Le rayonnement UV dans le traitement des eaux et les technologies environnementales

Le rayonnement UV est utilisé dans le traitement des eaux et les technologies environnementales pour trois tâches distinctes : l'inactivation microbienne, la photolyse directe et les procédés d'oxydation avancée. Ces procédés suivent des mécanismes différents et exigent des formes de preuve différentes. Ce qui détermine la conception, ce sont la transmittance UV, le spectre d'absorption, la chimie de l'eau, le temps de réaction et l'éclairement énergétique disponible au point de traitement. Cette page classe les procédés selon la substance cible, la variable de procédé et le suivi approprié.

Le rayonnement UV entre environ 200 et 300 nm est fortement absorbé par les acides nucléiques et inactive les micro-organismes de façon photochimique au niveau de l'organisme cible lui-même. Le principe de fonctionnement complet, y compris les relations dose-réponse, est exposé sous principe de fonctionnement de la désinfection UV.

Dans le traitement des eaux, deux autres mécanismes entrent en jeu : la photolyse directe, où le composé cible lui-même absorbe le rayonnement et se décompose, et les procédés d'oxydation avancée, où le rayonnement génère des espèces réactives – les radicaux hydroxyles avant tout – qui réalisent la dégradation. Les trois tâches diffèrent par la grandeur cible, la conception et la preuve à apporter :

Dans le secteur des eaux usées, la directive de l'UE sur le traitement des eaux urbaines résiduaires (directive (UE) 2024/3019) influe directement sur le choix du procédé : elle oblige les stations d'épuration de grande taille, par étapes, à ajouter un quatrième niveau de traitement pour les substances à l'état de traces et cite l'ozone associé aux UV, le peroxyde d'hydrogène associé aux UV et le dioxyde de titane associé aux UV parmi les procédés adaptés. Outre la réduction des germes, une performance de dégradation documentée est désormais requise, rapportée à des substances indicatrices – les échéances et les seuils sont exposés sous exigences réglementaires pour les procédés UV.

Différentes sources de rayonnement servent les trois mécanismes décrits ci-dessus, et elles diffèrent nettement par leur spectre, leur efficacité électrique et leur comportement en service.

Pour les procédés d'oxydation avancée et les procédés photocatalytiques, la longueur d'onde doit en outre être adaptée au domaine d'absorption de l'oxydant ou du semi-conducteur : le peroxyde d'hydrogène absorbe dans les domaines UV-C et UV-B, tandis que les semi-conducteurs photocatalytiquement actifs tels que le dioxyde de titane sont principalement excités dans le domaine UV-A autour de 365 nm – les bases à ce sujet sont traitées dans Photocatalyse : mécanisme, matériaux et métrologie.

• Fluence ou dose UV (mJ/cm² ou J/m²) : Le produit du taux de fluence et du temps de séjour détermine l'inactivation ou la dégradation obtenue. Il s'agit de la grandeur effective réelle, et non de la puissance électrique de la lampe.
• Taux de fluence ou éclairement énergétique (mW/cm²) : Cela décrit la puissance photonique par surface en un point donné et varie fortement dans le réacteur selon la distance à la source et l'absorption locale.
• Transmittance UV (UVT, généralement à 254 nm, rapportée à un trajet optique de 1 cm ou 10 mm) : Cela détermine la rapidité avec laquelle le rayonnement est atténué avec l'augmentation du trajet optique et doit donc être directement pris en compte dans le calcul de la fluence moyenne dans le volume du réacteur.
• Distribution des temps de séjour hydraulique : Dans les réacteurs à écoulement continu, chaque parcelle d'eau ne reçoit pas le même temps de séjour ; un court-circuit hydraulique entraîne des sous-débits sous-dosés même lorsque le temps de séjour moyen semble suffisant.
• Turbidité et teneur en particules : Les particules peuvent envelopper les micro-organismes ou s'y fixer, les protégeant ainsi du rayonnement, indépendamment de l'UVT mesurée pour l'eau dans son ensemble.
• Carbone organique dissous, alcalinité, nitrate, halogénures : Dans les procédés AOP, ces paramètres agissent comme des capteurs de radicaux ou des absorbeurs concurrents et modifient le rendement radicalaire utilisable indépendamment de la dose photonique délivrée.
• Température et pH : Les deux influencent la cinétique de réaction de la photolyse et de l'oxydation ainsi que les mécanismes physiologiques de réparation des micro-organismes après irradiation.

La puissance électrique d'une lampe n'est pas une dose optique. Plusieurs étapes de conversion se situent entre la puissance électrique absorbée et le rayonnement effectif qui parvient réellement dans le milieu : le rendement électro-optique de la source, la pondération spectrale sur la plage d'effet pertinente, le couplage géométrique dans le volume du réacteur, et l'absorption dans le milieu lui-même. Doubler la puissance de la lampe ne double donc pas nécessairement la performance d'inactivation.

Une valeur de temps seule est également insuffisante si le taux de fluence n'est pas constant au cours du procédé. Le vieillissement des lampes, l'encrassement des gaines de quartz et la variation de la turbidité de l'eau modifient le taux de fluence réellement présent, de sorte que la même durée d'exposition en fonctionnement délivre une dose différente de celle obtenue à la mise en service.

La turbidité et l'association aux particules sont fréquemment sous-estimées. Des études sur des cellules bactériennes liées à la goethite montrent que des valeurs de turbidité comprises entre 1 et 50 NTU peuvent déjà produire un effet protecteur mesurable contre l'inactivation UV, car les particules protègent les micro-organismes sans que l'UVT mesuré dans la fraction d'eau claire ne change en conséquence. Une mesure d'UVT représentative ne décrit donc pas nécessairement la dose réellement effective dans une matrice chargée en particules.

Chaque organisme cible ne réagit pas à la même fluence avec la même sensibilité. Les adénovirus sont considérés comme relativement résistants au rayonnement monochromatique à 254 nm, car leur ADN double brin peut être réparé par réactivation cellulaire de l'hôte ; le rayonnement polychromatique à pression moyenne atteint souvent une inactivation supérieure pour une même dose équivalente à 254 nm, car des longueurs d'onde supplémentaires déclenchent d'autres mécanismes de dommage. Une dose validée pour Escherichia coli ne peut donc pas être transférée à d'autres organismes cibles sans vérification.

L'inactivation n'est pas nécessairement permanente après irradiation. Certaines bactéries possèdent des enzymes photolyases capables de réparer les dommages de l'ADN induits par les UV lors d'une exposition ultérieure à la lumière visible ou UV-A (photoréactivation) ; il existe également des mécanismes de réparation dans l'obscurité, indépendants de la lumière. Le rayonnement à pression moyenne réduit l'activité des photolyases plus fortement que le rayonnement monochromatique à basse pression, vraisemblablement par oxydation du cofacteur flavine de l'enzyme – un effet à prendre en compte lors du choix d'une source lumineuse pour des applications avec exposition lumineuse ultérieure.

Enfin, la loi de réciprocité (loi de Bunsen-Roscoe), selon laquelle le même effet photochimique est déterminé par le produit de l'éclairement énergétique et du temps, ne s'applique que de manière limitée dans les systèmes biologiques. À des débits de dose très faibles, une contre-régulation physiologique peut partiellement compenser l'effet ; des écarts par rapport à la simple équivalence temps-intensité ont également été observés à des éclairements énergétiques très élevés ou très faibles. Pour de nombreuses applications techniques de traitement UV de l'eau dans la plage de fonctionnement usuelle, la réciprocité s'applique approximativement, ce qui est corroboré par des études sur la désinfection solaire de l'eau montrant des taux d'inactivation comparables sur une certaine plage d'intensité (MDPI Water, 2024) ; elle ne doit toutefois pas être appliquée sans vérification à des conditions de fonctionnement extrêmes ou à tous les organismes.

L'atténuation du rayonnement dans l'eau suit la loi de Lambert-Beer et dépend de la longueur d'onde : les composantes à courte longueur d'onde sont généralement absorbées plus fortement que celles à plus grande longueur d'onde. Un éclairement énergétique mesuré en large bande au niveau de la paroi du réacteur ne décrit donc pas le spectre parvenant à une plus grande profondeur dans le milieu – une source polychromatique devient en pratique une source différente, décalée spectralement, à l'intérieur d'un milieu absorbant. Pour les processus dont le mécanisme dépend de la longueur d'onde (comme la photolyse du peroxyde d'hydrogène dans le domaine UV-C par rapport à l'excitation du dioxyde de titane dans le domaine UV-A), l'effet réellement exploitable évolue donc sur la profondeur du réacteur.

La géométrie du réacteur déterminine en outre quelle fraction du volume est effectivement atteinte avec un taux de fluence suffisant. Les réacteurs à espace annulaire, les réacteurs à canal avec plusieurs rangées de lampes et les réacteurs à surfaces intérieures réfléchissantes produisent des répartitions de taux de fluence différentes pour une même puissance de lampe installée. Les gaines en quartz autour des lampes réduisent le contact direct avec l'eau mais, en raison de l'encrassement (dépôts de tartre, de fer ou de biofilm), entraînent une perte de transmission croissante en exploitation et dépendante de la longueur d'onde, qui peut passer inaperçue sans surveillance continue.

L'énergie d'un photon unique découle de E = h · c / λ, avec la constante de Planck h, la vitesse de la lumière c et la longueur d'onde λ. À 254 nm, cela représente environ 4,88 eV, soit environ 471 kJ/mol rapportés à une mole de photons. Cette énergie dépasse clairement l'énergie de dissociation de la liaison O–O du peroxyde d'hydrogène (le plus souvent indiquée autour de 210 kJ/mol dans la littérature), si bien qu'un seul photon de 254 nm absorbé suffit à scinder de manière homolytique le H₂O₂ en deux radicaux hydroxyles – le principe fondateur du procédé d'oxydation avancée UV/H₂O₂.

Pour l'étalonnage des sources UV dans le domaine germicide, l'actinomètre chimique à base d'iodure de potassium et d'iodate de potassium s'est imposé comme référence (Rahn, Photochemistry and Photobiology, 1997). Le rendement quantique de cette réaction est d'environ 0,75 ± 0,03 à 254 nm et peut être corrigé en fonction de la concentration en iodure et de la température ; la solution absorbe pratiquement toutes les longueurs d'onde inférieures à 290 nm et est optiquement transparente au-delà de 330 nm, ce qui la rend bien adaptée à la détermination de la fluence incidente d'une source à mercure basse pression dont l'émission se situe à plus de 85 % à 254 nm. Les mesures actinométriques servent en pratique de vérification indépendante des lectures des radiomètres physiques, car elles permettent de capter la fluence photochimiquement efficace par une réaction connue plutôt que par la réponse d'un capteur étalonné.

Dans la pratique réglementaire, l'efficacité réelle d'un réacteur UV n'est pas déterminée uniquement par calcul à partir de l'éclairement énergétique et du temps de séjour, mais validée par la dose équivalente de réduction (Reduction Equivalent Dose, RED) : un organisme de substitution dont la relation dose-réponse est connue, étalonné dans un réacteur de laboratoire, est envoyé à travers le réacteur testé ; la fluence effective dans le réacteur est calculée rétroactivement à partir de l'inactivation mesurée. Cette méthode tient implicitement compte de la distribution réelle du taux de fluence, des courts-circuits d'écoulement et des effets géométriques qu'une estimation purement calculatoire ne peut pas saisir. L'étalonnage dose-réponse de l'organisme de substitution nécessaire à cet effet s'effectue selon une géométrie d'échantillon définie dans des chambres d'irradiation, avec un arrêt de l'exposition basé sur la dose plutôt que sur le temps, par exemple via UV-MAT.

1. Hypothèses. Une section de réacteur avec une longueur de trajet optique de 10 cm est traversée par de l'eau ayant une transmittance UV de 90 pour cent par centimètre (UVT₁cm = 0,90 à 254 nm). Un éclairement énergétique de 10 mW/cm² est présent du côté de l'entrée d'eau. Une dose de 40 mJ/cm² est requise (équivalant à 400 J/m², la valeur minimale exigée en Allemagne pour les installations UV homologuées de désinfection de l'eau potable, référencée à Bacillus subtilis à 254 nm).

2. Modèle. Le coefficient d'absorption décadique découle de a = −lg(T) / 1 cm = 0,0458 cm⁻¹. L'éclairement énergétique moyenné sur la longueur de trajet L découle de l'intégration de la loi de Lambert-Beer : Ē = E₀ · (1 − 10^(−a·L)) / (a · L · ln 10).

3. Calcul. Avec a·L = 0,458, 10^(−a·L) = 0,348 ; donc Ē = 10 mW/cm² · (1 − 0,348) / (0,458 · 2,303) ≈ 6,2 mW/cm². La durée d'exposition nécessaire pour atteindre la dose cible est t = 40 mJ/cm² / 6,2 mW/cm² ≈ 6,5 s.

4. Résultat. Si, au lieu de cela, le calcul utilisait la valeur d'entrée de 10 mW/cm² sans tenir compte de l'absorption, cela donnerait une durée d'exposition (trop courte) de seulement 4 s. À ce moment-là, la dose réellement atteinte en moyenne sur la section ne serait que d'environ 25 mJ/cm² – soit environ 38 pour cent en dessous de la valeur requise.

5. Interprétation technique. Cet exemple montre pourquoi un éclairement énergétique mesuré côté entrée, sans connaissance de l'UVT et de la longueur de trajet optique, conduit à une surestimation systématique de la dose effective. En pratique, ce risque est limité par un contrôle du rythme de dose piloté par l'UVT et par une validation basée sur la RED, et non par une conception calculée une seule fois.

La transmission UV du milieu se convertit dans les deux sens : une transmission mesurée donne l'absorbance et inversement. Avec plusieurs couches ou fenêtres dans le trajet optique, leurs transmissions se multiplient. En détail dans le calculateur de transmission et de densité optique.

Approvisionnement public en eau potable : la désinfection UV complète ou, combinée à un désinfectant résiduel, remplace les procédés chimiques car elle agit sans ajout de produits chimiques et est efficace contre les protozoaires résistants au chlore tels que Cryptosporidium et Giardia. Le facteur critique ici est le respect continu de la dose minimale requise par les réglementations nationales pendant toute l'exploitation, y compris le vieillissement et l'encrassement des lampes.

Traitement des eaux usées municipales et quatrième étape de traitement : outre la désinfection classique des effluents, l'UV combiné au peroxyde d'hydrogène ou à l'ozone gagne en importance en tant qu'élément constitutif de l'élimination des micropolluants exigée par la directive européenne sur le traitement des eaux urbaines résiduaires. Ce qui importe ici, ce n'est pas tant la dose d'inactivation pure que la fluence AOP rapportée à une réduction de concentration mesurée de substances indicatrices définies, dans une matrice réelle chargée en matières organiques.

Réutilisation de l'eau : lors du traitement des eaux usées épurées en eau d'irrigation ou eau de process, l'UV est souvent combiné au chlore ou au peroxyde (UV/Cl₂, UV/H₂O₂) pour répondre simultanément aux exigences microbiologiques et chimiques. La transmittance UV plus fluctuante et généralement plus faible de ces matrices rend le contrôle continu de la transmittance particulièrement important.

Eau de process industrielle (fabrication de semi-conducteurs, pharmacie, agroalimentaire et boissons) : dans le traitement de l'eau ultrapure, l'UV à 185 nm sert en outre à la décomposition photochimique du carbone organique total, tandis qu'à 254 nm, le contrôle microbiologique est la priorité. Le facteur critique ici est la spécification stricte des taux de germes résiduels et des substances organiques traces admissibles, ce qui exige un régime de procédé considérablement plus strict que dans l'approvisionnement en eau municipale.

Piscines et eaux de loisirs : l'UV réduit la formation de sous-produits chlorés en abaissant l'excès de chlore requis ; le paramètre de procédé pertinent est la combinaison de la dose UV et de la concentration en désinfectant résiduel, et non la dose UV seule.

Aquaculture et traitement des eaux de ballast : ces deux applications nécessitent des débits élevés sous une transmittance UV fortement fluctuante, souvent faible en raison de la charge organique et de la salinité ; des réglementations internationales telles que la Convention de l'OMI sur la gestion des eaux de ballast exigent de démontrer des taux définis de réduction des organismes selon différentes classes de taille, rendant nécessaire une validation biologique spécifique à l'application plutôt qu'un simple calcul de dose physique.

Pour les milieux fortement turbides ou colorés dont les valeurs UVT sont nettement inférieures à 80 %, les calculs de dimensionnement classiques atteignent leurs limites, car la longueur de trajet optique effective est fortement réduite et même de faibles fluctuations de turbidité modifient la dose effective de manière disproportionnée ; des sections de réacteur plus courtes, des densités de puissance installée plus élevées et une surveillance UVT à maillage serré sont courantes dans ce contexte. Pour les installations à débit fortement intermittent ou très faible, les systèmes à UV-LED offrent un avantage par rapport aux lampes à mercure, qui nécessitent généralement une phase de préchauffage et vieillissent plus rapidement en cas de commutations fréquentes, grâce à leur disponibilité instantanée sans temps de préchauffage ; il faut toutefois veiller à ce qu'aucune eau non irradiée ne puisse contourner le réacteur pendant les pauses de fonctionnement. À des débits très élevés, comme dans le traitement des eaux de ballast, plusieurs unités de réacteur montées en parallèle ou en série avec des lampes à pression moyenne sont souvent utilisées pour atteindre la fluence requise malgré un temps de séjour court. Pour les applications spéciales liées aux surfaces et aux films minces, les sources excimères UVC lointain autour de 222 nm font l'objet d'investigations de plus en plus poussées ; leur faible profondeur de pénétration est le plus souvent défavorable aux applications en volume dans l'eau, mais peut être exploitée de manière ciblée pour les films minces ou le traitement de surface.

Le point de départ de toute tâche de mesure est de déterminer quelle grandeur physique est réellement nécessaire à l'évaluation du procédé. Pour la conception et la mise en service d'un réacteur, c'est l'éclairement énergétique pondéré selon l'effet germicide ou photolytique qui est pertinent en plusieurs positions représentatives réparties sur la section d'écoulement, et non en un seul point de mesure situé sur la paroi du réacteur. En exploitation courante, la transmittance UV du milieu en écoulement doit en outre être enregistrée en continu, car elle évolue en fonction de la qualité de l'eau brute et du prétraitement.

Une mesure à large bande suffit lorsque la source est spectralement connue et stable, comme c'est le cas pour les lampes basse pression monochromatiques, et lorsqu'aucun décalage spectral n'est attendu sur la durée d'exploitation. Une mesure spectrale devient nécessaire dès lors que des sources polychromatiques (lampes moyenne pression), des UV-LED avec des longueurs d'onde de pic variables selon les fabricants, ou des procédés reposant sur un mécanisme spécifique à une longueur d'onde (AOP, photocatalyse) sont utilisés, ainsi que chaque fois que des évolutions spectrales sur la durée de vie des lampes doivent être documentées. Les exigences relatives aux capteurs en ligne pour la qualité de l'eau, notamment le temps de réponse, la linéarité et la répétabilité, sont fondamentalement décrites dans la norme ISO 15839, qui sert également de cadre pour les essais spécifiques des capteurs UV (ISO 15839). Un aperçu de la sélection des capteurs UV selon le domaine spectral et la géométrie de mesure, ainsi qu'une présentation du fonctionnement interne des capteurs UV, viennent appuyer cette décision.

Dans les installations de plus grande taille, l'éclairement énergétique n'est plus vérifié uniquement par sondages ponctuels, mais intégré en continu dans le système de contrôle-commande de l'installation. Le pilotage par asservissement de la dose ajuste en temps réel la puissance des lampes ou le débit en fonction de la transmittance UV et de l'éclairement énergétique mesurés, de sorte que, lorsque la transmittance de l'eau diminue, la puissance installée est automatiquement augmentée ou le débit réduit afin de maintenir la dose minimale requise. Cette approche remplace la conception statique jusqu'alors courante, dimensionnée pour un cas de fonctionnement le plus défavorable, par une régulation dynamique orientée vers l'état réel, ce qui réduit à la fois le risque de sous-dosage et l'apport énergétique moyen.

Sur le plan de la sécurité, il est essentiel de relier les valeurs des capteurs à la logique d'alarme et d'arrêt : si l'éclairement énergétique mesuré descend en dessous d'un seuil défini, l'installation doit automatiquement bloquer le flux d'eau concerné ou basculer vers un mode de fonctionnement sûr, conformément au principe décrit dans des normes telles que le code de bonnes pratiques DVGW W 294-1 (code de bonnes pratiques DVGW W 294-1). Les interfaces numériques des capteurs permettent en outre de transmettre au système de contrôle-commande l'état d'étalonnage et le type de capteur, afin qu'une dérive du capteur passée inaperçue ou des intervalles d'étalonnage expirés soient identifiés comme une cause de défaillance distincte, plutôt que d'être mal interprétés comme un écart de procédé. Cette remontée d'information est une condition préalable aux concepts de maintenance prédictive, dans lesquels le remplacement des lampes et le nettoyage des gaines de quartz sont planifiés en fonction de la baisse de performance mesurée plutôt que selon un intervalle fixe.

Les radiomètres équipés d'un capteur adapté au procédé concerné conviennent à ces tâches dans les applications de laboratoire et de procédé, comme le RMD Pro. Lorsqu'il s'agit de caractériser des sources polychromatiques ou de suivre les évolutions spectrales sur la durée de vie des lampes, un spectroradiomètre tel que le SR900, couvrant de 200 à 1100 nm, est approprié. Dans les installations techniques, des capteurs numériques installés en permanence, tels que le PLC.D, prennent en charge la surveillance continue et transmettent en plus, avec la valeur mesurée, le type de capteur et l'état d'étalonnage au système de contrôle-commande de l'installation.

Avec les LED UV disponibles à des longueurs d'onde de pic librement sélectionnables, une évaluation référencée uniquement à 254 nm perd sa validité générale. Un cadre d'évaluation revu par des pairs, publié par l'International Ultraviolet Association, recommande donc de ne plus référencer les valeurs de référence de désinfection uniquement à 254 nm, d'utiliser des capteurs à pondération germicide, et de vérifier spécifiquement, en fonctionnement intermittent, si de l'eau non irradiée peut traverser le réacteur pendant le délai de mise en marche (IUVA Task Force, 2023).

Sous le thème Technologie de l'eau et de l'environnement, le moteur de recherche de publications recense actuellement plus de 20 articles. Les six suivants illustrent ce qui compte en pratique pour la photolyse et les procédés d'oxydation avancée : effets de matrice, conception du réacteur et évaluation de ce qui subsiste dans l'eau après traitement.

Une étude sur une membrane de microfiltration revêtue de TiO2 montre, à l'exemple des hormones stéroïdiennes, à quel point une charge organique de fond élevée ralentit la dégradation photocatalytique.

Influence of organic matter on the photocatalytic degradation of steroid hormones by TiO2-coated polyethersulfone microfiltration membrane. Liu, Siqi, Pattabhiramayya C. Edara, and Andrea I. Schäfer. Water Research 245 (2023): 120438. ScienceDirect

Une étude comparative met en parallèle l'adsorption, la photolyse et l'oxydation avancée pour le même composé actif et classe la cinétique ainsi que les voies de réaction.

The fate of aqueous betrixaban during adsorption, photolysis, and advanced oxidation: Removal, kinetics, and reaction mechanisms. Jasemizad, Tahereh, Lev Bromberg, and Lokesh P. Padhye. Journal of Water Process Engineering 44 (2021): 102430. ScienceDirect

Deux articles sur les antidépresseurs tricycliques examinent spécifiquement les produits de photo-transformation et leur dépendance au pH, à la concentration et à la température, ainsi que leur biodégradabilité et leur toxicité.

Initial fate assessment of teratogenic drug trimipramine and its photo-transformation products – Role of pH, concentration and temperature. Khaleel, Nareman DH, et al. Water Research 108 (2017): 197–211. ScienceDirect

UV-photodegradation of desipramine: impact of concentration, pH and temperature on formation of products including their biodegradability and toxicity. Khaleel, Nareman DH, et al. Science of The Total Environment 566 (2016): 826–840. ScienceDirect

Un article sur un réacteur structuré à flux continu décrit un type de réacteur pour la dégradation photochimique de polluants dissous en conditions d'écoulement.

A new continuous flow-through structured reactor for the photodegradation of aqueous contaminants. Fernandez-Perez, Amparo, et al. Journal of Environmental Chemical Engineering 6.4 (2018): 4070–4077. ScienceDirect

Une étude sur l'élimination d'un médicament cytostatique associe l'oxydation avancée à des essais ultérieurs de biodégradabilité aérobie et de toxicité, montrant que la seule diminution de la concentration initiale n'est pas un critère d'évaluation suffisant.

Removal of the anti-cancer drug methotrexate from water by advanced oxidation processes: Aerobic biodegradation and toxicity studies after treatment. Lutterbeck, Carlos Alexandre, et al. Chemosphere 141 (2015): 290–296. ScienceDirect

D'autres cas d'usage par domaine thématique sont répertoriés dans la vue d'ensemble Publications des clients – par thème.

• DVGW German Technical and Scientific Association for Gas and Water, code of practice W 294-1 (décembre 2023) : Planification, exploitation et surveillance des installations de désinfection UV dans l'approvisionnement en eau. DVGW
• DIN EN 14897 / DIN 19294-1 : normes relatives aux appareils UV pour la désinfection de l'eau potable, respectivement à l'intérieur des bâtiments et dans le traitement centralisé de l'eau. DIN Media
• United States Environmental Protection Agency, Ultraviolet Disinfection Guidance Manual for the Final Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule (2006). US EPA
• Organisation internationale de normalisation, ISO 15839:2003 (EN ISO 15839:2006) : Water quality – On-line sensors/analysing equipment for water – Specifications and performance tests. ISO
• Groupe de travail de l'International Ultraviolet Association (IUVA), « Considerations for determining the performance of ultraviolet light emitting diode (UV-LED) water disinfection systems », Water Environment Research 95 (2023). PubMed
• Parlement européen et Conseil de l'Union européenne, directive (UE) 2024/3019 concernant le traitement des eaux urbaines résiduaires (refonte), notamment l'article 8 relatif au quatrième traitement. EUR-Lex
• Un aperçu complet des réglementations UV applicables par pays et par type de lampe est disponible dans Lignes directrices, normes et référentiels en UV.

Comment fonctionne physiquement la désinfection UV de l'eau ?
Le rayonnement UV autour de 254 nm est absorbé par les acides nucléiques des micro-organismes et y génère des photoproduits, principalement des dimères de pyrimidine, qui empêchent la réplication et la transcription. Les micro-organismes sont ainsi inactivés sur le plan reproductif, et non décomposés chimiquement. Ce qui importe, c'est la fluence totale absorbée, et non le temps d'exposition seul.

Quelle dose UV est nécessaire pour la désinfection de l'eau potable ?
En Allemagne, les installations UV homologuées doivent atteindre une performance de désinfection minimale de 400 J/m² (40 mJ/cm²), rapportée à Bacillus subtilis à 254 nm. À l'international, les exigences suivent souvent la dose équivalente de réduction pour Cryptosporidium, Giardia et les virus, qui varie selon l'organisme cible et la réduction logarithmique requise.

Qu'est-ce qui distingue la désinfection UV des procédés d'oxydation avancée ?
Dans la désinfection, le rayonnement agit directement sur les acides nucléiques des organismes cibles. Dans les procédés d'oxydation avancée, un oxydant supplémentaire tel que le peroxyde d'hydrogène est clivé par photolyse, produisant des radicaux hydroxyles qui oxydent les substances organiques dissoutes de manière non sélective. Les deux procédés utilisent la même source de rayonnement, mais des mécanismes et des grandeurs cibles différents.

Pourquoi la puissance électrique de la lampe ne suffit-elle pas comme mesure de la performance de désinfection ?
Entre la puissance électrique et la fluence effective se situent l'efficacité électro-optique de la source, l'exploitabilité spectrale pour le mécanisme cible et l'absorption dans le milieu. Ces étapes de conversion ne sont pas constantes et varient avec l'âge de la lampe, l'encrassement et la qualité de l'eau, si bien qu'une même puissance électrique peut produire des doses réelles différentes. Pourquoi une puissance nominale n'est pas, en principe, une grandeur mesurable est expliqué sous grandeurs radiométriques.

Comment la dose UV est-elle validée dans un réacteur à écoulement continu ?
Par biodosimétrie : la fluence équivalente de réduction est dérivée de l'inactivation effectivement obtenue sur un organisme test, et non d'un calcul. Quel ensemble de règles exige quelle preuve, et quel rôle joue le positionnement des capteurs à cet égard, est traité sous validation des réacteurs UV.

Quel rôle joue la turbidité dans la désinfection UV ?
Les particules peuvent envelopper les micro-organismes ou s'y fixer, les protégeant ainsi du rayonnement. Cet effet peut déjà être significatif à des valeurs de turbidité de l'ordre de quelques dizaines de NTU et n'est pas entièrement pris en compte par l'UVT mesurée sur un échantillon d'eau clarifiée.

Les LED UV constituent-elles déjà une alternative équivalente aux lampes à vapeur de mercure ?
Pour les petites installations à fonctionnement intermittent, les LED UV offrent des avantages grâce à leur disponibilité instantanée et à l'absence de mercure. En efficacité électrique, elles restent en retrait par rapport aux lampes basse pression classiques, qui atteignent environ 35 %, alors qu'elles se situaient historiquement entre 1 et 6 %, bien que des dispositifs plus récents, validés de manière indépendante, dépassent déjà 10 %. Pour les grandes installations municipales, les lampes à mercure restent donc pour l'instant le choix le plus économique dans la plupart des cas.

Comment l'intensité UV est-elle surveillée en continu dans une installation ?
Des capteurs installés de manière permanente enregistrent en continu l'éclairement énergétique et, le cas échéant, la transmittance UV de l'eau. Si des seuils définis sont sous-dépassés, une logique automatisée d'alarme et d'arrêt déclenche un mode de fonctionnement sûr. Les interfaces numériques des capteurs transmettent en outre au système de commande l'état d'étalonnage et le type de capteur, afin de distinguer une dérive du capteur d'un véritable écart de procédé.

Comment l'UVC est-il mesuré dans un système de désinfection de l'eau ?
Au moyen d'un radiomètre d'appareil intégré au réacteur, qui mesure l'éclairement énergétique en un point défini de la paroi du réacteur ; associée au débit et à la transmittance UV de l'eau, la fluence en est calculée. Le capteur doit être résistant à la pression, insensible à la lumière solaire et étalonné selon le type de lampe utilisé. Les exigences relatives aux radiomètres d'appareil et de référence sont fixées par DIN 19294-1 et -3 pour la basse pression et DIN 19294-2 et -4 pour la moyenne pression ; DVGW W 294-1:2023-12 ne couvre désormais plus que la planification, l'exploitation et la surveillance, et ne contient plus d'exigences relatives aux appareils. En Autriche, les normes ÖNORM M 5873-1 et -2 s'appliquent. Le radiomètre d'exploitation est vérifié régulièrement par rapport à un radiomètre de référence ; par ailleurs, la transmittance UV à 254 nm est mesurée, car elle entre directement dans le calcul de la fluence.

Cette application est étroitement liée, sur le plan technique, à des domaines voisins de la radiométrie optique – par exemple la désinfection UV (mécanismes identiques en dehors de la matrice aqueuse, par exemple pour l'air et les surfaces), la photocatalyse (principes de réacteur, physique des semi-conducteurs et chimie radicalaire partagés), et la production photocatalytique d'hydrogène (même chimie interfaciale, réaction cible différente). Les principes photochimiques fondamentaux de la photolyse et des procédés d'oxydation UV sont exposés sous photochimie. Pour l'eau potable en particulier, les régimes de validation à la base de la dose - DIN 19294, ÖNORM M 5873, le guide de l'US EPA et NSF/ANSI 55 - sont comparés sous traitement de l'eau par UV.

Entre l'éclairement énergétique mesuré à la paroi du réacteur et la dose réellement effective dans tout le volume en écoulement se situent la transmittance UV, la distribution des temps de séjour et la composition spectrique de la source. Toute personne souhaitant une évaluation fiable de ces relations pour une application, une matrice ou une géométrie de réacteur spécifique – de la caractérisation spectrique avec le SR900 jusqu'à la mesure de référence conforme aux normes avec le RMD Pro – peut faire appel au laboratoire d'étalonnage et à l'ingénierie d'application d'Opsytec. Contactez-nous au sujet de votre installation ou de votre tâche d'essai.