutadiène*</td><td>87-68-3</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Hexachlorocyclohexane HCH (somme des isomères)*</td><td>608-73-1</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Hexachloroéthane</td><td>67-72-1</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Ibuprofène</td><td>15687-27-1</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Indeno(1,2,3-cd)pyrène</td><td>193-39-5</td><td>HAP</td><td>Eliminé (dont stripping/adsorption MES)</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>Origine liste</th><th>Nom du paramètre</th><th>N° CAS</th><th>Catégorie usage</th><th>Rendement biologique &lt; 70%</th></tr></thead><tbody><tr><td>CEP</td><td>Iprodione</td><td>36734-19-7</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Irganox 1076</td><td>2082-79-3</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Isodrine</td><td>465-73-6</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Isoproturon</td><td>34123-59-6</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Ketoprofen</td><td>22071-15-4</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Malathion</td><td>121-75-5</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Metazachlore</td><td>67129-08-2</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Metformine</td><td>657-24-9</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Methyl bromide</td><td>74-83-9</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Methyl tert-butyl Ether</td><td>1634-04-4</td><td>Additifs d'essence</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Methyl triclosan</td><td>4640-01-1</td><td>Agent antibactérien (metabolite)</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Methyl-2-Naphtalène</td><td>91-57-6</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Methylparaben</td><td>99-76-3</td><td>Agent antibactérien / Produits de soin corporels et cosmétiques</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Methylphenol-2 (o-cresol)</td><td>95-48-7</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Methylphenol-4 (p-cresol)</td><td>106-44-5</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Métolachlore</td><td>51218-45-2</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Métolachlore ESA (metalachlor ethylsulphonic acid)</td><td>171118-09-5</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Métolachlore OXA (metalachlor oxanilic acid)</td><td>152019-73-3</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Monobutylétain cation</td><td>78763-54-9</td><td>Produits chimiques industriels / biocides (metabolite)</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Monophenylétain compounds - Monophenylétain - Phenylstannane</td><td>2406-68-0</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Naphtalène</td><td>91-20-3</td><td>HAP</td><td>Eliminé (dont stripping/adsorption MES)</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Nitrobenzene</td><td>98-95-3</td><td>Produits chimiques industriels / Intermédiaire</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Nonylphénols* (4-NP)</td><td>84852-15-3</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Norethindrone (noréthistérone)</td><td>68-22-4</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Octocrylene</td><td>6197-30-4</td><td>Produits de soin corporels et cosmétiques</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Octylphénols</td><td>1806-26-4</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Oestrone (Estrone) (E1)</td><td>53-16-7</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Ofloxacin</td><td>82419-36-1</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>x</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>Origine liste</td><td>Nom du paramètre</td><td>N° CAS</td><td>Catégorie usage</td><td>Rendement biologique &lt; 70%</td></tr></thead><tbody><tr><td>CEP</td><td>Omethoate</td><td>1113-02-6</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Oxazepam</td><td>604-75-1</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Paracetamol (Acetaminophen)</td><td>103-90-2</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Pendimethalin</td><td>40487-42-1</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Penta BDE 100 (Pentabromodiphenyl ether)</td><td>189084-64-8</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Penta BDE 99* (Pentabromodiphenyl ether)</td><td>60348-60-9</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Pentachlorobenzène*</td><td>608-93-5</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Pentachlorophénol</td><td>87-86-5</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Perfluorodecanoic acid (PFDA)</td><td>335-76-2</td><td>Produits chimiques industriels (Alkyls perfluorés)</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Perfluorohexanesulfonic acid (PFHxS)</td><td>355-46-4</td><td>Produits chimiques industriels (Alkyls perfluorés)</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Perfluoro-n-hexanoic acid (PFHxA)</td><td>307-24-4</td><td>Produits chimiques industriels (Alkyls perfluorés)</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Perfluoro-octanoic acid (PFOA)</td><td>335-67-1</td><td>Produits chimiques industriels (Alkyls perfluorés)</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Phoxime</td><td>14816-18-3</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Piperonyl butoxide</td><td>51-03-6</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Pirimicarbe</td><td>23103-98-2</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Prochloraz</td><td>67747-09-5</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Prometryn</td><td>7287-19-6</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Propachlore</td><td>1918-16-7</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Propyl paraben</td><td>94-13-3</td><td>Agent antibactérien / Produits de soin corporels et cosmétiques</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Propyzamide</td><td>23950-58-5</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Quinoxyfène*</td><td>124495-18-7</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Simazine</td><td>122-34-9</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Sulfamethoxazole</td><td>723-46-6</td><td>Résidus de médicaments et hormones</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Terbuthylazine</td><td>5915-41-3</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Tétra BDE 47*</td><td>5436-43-1</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Tetrabromo bisphenol A (TBBPA)</td><td>79-94-7</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Tetrabromobisphenol A bis (2,3-dibromopropyl ether)</td><td>21850-44-2</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Tetrachlorobenzene</td><td>12408-10-5</td><td>Produits chimiques industriels /Intermédiaire</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Tetrachlorobenzene-1,2,3,4</td><td>634-66-2</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Tetrachlorobenzene-1,2,4,5</td><td>95-94-3</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>Origine liste</th><th>Nom du paramètre</th><th>N° CAS</th><th>Catégorie usage</th><th>Rendement biologique &lt; 70%</th></tr></thead><tbody><tr><td>CEP</td><td>Tetrachloroethane-1,1,2,2</td><td>79-34-5</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Tétrachloroéthylène (Perchloroéthylène)</td><td>127-18-4</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé mais non bio.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Tétrachlorure de carbone</td><td>56-23-5</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Tetramethrine</td><td>7696-12-0</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP et Ar. 240817</td><td>Toluene</td><td>108-88-3</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Tributylphosphate (Phosphate de tributyle)</td><td>126-73-8</td><td>Retardateurs de flamme</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Trichlorobenzene-1,2,4</td><td>120-82-1</td><td>Produits chimiques industriels / Intermédiaire surfactants</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Trichlorobenzènes</td><td>12002-48-1</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Trichloroethane-1,1,2</td><td>79-00-5</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>x</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Trichloroéthylène</td><td>79-01-6</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé mais non bio.</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Trichlorométhane (chloroforme)</td><td>67-66-3</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé mais non bio. (volatilisation)</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Triclocarban</td><td>101-20-2</td><td>Agent antibactérien</td><td>?</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Triclosan</td><td>3380-34-5</td><td>Agent antibactérien / Produits de soin corporels et cosmétiques</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>triethylPb</td><td>5224-23-7</td><td>Additifs d'essence (métabolite)</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Trifluraline*</td><td>1582-09-8</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>x</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Triphenylétain cation</td><td>668-34-8</td><td>Produits chimiques industriels / Biocides (métabolite)</td><td>?</td></tr><tr><td>Ar. 240817</td><td>Xylènes (Somme o,m,p)</td><td>1330-20-7</td><td>Produits chimiques industriels</td><td>Eliminé.</td></tr><tr><td>CEP</td><td>Zirame</td><td>137-30-4</td><td>Produits phytosanitaires et leurs métabolites</td><td>?</td></tr></tbody></table>
## 15.2. Annexe 2 : Echelle des TRL

Les TRL (Technology Readiness Level) indiquent le niveau de maturité atteint par une technologie, La commission européenne propose les définitions suivantes [281] :

* TRL 1 – basic principles observed

* TRL 2 – technology concept formulated

* TRL 3 – experimental proof of concept

* TRL 4 – technology validated in lab

* TRL 5 – technology validated in relevant environment (industrially relevant environment in the case of key enabling technologies)

* TRL 6 – technology demonstrated in relevant environment (industrially relevant environment in the case of key enabling technologies)

* TRL 7 – system prototype demonstration in operational environment

* TRL 8 – system complete and qualified

* TRL 9 – actual system proven in operational environment (competitive manufacturing in the case of key enabling technologies; or in space)
## 15.3. Annexe 3 : Cotation des POAs - détails des calculs de coûts

Hypothèses :

* Débit : 60 m³/h, 24h/24, 365 jours/an

* Polluant : phénol, 235,3 mg/L soit 560 mg DCO/L

* Rendement de dégradation : 90%

* 1 $ = 0,89 €

Les coûts de fonctionnement sont tirés de [178]. Ils sont complétés pour l'électro-oxydation à partir des données collectées pendant l'étude.

<table><caption>Tableau 37. Coûts de fonctionnement annualisés pour les POAs étudiés ($)</caption><thead><tr><th>POA</th><th>Remplacement<br>pièces</th><th>Personnel</th><th>Analyses</th><th>Produits<br>chimiques</th><th>Electricité</th><th>Total</th><th>Sources</th></tr></thead><tbody><tr><td>O<sub>3</sub></td><td>5,10 x 10<sup>2</sup></td><td>4,54 x 10<sup>4</sup></td><td>4,16 x 10<sup>4</sup></td><td>0,00 x 10<sup>0</sup></td><td>4,09 x 10<sup>3</sup></td><td><strong>9,16 x 10<sup>4</sup></strong></td><td>[178]</td></tr><tr><td>O<sub>3</sub>/UV</td><td>1,28 x 10<sup>6</sup></td><td>5,94 x 10<sup>4</sup></td><td>7,28 x 10<sup>4</sup></td><td>0,00 x 10<sup>0</sup></td><td>2,84 x 10<sup>6</sup></td><td><strong>4,25 x 10<sup>6</sup></strong></td><td>[178]</td></tr><tr><td>H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>/UV</td><td>2,78 x 10<sup>6</sup></td><td>3,89 x 10<sup>4</sup></td><td>3,12 x 10<sup>4</sup></td><td>3,15 x 10<sup>7</sup></td><td>6,17 x 10<sup>6</sup></td><td><strong>4,05 x 10<sup>7</sup></strong></td><td>[178]</td></tr><tr><td>Fenton</td><td>0,00 x 10<sup>0</sup></td><td>4,77 x 10<sup>4</sup></td><td>3,12 x 10<sup>4</sup></td><td>1,91 x 10<sup>6</sup></td><td>0,00 x 10<sup>0</sup></td><td><strong>1,99 x 10<sup>6</sup></strong></td><td>[178]</td></tr><tr><td>EO</td><td>3,87 x 10<sup>5</sup></td><td>4,54 x 10<sup>4</sup></td><td>4,16 x 10<sup>4</sup></td><td>0,00 x 10<sup>0</sup></td><td>4,73 x 10<sup>4</sup></td><td><strong>5,21 x 10<sup>5</sup></strong></td><td>Calculs<br>d'après [87]</td></tr></tbody></table>

### Note pour l'EO

Les coûts de personnel et d'analyses sont supposés identiques à ceux de l'ozonation

Les coûts d'investissement sont disponibles dans la publication de [178] pour les procédés O<sub>3</sub>, O<sub>3</sub>/UV et H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>/UV. Les coûts d'investissement des procédés Fenton et Electro-oxydation sont estimés à partir des données collectées pendant l'étude en conservant la méthodologie de calcul utilisée par [178]. Cette méthodologie est présentée dans le Tableau 38.

<table><caption>Tableau 38. Base de calcul pour le calcul des coûts d'investissement
Appliqué par [178] à partir de la publication de [282]</caption><thead><tr><th>Poste</th><th>Coût</th></tr></thead><tbody><tr><td>Procédé</td><td>P</td></tr><tr><td>Tuyauterie, électricité</td><td>0,3 P</td></tr><tr><td>Travaux de site (10%)</td><td>0,1 P</td></tr><tr><td>Sous total</td><td>1,4 P = Q</td></tr><tr><td>Maitrise d'œuvre (15%)</td><td>0,15 Q</td></tr><tr><td>Sous total</td><td>1,15 Q = R</td></tr><tr><td>Ingénierie (15%)</td><td>0,15 R</td></tr><tr><td>Sous total</td><td>1,15 R = S</td></tr><tr><td>Imprévus</td><td>0,2 S</td></tr><tr><td>Investissement total</td><td>1,2 S</td></tr></tbody></table>

L'ensemble des coûts d'investissement est présenté dans le Tableau 39.

<table><caption>Tableau 39. Coûts d'investissement des POAs étudiés ($)</caption><thead><tr><th>POA</th><th>Procédé</th><th>Tuyauterie,<br>électricité</th><th>Travaux<br>de site</th><th>Maitrise<br>d'œuvre</th><th>Ingénierie</th><th>Imprévus</th><th>Total</th><th>Capital<br>annuel<br>amorti</th><th>Sources</th></tr></thead><tbody><tr><td>O<sub>3</sub></td><td>3,40 x 10<sup>2</sup></td><td>1,02 x 10<sup>4</sup></td><td>3,40 x 10<sup>4</sup></td><td>7,14 x 10<sup>3</sup></td><td>8,21 x 10<sup>3</sup></td><td>1,26 x 10<sup>4</sup></td><td>7,55 x 10<sup>4</sup></td><td><strong>7,55 x 10<sup>4</sup></strong></td><td>[178]</td></tr><tr><td>O<sub>3</sub>/UV</td><td>6,06 x 10<sup>6</sup></td><td>1,82 x 10<sup>6</sup></td><td>6,08 x 10<sup>5</sup></td><td>1,28 x 10<sup>6</sup></td><td>1,47 x 10<sup>6</sup></td><td>2,25 x 10<sup>6</sup></td><td>1,35 x 10<sup>7</sup></td><td><strong>1,12 x 10<sup>6</sup></strong></td><td>[178]</td></tr><tr><td>H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>/UV</td><td>1,32 x 10<sup>7</sup></td><td>3,96 x 10<sup>6</sup></td><td>1,32 x 10<sup>6</sup></td><td>2,77 x 10<sup>6</sup></td><td>3,19 x 10<sup>6</sup></td><td>4,89 x 10<sup>6</sup></td><td>2,93 x 10<sup>7</sup></td><td><strong>2,36 x 10<sup>6</sup></strong></td><td>[178]</td></tr><tr><td>Fenton</td><td>1,10 x 10<sup>5</sup></td><td>3,30 x 10<sup>4</sup></td><td>1,54 x 10<sup>4</sup></td><td>2,31 x 10<sup>4</sup></td><td>2,65 x 10<sup>4</sup></td><td>4,07 x 10<sup>4</sup></td><td>2,44 x 10<sup>5</sup></td><td><strong>1,97 x 10<sup>4</sup></strong></td><td>Calculs<br>d'après [73]</td></tr><tr><td>EO</td><td>1,12 x 10<sup>7</sup></td><td>3,36 x 10<sup>6</sup></td><td>1,12 x 10<sup>6</sup></td><td>2,36 x 10<sup>6</sup></td><td>2,71 x 10<sup>6</sup></td><td>4,15 x 10<sup>6</sup></td><td>2,49 x 10<sup>7</sup></td><td><strong>2,01 x 10<sup>6</sup></strong></td><td>Calculs<br>d'après [87]<br>et [140]</td></tr></tbody></table>
## Notes

* Pour le procédé Fenton, un coût d'investissement moyen a été calculé à partir des données de la publication de [73]. Il s'élève à 95 €/(m³/j) et intègre le coût du procédé de la tuyauterie, de l'électricité et des travaux de site.

* Pour l'EO Les coûts d'investissement sont calculés selon la méthodologie de [178] en considérant que le coût de l'unité d'électro-oxydation est de 13 755 €/kgDCO éliminée/jour correspondant à la moyenne des coûts affichés par [87] et [140].

Les coûts d'investissement et de fonctionnement permettent de calculer le coût global du traitement en considérant un amortissement de 7% sur 30 ans. Pour plus de lisibilité, ce coût est converti en €/m³. Il est présenté dans le Tableau 40 pour chaque procédé étudié.

<table><caption>Tableau 40. Coût de traitement du phénol (90% d'élimination) au débit de 60 m³/h en considérant les coûts de fonctionnement et d'investissement (amortissement de 7% sur 30 ans)</caption><thead><tr><td>POA</td><td>Coût (€/m³)</td></tr></thead><tbody><tr><td>O<sub>3</sub></td><td>0,28</td></tr><tr><td>O<sub>3</sub>/UV</td><td>9,09</td></tr><tr><td>H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>/UV</td><td>72,57</td></tr><tr><td>Fenton</td><td>3,40</td></tr><tr><td>EO</td><td>4,29</td></tr></tbody></table>