LES CONTRIBUTIONS DE LA COAGULATION REHAUSSÉE ET DE LA

COMMLJMCATION DANS L'APPROVISIONNEMENT EN EAU POTABLE

Mylène Roy

Thèse présentée pour répondre aux exigences

partielles de la Maîtrise en études de l'environnement

Faculté des études supérieures et de la recherche

Université de Moncton

Juin 1999

National Library (91 of Canada Bibliothèque nationale du Canada

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Je désire remercier Madame Sharon Burgess, codirectrice de cette thèse, pour son assistance

dans la prernikre partie du projet ainsi que pour son soutien technique et son support moraI.

J'adresse aussi mes remerciements à Monsieur Louis Lapierre, codirecteur de cette thèse,

pour son soutien lors de l'exécution de cette thèse. L'aide et les précieux conseils de

Monsieur Orner Chouinard et Madame Norma Robichaud, du programme de la Maîtrise en

études de I'environnement de l'université de Moncton, ont été très appréciés. Je suis

particuIièrement fière que Monsieur Chouinard ait accepte Ia présidence du jury de thèse.

Je désire exprimer ma gratitude au personnel de I'usine d'Atlanta/Fulton County pour

m'avoir permis d'approfondir mes connaissances pratiques en traitement de l'eau potable.

Uri remerciement particulier s'adresse i Monsieur Phi1 Barber pour avoir effectué la majorité

du travail de laboratoire nécessaire à ce projet.

Mes remerciements s'adressent également au personne1 de la Ville de Moncton, en

particulier a Monsieur Geoff Greenough, qui a aussi été membre du jury de thèse, et

Monsieur Ensor Nicholson, pour leur disponibilité et leur confiance dans la deuxième partie

de ce projet.

Je tiens à exprimer ma reconnaissance au personnel technique qui a apporté une aide

précieuse lors des analyses de laboratoire, notamment Monsieur Daniel Babineau de

l'université de Moncton, Monsieur Jean-Guy Blanchette d'Environnement Canada et

Monsieur Godwin Emonia de la City of Atlanta.

Mes remerciements s'adressent aussi a Madame Diane Pruneau, qui a inspiré la partie

portant s u . la campagne d'information sur l'eau potable dans le Grand Moncton, et à

Monsieur Paul Belliveau, qui a accepté d'agir comme examinateur externe de cette thèse.

Un remerciement spécial s'adresse à mon conjoint, Yves, pour sa patience, son précieux

soutien moral et son expertise en recherche.

Finalement, notre fille, Gabrielle, a contribué de son énergie et fut une source d'inspiration

dans mes réflexions sur les différents thèmes abordés dans cette thèse.

TABLE DES MATIÈRES

3. Coagulation, désinfection et formation des sous-produits de la désinfection - - - - - - - - - - - - - - - 19

3- 1 La coagulation _----------.--------.-----.--.---.--- * ---------------------.. ----.---.----------***.*-* 19

3.1 1 Stabilité des particules ---..- ***** ---* ****--*-***-.*-**..* - ----.-- *.--**** .--.-.-------- 19 * .

3.1 -2 La & m i e de la coa~lation -.-----------------------------...--------------- ---.-..----.*- 23

4. Règlement su. les désinfectants et les sous-produits de la désinfection . * - * - - - - - - - - - - - - - - - - - - - 37

4.1 Effets des sous-produits de la désinfection sur la santé --..---.+.---------------------- 37

4.2 Description de l'Étape 1 du Règlement sur les désinfectants et les

5 . La coagulation rehaussée pour l'enlèvement des précurseurs aux

6.2.2 Application de la coagulation rehaussée comme contribution

7.2.1 Nature de la matière organique naturelle dans l'eau de lavage

8.4 Perception de la qualité de l'eau potable par la population

LISTE DES FIGURES

Figure 2.1

Figure 2.2

Figure 2.3

Figure 3.1

Figure 3.2

Figure 3.3

Figure 3.4

Figure 3.5

Figure 3.6

Figure 5.1

Figure 5.2

Figure 6.1

Figure 6.2

Figure 6.3

Figure 7.1

Sous-procédés contrôlant le taux d'aggrégation des particules - - - - - - - - - . - * * . .A + 25

Résiduel de désinfectants en fonction du temps d'inactivation ..-+--..---.--.- 33

Diagramme de la distribution des différentes formes de chlore en

L'emplacement des réservoirs McLaughlin, Irishtown et

COT en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute de la rivière

Chattahoochee, variations saisonnières, méthode point-à-point 73

Figure 7.2

Figure 7.3

Figure 7.4

Figure 7.5

Figure 7.6

Figure 7.7

Figure 7.8

Figure 7.9

Figure 7.10

Figure 7.1 1

Figure 7.12

Figure 8.1

Figure 8.2

Figure 8.3

COT en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute de la rivière

Chattahoochee, moyenne annuelle, méthode point-a-point - - - - - - - - -+* .+ - - - - - - - - . 75

COT en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute de la rivière

Chattsthoochee, moyenne annuelle, modèle modifié de Edwards --.---------. 76

COT en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute de la rivière

Chattahoochee, moyenne annuelle, modèle modifié de Edwards - - - - - - - - - - - - , 77

COT en fonction du dosage d'alun pour l'eau de lavage de l'usine

dfAtlanta/Fulton County, variations saisonnières, méthode . . .

po1nt-a-po W.. - --. . - - - - - - * - - - - +. ---. . - . - - - - - - - - . - * - - - -. . . .. -. - - - . - - - - . *. . * . *. . . -. . - - 84

Tableau 2.1

Tableau 2.2

Tableau 3.1

Tableau 3.2

Tableau 3.3

Tableau 4.1

Tableau 4.2

Tableau 6.1

Tableau 6.2

Tableau 7.1

Tableau 7.2

Tableau 7.3

Tableau 7.4

Tableau 7.5

Tableau 7.6

Tableau 7.7

LISE DES TABLEAUX

Coefficients de fatalités spécifiques pour certains désinfectants ----. 33

Réservoir de TurtIe Creek, élévations et volumes d'entreposage++ 61

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur l'eau de

lavage de l'usine d'Atlanta/Fulton Co- pour l'été 1998 82

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur l'eau de

lavage de l'usine d'Atlanta/Fulton County pour l'automne 1998 - - - - - - - - - - - - - - - 82

Tableau 7.8

Tableau 7.9

Tableau 7.10

Tableau 7.1 1

Tableau 7.1 2

Tableau 7.13

Tableau 8.1

Tableau 8.2

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur l'eau de

lavage de l'usine dtAtlanta/Fulton County pour l'hiver 1 999 _*..----------*----, 83

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur l'eau de

lavage de l'usine d'AtlantaEulton County pour le printemps 1999-----*-- - - , 83

Caractéristiques de I'eau brute du réservoir de Turtle Creek, élévation

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur I'eau

du fond du réservoir de Turtle Creek, effectué le 24 mars 1999,

température initiale = 2,75 O C ....... -- ..... .-... ....- . ..-.----.---.,. ..-................ +.-.-. 91

Dosages d'alun pour atteindre Ie 35 % d'enlèvement et le PDRD, pour

I'eau brute du réservoir de Turtle Creek, à une élévation de 30,5 rn---*--.-- 97

Description de quelques moyens de communication +-.----+...-.-...---...----.--. 11 1

A Iiéchel1e planétaire, il existe actuellement de nombreux problèmes d'approvisionnement en

eau avec plus de 2,2 milliards de personnes qui n'ont pas accès a de l'eau potable (Raven,

1995). Privilégié par la nature, l'Amérique du Nord possède des ressources en eau

abondantes et de bonne qualité. Mais même une eau de bonne qualité nécessite un ou

plusieurs traitements avant toute consommation humaine. Un traitement essentiel afin de

rendre l'eau potable est Ia désinfection.

La désinfection sert a éliminer les micro-organismes, tels les virus et les bactéries, qui sont

responsables des maladies reliées à la consommation de l'eau. Le désinfectant le plus

répandu et le plus disponible est le chlore. Les avantages du chlore sont nombreux et bien

connus. À l'opposé, la désinfection utilisant le chlore possède l'inconvénient de foxmer des

sous-produits de la désinfection. Les sous-produits de la désinfection sont des substances

qui sont formées a partir d'une réaction entre la matière organique naturelle de l'eau et le

désinfectant utilisé, habituellement Ie chlore. Les sous-produits de la désinfection du chlore

comprennent des substances telles que des trihalométhanes et des acides haloacétiques. Des

études récentes montrent qu'il existe un lien entre la consommation de concentrations

élevées de ces substances et l'occurrence de certains cancers.

Suite à ces études, l'Agence de protection environnementale américaine (USEPA) a

promulgué, en novembre 1998, un nouveau règlement : le Règlement sur les désinfectants et

les sous-produits de la désinfection. Dans ce Règlement, USEPA recommande d'enlever la

matière organique naturelle de I'eau avant la désinfection, de façon à éviter la formation des

sous-produits. Ce Règlement recommande aussi un procédé pour l'enlèvement de la matière

organique naturelle, soit la coagulation rehaussée.

La première partie de cette thèse porte sur des travaux effectues à Atlanta (États-unis), dans

une usine de traitement d'eau potable : l'usine d'AtlantdFulton County. Cette usine puise

son eau de la rivière Chattahoochee, une eau de surface naturelle. Le Règlement sur les

désinfectants et les sous-produits de la désinfection étant applicable a ce type d'eau, le

procédé de coagulation rehaussée fut donc testé en laboratoire sur l'eau brute de la rivière

Chattahoochee.

D'autre part, la coagulation rehaussée fùt testée sur I'eau de lavage des filtres de l'usine

dlAtlanta/Fulton County. Le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la

désinfection ne s'applique pas a cette eau, qui n'est pas une eau de slnface naturelle.

Toutefois, si la coagulation rehaussée s'avère efficace, le traitement global de I'eau de cette

usine pourrait être amélioré.

Dans la deuxième partie de cette thèse, la coagulation rehaussée fût testée sur l'eau brute du

réservoir de Turtle Creek, qui approvisionne le Grand Moncton (Canada) en eau potable.

Actuellement, la qualité de l'eau du fond de ce réservoir ne rencontre pas les limites des

dZecomrnandations sur la qualité de I'eau potable au Canada 1996)) (Santé Canada, 1996) et,

par conséquent. n'est pas utilisée. Si la coagulation rehaussée arrive à traiter cette eau de

façon efficace, le Grand Moncton aurait alors accès à un plus grand volume d'eau au

réservoir de Tunle Creek.

Finalement, afin d'apporter une dimension sociale B cette thèse, une campagne d'information

sur l'eau potable fut élaborée. Cette campagne est destinée à la population du Grand

Moncton et a pour but de conscientiser et de responsabiliser les citoyens face a notre

ressource en eau. De plus, les Canadiens étant de gros consommateurs d'eau, cette

campagne vise à réduire le gaspillage de l'eau. et ainsi, à contribuer a augmenter

l'approvisionnement en eau du Grand Moncton.

Les résdtats des parties techniques de cette étude montrent que la coagulation rehaussée

possède un certain potentiel d'application pour chacune des trois e a u testées. Un dosage

approximatif de coagulant est recommandé pour un enlèvement optimal de la matière

organique naturelle pour chacune des trois eaux. A partir des résultats de cette étude, il est

aussi recommandé d'effectuer des études pius approfondies afin de trouver les dosages

exacts de coagulant ainsi que les meilleures conditions d'application de la coagulation

rehaussée pour chacune des eaux. Avec cette étude, la direction de l'usine dlAtlanta/Fulton

County et la Ville de Moncton pourront juger de la nicessité et des avantages d'application

de cette technologie a leur eau afin d'en améliorer la qualité.

Les actions entreprises lors de la campagne d'information auront un impact a plus long

terme. Suite a ce premier exercice, il est recommandé de maintenir la communication et de

continuer a informer la population sur une base régulière de tous changements/modifications

apportés au système d'approvisionnement en eau du Grand Moncton. II est aussi

recommandé de continuer le suivi auprès de la population afm d'ajuster l'information

diffusée selon les besoins.

xii

There is presently many water supply problems on the planet with more than 2.2 billions of

people that do not have access to safe drinking water (Raven, 1995). Favoured by nature,

North Amenca has abundant water resources of good quality. But even good quality water

needs one or many treatments before human consumption. One essential treatment to obtain

safe drinking water is disinfection.

Disinfection is used to eliminate microorganisrns, like virus and bacteria, that are

responsible for diseases reloted to water consumption. A widely known and available

disinfectant is chlonne. The advantages of chlorine are numerous and well known.

Unfortunately, disinfection with chlorine has the disadvantage of forming disinfection

byproducts. Disinfection byproducts are substances fomed from a reaction between natural

organic matter present in the water and the disinfectant used, usualiy chlorine. Disinfection

byproducts include substances like trihalomethanes and haioacetic acids. Recent studies

show a link behveen the consumption of high concentration of these substances and the

occurrence of certain cancers.

Following these studies, the American Environmental Protection Agency (USEPA)

promulgated, in November 1998, a new rule: the Disinfectants/Disinfection Byproducts

(D/DBP) Rule. In this Rule, USEPA recornmends the removal of the n-1 organic matter

fiom the water before the disinfection process, in order to avoid the formation ofbyproducts.

This Rule aIso recornmends a process for the removal of the natural organic matter. This

process is c a k d enhanced coagulation.

The first part of this thesis is s project in a water treatment plant in Atlanta (USA): the

Atlanta/Fulton County Water Treatment Plant. This plant draws its raw water from the

Chattahoochee River. The D/DBP Rule being applicable to this type of water, enhanced

coagulation was therefore tested on the raw water fiom the Chattahoochee River.

Furthemore. enhanced coagulation was tested on the washwater fiom the filters of the

AtlantalFulton County Water Treatment Plant. The D/DBP Rule does not apply to that

water, which is not a naturai surface water. However, if enhanced coagulation proves to be t

efficient, the overall treatment of the plant could be improved with the application of

enhanced coagulation.

In the second part of this thesis, enhanced coagulation was tested on the raw water fiom the

Turtle Creek reservoir, which supplies Greater Moncton (Canada) in drinking water.

Presentiy, the water fiom the bottom of the reservoir does not meet the "Canadian

Guidelines for Dnnking Water 1996" (Santé Canada, 1996) and is therefore not utilised. If

enhanced coagulation could properly treat this water, Greater Moncton would have access to

a larger volume of water from the Turtle Creek reservoir.

Finally, in order to bring a social dimension to this thesis, an information campaign on

dnnking water was prepared. This campaign is aimed at the population of Greater Moncton

and its goal is to make the population aware and responsible toward their water resource.

Furthemore, Canadians being among the biggest water consumers in the world, this

campaign aIso aims at reducing the consumption of water, and consequently contributes to

the increase of the water supply of Greater Moncton.

The results of the technical part of this thesis show that enhanced coagulation has a certain

application potential for each of the water tested. An approximate coagulant dosage is

recommended for the optimal removal of natural organic matter. From these results, it is

recomended ta perform more thorough studies to find the exact coagulant dosage and

proper conditions for each of the water. With this study, the AtlantdFulton County Water

Treatment Plant and the City of Moncton can judge on the neccssity and the advantages to

apply this technology to their water in order to improve its quality.

ïhe actions undertaken during the information campaign will have a long-terrn impact.

Following this first exercise, it is recommended to maintain the communication and to

continue to inform the population on a regular basis of al1 changes/modifications to the

water system of Greater Moncton. It is also recommended to continue the follow up to

adjust, if needed, the information distributed to the population.

1 INTRODUCTION

1.1 Contexte

L'eau est une ressource naturelle précieuse et essentielle à la vie, a un tel point qu'on la

surnomme «l'or bleu)). D'ici 2025, les Nations Unies (Winfield. 1999) prédisent que 2.3

milliards de personne seront privées d'eau potable sur la planète. Actuellement. un enfant

meurt toutes les huit secondes de maladies reliées à une eau contaminée. La consommation

mondiale d'eau double tous les vingt ans et les ressources en eau se font de plus en plus

rares. Dans les cinquante demières années, les ressources en eau ont diminué d'un quart en

Afrique et d'un tiers en Asie et en Amérique Latine (Dale, T., 1999).

De façon globale, nous faisons face a une pénurie d'eau. La distribution de I'eau sur la

planète est inégale ; certaines régions en ont en abondance et d'autres sont très limitées.

Même les régions qui ont suffisamment d'eau doivent maintenant apprendre à gérer cette

ressource de façon optimale, tant pour protéger les résemes que pour préserver la qualité de

I'eau potable.

La réglementation de l'eau potable change continuellement et varie énormément d'un pays à

l'autre. L'Organisation mondiale de la santé suggére un guide des normes d'eau potable qui

sont à peu près équivalentes aux normes canadiennes et américaines (Gidings, 1998). Le

Canada est un pays qui possède des ressources en eau abondante et de bonne qualité. Les

municipalités peuvent donc souvent rencontrer les limites gouvernementales sans traitement

sophistiqué. Toutefois. de plus en plus, des problèmes de dégradation des ressources d'eau

potable et de nouvelles études sur les effets de certaines substances sur la santé humaine font

en sorte que de nouveIles méthodes de traitement doivent être développées.

Entre autres, la présence de substances nommées les sous-produits de la désinfection

présente une inquiétude grandissante dans la qualité de I'eau potable. Les sous-produits de

la désinfection sont formes lors de la désinfection de I'eau, à partir d'une réaction entre la

rnatikre organique naturelle de I'eau et le désinfectant utilisé, particulièrement le chlore. Les

sous-produits de la désinfection comprennent des substances telles que des trihalomethanes

et des acides haloacétiques et représentent un risque pour la santé publique. Des études

récentes, USEPA (1997), démontrent que les sous-produits de la désinfection ont un effet

toxique sur le foie, et qu'il existe un risque accru associé avec la consommation d'eau

chlorée à teneur élevée en sous-produits de la désinfection et les cancers de la vessie et du

colon. Ces études ont été effectuées sur une période de vingt ans, et des recherches plus

approfondies se poursuivent actuellement.

Afm de réduire les sous-produits de la désinfection, l'Agence de protection

environnementale américaine (United States Environmental Protection Agency, USEPA)

recommande la réduction de la matière organique dans l'eau avant la chloration. La

technologie recommandée pour atteindre cette réduction est la coagulation rehaussée

(enhanced coagulation). En novembre 1998, un nouveau règlement portant sur ces

recommandations a été promulgué aux États-unis : le Règlement sur les désinfectants et les

sous-produits de la désinfection (USEPA, 1997). Ce Régiement entrera ai vigueur dans

environ trois ans et s'appliquera aux usines de traitement d'eau potable. sous certaines

conditions spécifiques qui restent a être définies (Reilly, 1998). Ce nouveau règlement ne

s'applique pas aux usines canadiennes de traitement d'eau potable, mais la coagulation

rehaussée ainsi que les limites recommandées dans ce règlement peuvent être utilisies

comme guide pour le contrôle des sous-produits de la désinfection au Canada.

1.2 Description du projet

Dans le cadre de la Maîtrise en études de I'environnement, un stage a été effectué dans une

usine de traitement d'eau potable située au nord de la ville d'Atlanta : U.S.

Filter/[Uiafia/Atlanta/Fulton County Water Resources Commission Treatment Plant. Cette

usine est un partenariat public-privé entre les compagnies privées U.S. Filter et Khafra. et les

municipalités de la Ville d'Atlanta et du Fulton County aux États-unis. Cette usine

conventionnelle de traitement d'eau fÙt conçue par Jordan. Jones & Goulding en partenariat

avec Williams, Russell & Johnson. Cette usine puise son eau dans la rivière Chattahoochee.

Les dirigeants de cette usine, dans la perspective de l'entrée en vigueur de ce nouveau

Règlement, désiraient obtenir de l'information plus détaillée sur ce dernier et des impacts

possibles sur leur usine. Entre autres, ils voulaient savoir si ce nouveau Règlement était

applicable à leur usine. Et dans l'affirmative, les dirigeants de l'usine se demandaient dès

lors si la technologie recommandée, la coagulation rehaussée, fonctionnerait sur les eaux de

la rivière Chattahoochee.

La première partie de cette thèse consiste donc a vérifier si la coagulation rehaussée

fonctionne sur les eaux de la rivieie Chattahoochee, en suivant un protocole établi à cette fin

par USEPA (USEPA, 1993). La matière organique naturelle est mesurée sur un échantillon

de l'eau non-traitée de la rivière Chanahoochee. Diflérents dosages du coagulant utilisé à

l'usine sont ajoutés à l'eau et mélangés de façon à reproduire le plus fidèlement possible les

procédés de coagulation et de floculation. La matière organique naturelle est ensuite

mesurée pour obtenir son taux d'enlèvement ainsi que la quantité optimale de coagulant. En

parallèle, l'effet de la coagulation rehaussée est aussi vérifié sur quelques autres variables

teIIes que la turbidité et l'alcalinité. Les eaux sont testées sur une base saisonnière, tel que

recommandé par USEPA.

Par ailleurs, les dirigeants de l'usine de traitement d'eau dlAtlanta/Fulton County désirent

mieux connaître l'impact sur le traitement du retour des eaux de lavage des filtres au début

du procédé. De plus, on anticipe que le gouvernement américain réglementera bientôt te

traitement des eaux de lavage avant leur retour au début du procédé. L'usine

d'Atlanta/Fulton County désire donc trouver une technique pour traiter leurs eaux de lavage,

ceci afin d'optimiser le traitement global. Ces eaux ayant une haute teneur en matières

organiques, la coagulation rehaussée serait un traitement possible. Toujours en suivant le

protocoie de laboratoire préparé par USEPA, le procédé de coagulation rehaussée est donc

testé sur les eaux de lavage. Si le procédé fonctionne bien et est implanté a grande échelle.

Ie traitement global de l'eau pourrait être grandement amélioré

La deuxième partie de la thèse concerne l'augmentation de I'approvisionnement en eau du

Grand Moncton au Canada. Le Grand Moncton puise son eau potable dans te réservoir de

Turtle Creek. Le niveau de ce dernier a déjà connu des baisses inquiétantes,

parhculièrernent vers la fin de l'été. L'eau du fond du réservoir de Turtle Creek est

présentement inutilisée à cause de sa teneur élevée en nirbidité et autres poIluants qui

proviennent du sol du réservoir et des effets de l'érosion. S'il était possible de traiter

convenablement cette eau, le Grand Moncton augmenterait alors sa réserve en eau potable.

Le travail consiste donc à vérifier si la coagulation rehaussée est un procédé efficace pour

miter I'eau du fond du réservoir de Turtle Creek, et, dans l'affirmative, de présenter

comment ce type de traitement s'intégrerait dans Ia nouvelle usine en construction a Turtle

Cree k.

Finalement, afin de compléter ce dernier projet ainsi que d'apporter une dimension non-

technique et sociale à cette thèse, une campagne d'information sur l'eau potable r été

préparée. Cette campagne est destinée à la population du Grand Moncton et a pour but de

responsabiliser Ia population sur les problèmes reliés à l'eau et leurs solutions. Un des effets

désirés de cette campagne est de réduire le gaspillage de I'eau potable, ce qui contribuerait à

l'augmentation de l'approvisionnement en eau pour le Grand Moncton. Les éléments de ce

travail vont inclure les aspects écologiques de l'eau, l'importance de la conservation de l'eau

potable et le rôle de la communauté dans la conservation de I'eau. Finalement, suite à une

revue de littérature sur les moyens et techniques de communication disponibles, des

alternatives de communication pour le Grand Moncton seront recommandées et discutées.

1.3 Objectifs de recherche

La première partie de la thèse porte sur l'enlèvement de la matière organique naturelle de

I'eau brute de la rivière Chattahoochee et de l'eau de lavage des filtres de I'usine de

traitement d'eau potable dtAtlanta/Fulton County a w États-unis. Les objectifs de ce travail

sont donc :

l'application en laboratoire du procédé de coagulation rehaussée comme méthode de

traitement pour l'enlévernent de la matière organique naturelle de I'eau de la rivière

Chattahoochee et de l'eau de lavage des filtres de l'usine ;

déterminer s'il serait possible d'implanter ou non, a grande échelle, le procédé de

coagulation rehaussée pour l'eau brute et I'eau de lavage de l'usine de traitement d'eau

potable d'AtlantaEulton County.

La deuxième partie de cette thèse est une contribution à l'augmentation de

l'approvisionnement en eau potable du Grand Moncton. Les objectifs pour ce travail sont :

l'application en laboratoire du procédé de coagulation rehaussée comme méthode de

traitement pour la réduction de la turbidité et l'enlèvement de la matière organique

naturelie de l'eau du fond du réservoir de Turtie Creek, avec la conséquence d'augmenter

le volume d'eau disponible ;

déterminer s'il serait possible d'implanter ou non, a grande échelle, la coagulation

rehaussée pour traiter I'eau du fond du réservoir de Turtle Creek ;

l'élaboration d'une campagne d'information sur I'eau potable destinée à la population du

Grand Moncton ayant pour but d'optimiser l'utilisation de I'eau potable et. en

conséquence, de contribuer a l'augmentation de l'approvisionnement en eau du Grand

Moncton.

2. CARACTÉRISTIQUES GÉNÉRALES DE L'EAU POTABLE

2.1 Les sources de I'eau

Les océans contiennent plus de 97% de l'eau de la planète. Mais cette eau possède une

teneur trop devée en minéraux pour la consommation humaine. Quant à I'eau fraîche de la

planète, ia majorité (approximativement 80%) est contenue dans les glaciers et dans les

calottes glaciaires. Moins de 1% de l'eau de la planète est donc disponible pour la

consommation domestique, et 95% de cette eau se trouve sous terre, dans les nappes

phréatiques (Raven. 1995). Ces données sont illustrées a la figure 2.1.

2.2 Le cycle naturel de I'eau

Le cycle de l'eau est caractérisé par les étapes suivantes (voir figure 2.2) :

1. L'eau s'évapore des sources deau de surface (océans, lacs, rivitires) ou transpire des

plantes jusqu'à l'atmosphère ;

2. L'eau se condense et précipite sous forme de pluie et de neige ; et.

3. L'eau retourne aux océans par l'entremise des cours d'eau et de la nappe phréatique.

Le cycle de l'eau est grandement dérangé par les activités humaines. Le développement

urbain a lui seul change le cours normal de I'eau. Effectivement, une plus grande quantité

d'eau de pluie est transportée vers les eaux de surface à cause des systèmes égouts (en

apportant avec elle les polluants des voitures. des tuyaux des villes, etc.). Cela signifie que

moins d'eau retourne sous la terre pour alimenter la nappe phréatique. Par ailleurs. le

déboisement massif et la désertification causee par l'homme impliquent qu'une moins grande

quantité d'eau retourne à l'atmosphère par évaporation et transpiration des arbres et des

plantes. En comparaison avec le cycle normal de Peau, on estime que 30% plus d'eau se

retrouve dans les cours d'eau, ou elle est plus vulnérable aux différentes sources de pollution

(Raven, 1995).

Les pluies acides sont un autre exemple du dérangement des activités humaines sur le cycle

hydrologique. Lorsque du S01 et des NO, sont relâchés dans I'atmosphère, ils se

transforment en polluants tels que des acides sulfimque et nitnque qui précipitent en neige et

en pluie dans les cours d'eau.

Figure 2.1

Figure 2.2.

Proporrion de l'eau disponible s u l fplankre (Source : Raven, 3993).

\ /

Le cycle de l'eau (Source : AWWA, 199 1 ).

Parmi les nombreux effets des pluies acides on retrouve le déclin de la vie aquatique et la

détérioration des forets.

Un aspect important du cycle de l'eau est la vitesse a laquelle l'eau est transportée. Cette

vitesse est largement déterminée par la présence de végétation. Lorsque la végétation est

dense et luxuriante, elle retient davantage ta pluie, son sol est plus humide et le débit de l'eau

dans les nviires est alors plus constant. Lors d'un Ient transport dans la végétation et le sol,

cenaines impuretCs de l'eau sont enlevées de façon naturelle. Le cycle de l'eau et son

traitement nanirel constituent donc un organisme vivant et vulnérable, et sont mis en danger

par les coupes massives des forëcs, la perte de biodiversité vésétale et la construction des

barrages altirant les cours d'eau naturels (Lanz, 1995).

3.3 Les propriétés de l'eau

L'eau est cornposér de deux aromes d'hydro$ne ct d'lin atome d10sy,02ne. La molécule

d'eau contient une distrib~ition inigale d'électrons. L'extrémité de I'oxygéne est donc

chargée n é p i w n r n t et l'rxtrimité de I'hydrogtne est chargic posi!ivernent. Il esistr une

force d'attraction entre la charge parrielit. négative Cs l'osygine d'une rnoléciile d'eau et la

charge partielle positive de I'hydrojenc d'une autrc molCculc. d'eau. Cette force est nommie

Ic lien d'hydroghe et est illustrée a la figure 3.3.

Lien ct'hydrogene

.

Fisure 2.3. Lien dlhydro=ène entre des moléciiles d'eau (Source : hlontgomep, 1985).

Le lien d'hydrogène est responsable pour plusieurs caractéristiques uniques de l'eau. Ces

caractéristiques et leurs importaces pour les ingénieurs environnementaux sont définies ci-

dessous :

Masse volumique :

La masse volumique de I'eau dépend de sa température. A pression atmosphérique, la masse

volumique varie en fonction de la température. L'eau se dilate lorsque sa température est

plus basse que 4OC, ce qui permet à la vie aquatique de continuer à vivre sous la surface

glacée des lacs. La masse volumique est importante pour calculer l'énergie de pompage

requise et pour prévoir une conception adéquate afin d'éviter le gel de la tuyauterie

(Montgomery, 1985).

Point d'ébullition et point de congélation :

Le point de congélation de l'eau est O°C et son point d'ébullition est 100°C à une pression de

1.0 atmosphère. Le point d'ébullition est élevé en comparaison aux autres hybrides du

groupe VI (HZS, H2Se, HJe). Ceci peut être expliqué par les liens d'hydrogène qui

nécessitent beaucoup d'énergie pour se briser et passer de la phase liquide à la phase

gazeuse. À pression élevée. le point d'ébullition augmente, et à basse pression le contraire

se produit. Si l'eau contient un soluté, le point de congélation diminue et le point

d'ébullition augmente. Ce principe peut être utile pour le dégel des rues avec du sel. mais a

peu d'importance dans le traitement de I'eau potable à cause des quantités minimes de soluté

dans les eaux naturelles (Montgomery, 1985).

Chaleur spécifique :

À pression constante, la chaleur spécifique est définie comme la quantité d'énergie requise

pour augmenter une unité de masse par un degré Celcius d'une substance. La chaleur

spécifique de I'eau dépend de son état. Sous forme liquide, la chaleur spécifique de l'eau est

4,186 J/gwaC (Eisenberg et Kaunian, 1969). La chaleur spécifique des autres composés est

souvent calculée par comparaison avec celle de I'eau.

Viscosité :

La viscosité est la mesure de la résistance d'un liquide à une force de cisaillement. Le

coefficient de viscosité de l'eau est élevé comparé à d'autres substances de poids

moléculaires semblables, à cause des forces intermoléculaires des liens d'hydrogène. Le

coefficient de viscosité diminue avec une augmentation de température à cause des forces

intemoléculaires qui diminuent aussi (Barrow, 1966). Ce fait affecte le traitement physico-

chimique de I'eau. Les procédés de coagulation, floculation, sédimentation et filtration sont

tous plus eficaces à température élevée. De plus, les taux de pompages doivent être conçus

en tenant compte de la viscosité variable de I'eau de surface avec les changements

saisonniers.

Moment dipolaire :

Le moment dipolaire de I'eau est une conséquence du fait que le centre de la charge positive

ne correspond pas au centre de la charge négative ; la molécule est polaire. Son moment

dipolaire est plus élevé que la plupart des autres composés dipôles, ce qui fait de l'eau un

bon solvant pour les ions (Montgomery, 198 5).

2.4 La qualité de l'eau

Les caractéristiques de la qualité de I'eau sont habituellement classifiées comme physique.

chimique (organique ou inorganique), biologique, et, plus spécifiquement esthétique ou relit

a la santé. Cette section résume les matières inorganiques et organiques les plus fréquentes

de I'eau.

2.4.1 Matières inorganiques

Les minéraux inorganiques présents dans I'eau naturelle sont le calcium, le magnésium. le

sodium, Ie potassium, le composé bicarbonate-carbonate, le sulfate et le chlorure. La

majorité des eaux de surface dans le monde ont une dureté élevée, contenant une quantité

élevée de bicarbonate de calcium. À l'autre extrême, I'eau ayant une basse dureté contient

beaucoup de chlorure de sodium. Ce type d'eau est fréquent près des régions côtières

(Livingstone, 1963).

Sources des matières inorganiques dans l'eau :

L'aitération est une interaction de l'eau et des gaz atmosphériques avec la surface des

minéraux, alors que la lixiviation se produit lorsqu'il y a échange d'ions entre le sol et les

sédiments, et une solution environnante. Les réactions qui peuvent se produire lors de

l'altération et la lixiviation sont la dissolution, l'oxydation-réduction, et l'échange d'ions, qui

détermine le contenu en minéraux de I'eau dans un environnement donné.

Les organismes aquatiques peuvent influencer grandement les concentrations inorganiques

dans I'eau par des réactions, transformations et entreposages métaboliques. La flore et la

faune aquatiques permettent aux réactions chimiques dans l'eau de prendre place. Les

phénomènes de transport de I'eau lors du cycle hydrologique, tels que l'évaporation, la

transpiration et l'infiltration, altèrent aussi la composition chimique de l'eau (Montgomery,

1985).

f articules en suspension :

Les particules en suspension sont définies comme des solides plus gros que des moIécules

mais généralement non distinguables à l'œil nu. Les sources naturelles principales des

particules dans l'eau sont l'altération du sol et l'activité biologique. Le composant principal

du procédé d'altération est l'argile, alors que les algues, bactéries et autres micro-organismes

sont les particules majeures produites par activité biologique.

Les principaux cations et anions dans l'eau sont énumérés ci-dessous.

Calcium :

Le calcium est le deuxième composé majeur de l'eau de surface, après le bicarbonate, et est

parmi les trois ou quatre composants majeurs des eaux souterraines. L'altération et

l'échange d'ions dans le sol sont les principales sources du calcium dans l'eau. Le calcium

est un nutriment essentiel pour les plantes et les algues.

La présence du calcium et du magnésium dans l'eau détermine sa dureté. En milieu

industriel, la présence de calcium protège les tuyauteries contre la corrosion. mais

précipitent dans les chaudières et les échangeurs de chaleur, affectant l'efficacité de ces

derniers. Une eau dure est nuisible pour les procédés de lavage car un milieu alcalin

favorise la précipitation du savon (Montgomery, 1 985).

Magnésium :

Le magnésium est plus solubIe que le calcium et moins abondant dans le sol et les eaux

naturelles. Le magnésium est aussi un nutriment essentiel mais peut devenir toxique en

grande concentration @JAS, 1977). Il est un composant de la dureté de l'eau. Il peut donc

causer des problèmes industriels dans les lavages, les chaudières et les procédés de

brasserie. Par contre, il peut facilement être conrrôlé a l'aide de dispersants, qui facilitent sa

dispersion en milieu aqueux (Snoeyink et Jenkins, 1980).

Sodium :

Les composés de sodium comprennent presque 3% de la croûte terrestre. Par altération, il se

retrouve dans les eaux naturelles. Les déchets industriels contiennent de grandes quantités

de sodium. Le sel des routes peut aussi contribuer a des hautes concentrations de sodium

dans l'eau locale. Le sodium est un nutriment pour la croissance des plantes, mais peut être

toxique en grande quantité. Dans l'industrie, les sels de sodium sont grandement utilises et

contribuent aux problèmes de corrosion (McKee et Wolf, 1963). Chez l'être humain, on

relie l'hypertension à une trop grande consommation de sodium (NAS, 1977).

Potassium :

Le potassium est présent dans les eaux naturelles en moins grande quantité que le sodium

parce qu'il est contenu dans des minéraux moins vulnérables à l'altération. Le potassium

étant plus coûteux que le sodium, il est moins utilisé dans les industries. On le retrouve

quand même dans la poudre à pâte, dans les allumettes et explosifs. dans les procédés de

textile et dans le traitement de l'eau pour contrôler le goût et l'odeur (McKee et Wolf, 1963).

Le potassium est un nutriment essentiel aux plantes, aux animaux et aux humains mais peut

devenir toxique en trop grande quantité.

Bicarbonate :

Le bicarbonate-carbonate dans les eaux naturelles a des fonctions importantes et bien

documentées (Stumm et Morgan, 1970 ; Hem. 1971 ; Wetzel, 1975 ; Hutchinson. 1957 ;

Snoeyink et Jenkins, 1980) dans la chimie acide-base, la formation des solides et des

complexes de métaux, et Ie métabolisme biologique. 11 est habituellement la matière

inorganique la plus abondante dans les eaux naturelles.

Fer :

Le fer est présent dans les roches, le sol et I'eau sous plusieurs formes. La quantité de fer

dans l'eau potable est contrôlée surtout à cause de son goût et pour des raisons esthétiques.

Manganèse :

Le manganèse est souvent présent avec le fer dans l'eau souterraine. Lorsque le manganèse

est présent dans I'eau de surface, il provient généralement du soi, des sédiments, des roches

et des composés organiques (Environnement Canada, 1987). Sa présence peut aussi causer

des problèmes esthétiques tel que tacher les vêtements et les ustensiles. 11 peut donner un

goiit déplaisant a l'eau et encourager la croissance de micro-organismes dans les réservoirs

et les systèmes de distribution.

Chlorure :

Le chlore est présent dans les e a u naturelles presque exclusivement sous forme d'ion

chlorure. Dans une eau de surface typique, on reaouve une concentration de chlorure de

moins de 10 mg/L. Mais dans l'eau de mer, Ie chionire est présent en grande quantité. Dans

les eaux de surface a l'intérieur des terres, la source du chlorure serait essentieilement la

pluie (Hem, 1971). Dans I'eau potable, le chlorure donne un goût particulier et, en

concentration raisonnable, est inoffensif à la plupart des gens. Dans i'industrie, le chlorure

est particulièrement corrosif a l'acier et à l'aluminium.

Soufie :

Le soufre dans l'eau provient des activités volcaniques, des roches sédimentaires, de la

décomposition organique et de l'activité bactérienne. En quantité suffisante, le soufie donne

à I'eau une odeur déplaisante. Chez l'être humain, on observe une action laxative causée par

les composés de soufie. Le souf're est corrosif aux structures de ciment et de ciment-

amiante (Montgomery, 1 985).

Azote :

L'azote est un nutriment important pour les plantes et tout organismes vivants. Toutefois.

une trop grande concentration d'azote dans les eaux de surface peut entraîner l'eutrophisation

des lacs et des rivières. Par ailleurs, des concentrations élevées d'azote peuvent causer des

problèmes dans les brasseries, donnant un goût diplaisant à la bière ou causer des réactions

chimiques durant la fermentation, ce qui poumit empoisonner la levure (Montgomery.

1985).

Fluor :

Le fluor est présent en très petite quantité dans les eaux naturelles. Depuis plus de quarante

ans, le fluor est ajouté a I'eau potable afin de réduire la carie dentaire (Montgomery, 1985).

2.42 Mesures des matières inorganiques

pH :

C'est la mesure de I'activité d'ions d'hydrogène dans I'eau. La valeur du pH varie de O a 14.

Un pH de 7 indique de l'eau neutre, tandis qu'un pH plus bas que 7 indique une

augmentation dans l'acidité et un pH pius élevé que 7 indique une augmentation dans

l'alcalinité (Corbitt, 1990).

Alcalinité :

L'alcalinité représente la quantité de bicarbonate, carbonate et d'hydroxyde présents dans

l'eau (Veatch et Humphrys, 1966).

Dureté :

La dureté est mesurée par la quantité de cations muitivalmts dans l'eau, en particulier le

calcium et le magnésium (NAS, 1977). La dureté est normalement élevée quand I'eau

contient beaucoup de minéraux. L'eau retarde alors l'action nettoyante des détergents, et

peut laisser un dépôt sur les ustensiles de cuisine.

Solides dissous totaux :

Les solides dissous sont une mesure des ions et des substances organiques en solution.

Après la filtration d'un échantillon, le filtrat est évapore et le poids du résidu est mesuré.

Conductivité :

La conductivité est la mesure de l'activité ionique d'une solution. L'eau pure n'est pas uii

bon conducteur, mais sa conductivité augmente lorsqu'elle contient des ions dissous. Les

mesures de conductivité et de solides dissous totaux sont importantes pour leur effet sur la

corrosion de I'eau. En général, plus ces facteurs sont élevés, plus I'eau est corrosive

(Montgomery, 1985).

Turbidité :

La présence de particules en suspension dans l'eau, telles que l'argile, le sable ou des

matières organiques, est mesurée par la turbidité. La turbidité est une propriété optique. La

diffusion de la lumière par les particuIes dans l'eau donne le degré de transparence de l'eau.

La turbidité des eaux naturelles est souvent plus élevée après de fortes pluies (Corbitt, 1990).

Compte des particules :

La mesure de la concentration des particules donne des informations plus précises que la

turbidité. Les compteurs de particules possèdent des éléments sensibles capables de détecter

des particules de différents écarts de grosseurs. tel que de 1 .O a 60 pm ou de 2.5 à 150 pm.

La conception des usines de traitement d'eau dépend en partie des caractéristiques des

particules. Par exemple, les particules fines (plus petite que 10 pm) vont se déposer

lentement. Par conséquent, leur enlèvement efficace par sédimentation demande donc une

transformation de ces particules en particules plus grosses (Montgomery, 1985).

2.4.3 Matières organiques

Les composes organiques dans I'eau proviennent de la décomposition des plantes et des

animaux (composés organiques naturels) ainsi que des déchets industriels, municipaux ou de

l'agriculture (composés organiques synthétiques). Les composés organiques synthétiques et

leurs effets sur la santé sont l'objet de beaucoup de travaux de recherche.

2.4.4 Mesures des matières orgaaiques

Les principales mesures de matières organiques dans l'eau potable sont énumérées ci-

dessous.

Couleur :

La couleur dans l'eau provient surtout de matières organiques dissoutes telles que la

végétation morte ou des micro-organismes aquatiques. Elle est mesurée surtout pour des

raisons esthétiques de l'eau potable (Montgomery, 1985).

Absorbance ultraviolette :

Des matières organiques spécifiques peuvent être mesurées par le procédé d'absorption

ultraviolette 0. Certaines matières organiques, en particulier les substances humiques,

absorbent très fortement les rayons W @fontgomery, 1985). L'absorbance UV est défini

comme le log du rapport entre le flux radiant absorbé par un corps et le flux radiant éclairé

sur le corps (Baker et Engel, 1992).

Absorbance ultraviolette spécifique:

L'absorbance UV spécifique est l'absorbante W, en m", à une longueur d'onde de 254 nm

divisé par le carbone organique dissous, en mg&, d'un échantillon d'eau (USEPA, 1993).

L'absorbance W spécifique est utilisée pour déterminer la nature de la matière organique

naturelle de l'eau.

Fluorescence :

Certaines molécules organiques absorbent l'énergie UV et libèrent des ondes plus longues et

d'énergie pius basse lorsqu'elles retournent à leur état normal. La fluorescence reflète les

changements de concentration des substances organiques en solution lors du relâchement de

ces ondes. La fluorescence est considérée plus précise que I'absorbance W (Sylvia, 1973).

Carbone organique total :

L'analyse du carbone organique total mesure la quantité de carbone dans un échantillon

d'eau. Cette méthode ne donne aucune indication quant à l'identité exacte de la substance,

seulement sur la quantité de matière organique. Le carbone organique total est utilisé, entre

autre, pour mesurer les précurseurs aux sous-produits de la désinfection, comme le

chloroforme et les ûihalométhanes (Singer et al., 1989).

2.5 Caractéristiques microbiologiques

La microbiologie est un domaine important dans le traitement des eaux à cause de son effet

sur la santé publique, les qualités chimique et physique de l'eau et l'opération des usines de

traitement des eaux. Plusieurs organismes font partie de l'étude de la microbiologie

aquatique.

2.5.1 Bactéries

Les bactéries sont des organismes à cellule unique contenant une seule membrane. Leur

structure est simple et uniforme, mais leur physiologie est diverse, ce qui rend leur

classification plutôt difficile. On les divise habituellement en deux groupes : le groupe

autochtone, qui est présent de façon naturelle dans l'eau, et le groupe allochtone, qui a été

transporté par la pluie, la filtration ou la contriminat~on. Ce dernier groupe représente un

danger pour la santé publique. Les intestins des animaux a sang chaud sont un

environnement propice pour ces bactéries. Leur présence dans l'eau peut signifier la

proximité d'une décharge d'égouts sanitaires ou de contamination fécaie. Le tableau 2.1

décrit les bactéries importantes du point de vue de la santé publique. leurs hôtes. leurs

modes de transmission, les symptômes et leur distnbution au niveau de la planète.

2.5.2 Traitement des bactéries

Afin d'obtenir une qualité d'eau de moins de 10 coliformes totaux par 100 rnL d'eau d'après

les aRecornmandations sur la qualité de I'eau potable au Canada 1996)) (Santé Canada,

1996), il est nécessaire d'appliquer les procédés de filtration et de chloration a une eau brute

contenant un maximum de 5000 coliformes par 100 mL d'eau. Pour une eau a laquelle on

applique uniquement un traitement de chloration, l'eau brute doit contenir un maximum de

50 coliformes par 100 mL d'eau afin d'obtenir la qualité requise pour I'eau potable (Berger,

1983). Mais différents groupes de bactéries réagissent différemment aux différents

traitements. Il est donc nécessaire d'étudier les traitements appropriés pour le groupe de

bactéries en question : coagulation, filtration, désinfection, en plus des conditions optimales

pour chacun de ces traitements (Montgomery, 1985).

Tableau 2.1

Bactéries ayant une signification pour la santé publique (Source : Montgomery, 1985).

Hôtes

Humains ; intestins

d'animaux ; eaux polluées ; nourriture

contaminée

Presque exclusi- vement l'humain

Humains et animaux

Humains et animaux sauvages

Humains

Animaux a sang chaud

Maladies

Fièvre typhoïde (peut être fatale);

salmonellose : tous les deux causent des crampes et

diarrhée

Shigellose, ou dysenterie bacillaire :

causent fièvre et diarrhée saignante

Leptospire : infections aiguës

des reins, du foie, du système nerveux central

Tularémie : cause des

frissons et de la fièvre, avec un ulcère au site d'infection Choién : maladie

intestinale aiguë causant

vomissement, diarrhée et

déshydratation ; peut être fatale

- -

Diarrhée ; infections urinaires

Transmission

Transmis par l'eau ou la nourriture

contaminée

- Transmis par la

nourriture contaminée, l'eau

polluée, et contact de personne a personne

Transmis par des abrasions de la

peau ou des muqueuses jusqu'aux vaisseaux

sanguins, a partir d'animaux

porteurs evou d'eau polluée Transmis par

l'eau contaminée; manipulation

d'animaux infectés

Transmis par Peau contaminée;

par contact de personne à personne

Transmis par nourriture

contaninée ou i'eau des égouts ; contact personne

à personne

Mondial ; la fièvre typhoïde est commune en

Extrême et Moyen Orient, Europe de I'Est,

Amérique Centnle et du Sud, Afrique

Mondial ; endémique dans

les régions tropicales

Mondial ; risque associe aux

navailleurs des champs de riz, d'égouts, des mines et des

fermiers

Amérique du Nord; Europe ; Russie ; lapon

Endémique dans certaines parties

des Indes, de l'Est du Pakistan;

survient aux Philippines, Indonésie,

Thailande, Hong Kong, Corée

Mondial

Tableau 2.1

Suite.

Genur

Yersin ia

Transmission 1 Distribution 1 Hôtes

Myco-bacrerium

Maladies Diarrhée, fièvre,

Oiseaux et mammifêres homme, contact ( I

L

vomissement, anorexie, douleur

abdominale aiguë, abcès

malade poumons Humains, bétail

personne à 1 I

Transmis par i'animal a

Turberculose de la peau ou des

personne, eau 1 I

Mondial

contaminée des 1 1

contaminée Typiquement

aéroporté, mais

égouts 1 I

Mondial

2.5.3 Virus

Les virus ont une structure très simple. Ils sont tous des parasites et vivent dans les

animaux, plantes, champignons et algues. Ils sont difficiles a détecter à cause de leurs très

petites tailles. Le tableau 2.2 illustre quelques virus et les maladies qui y sont associées.

Les virus se retrouvent dans l'eau par contamination directe des humains ou des animaux ou

indirectement par les décharges des égouts. Certains facteurs encouragent l'inactivation des

virus dans l'eau, comme la température et la lumière du soleil. Par ailleurs, une eau

possédant beaucoup de matières en suspension et une turbidité élevée protège les vins et

augmente leur transmission. (Montgomery, 1985)

2.5.4 Traitement des virus

Parmi les traitements disponibles, des tests en laboratoire ont démontré que la coagulation

chimique peut eniever entre 88 et 99.8% des virus. La filtration enlève une quantité variable

de virus, dépendant de la conception et de t'opération du filtre. Par exemple. la filtration a

sable sans coagulation enlève seulement de 1 a 50% des virus. Par contre, lors du procédé d'addition de Mg(OH)2 pour adoucir l'eau, ce dernier précipite et adsorbe les vtms dans ce

précipité. Le pH élevé (> 10.5) de ce procédé ralentit l'action des virus, et on peut s'attendre

à un enlèvement de 99% des virus. La méthode d'adsorption par carbone activé donne des

résultats plutôt médiocres : un enlèvement de virus de 21 a 86% (Montgomery, 1985).

La meilleure méthode d'enlèvement des virus demeure la désinfection. Mais son efficacité

dépend du type de virus, du type de désinfectant et du temps de contact. Avec les conditions

optimales, 99.99% des virus peuvent être enlevés avec cette méthode (Guy et al., 1977).

Tableau 2.2

Virus qui infectent Ies animaux (Sources : Bitton, 1980 ; Berger, 1983 ; et Acton, 1974).

1 Grou~e 1 Maladies

Adénovirus Maladies respiratoires, conjonctivite

Réovirus Maladies respiratoires, diarrhée, fièvre récurrente à tiques

Ro tavirus Gastro-entérite infantile

Entérovirus Poliomyélite, méningrtes aseptiques, rhume, encéphaii te

Virus de l'hépatite A Hépatite infectieuse

Virus de Norwalk Gastro-entérite

Poxvirus Variole

Herpesvirus Pemphigus aigu fébrile, cancer du col de l'utérus, varicelle, zona, mononucléose

I -- -

Myxovirus Grippe

2.5.5 Algues

Les algues jouent un rôle important dans les cycles des nutriments dans les lacs et

réservoirs, et dans 1a chaîne alimentaire. Quelques espèces d'algues sont nocives chez l'être

humain en produisant des endotoxines qui peuvent causer des gastro-entérites.

Les algues se trouvent habituellement au fond de I'eau. Le niveau trophique d'une source

d'eau est déterminé par la quantité de nutriments et de matières organiques qui s'y trouvent.

Un lac oligotrophique est pauvre en matières organiques et en nutriments, un lac

mésotrophique contient une quantité modérée de matières organiques et de nutriments et un

lac eutrophique est riche en matiéres organiques et en nutriments. Les algues sont une

indication du niveau trophique d'un lac. mais ne déterminent pas ce niveau (Wetzel, 1975).

Les algues posent un problème de blocage des filtres. Même si la coagulation et la

sédimentation enlèvent habituellement 90 a 95% des algues, il en reste suffisamment pour

réduire Ifefficacité des filtres en général. Mais il faut aussi noter que les algues peuvent

aussi améliorer l'efficacité d'un filtre à sable lent en créant une couche additionnelle d'algues

et de mino-organismes (Montgomery, 1985).

3. COAGULATION, DÉSINFECTION ET FORMATlON DES SOUS-

PRODUITS DE LA DESINFECTION

Cette section explique de façon plus détaillée les procédés de coagulation, désinfection et la

formation des sous-produits de la désinfection.

3.1 La coagulation

Les procédés de sédimentation, de coagulation et de floculanon sont essent~els afin d'enlever

les particules de l'eau. Lors de la coagulation et de la floculation, les particules fines

s'unissent avec l'aide d'agents chimiques et de procédés physiques et forment des particules

assez grosses pour permettre la sédimentation de ces particules en suspension. Il est

important d'enlever les matières en suspension qui peuvent causer des problèmes esthétiques

et hygiéniques. Les procédés de coagulation et de tloculation ont récemment pris de

l'importance car ce sont les seules méthodes capables d'enlever des kystes protozoans, tels

que le Giardia intestinalis, des e a u contaminées (U. S. Filter, 199 1).

L'union des particules se produit en deux étapes. Tout d'abord, des agents chimiques

appropriés, appeiés les coagulants, sont ajoutes a l'eau. A l'aide d'un mélangeur. le coagulant

est dispersé de façon uniforme et rapide afin d'optimiser l'efficacité du coagulant et

déstabiliser les particules. Les forces entre les particules sont maintenant réduites, et cette

première étape est la coagulation. Lors de la deuxième étape, il y a collisions entre les

particules déstabilisies. Ces collisions sont favorisées par mixage mécanique. Le mixage

doit être assez rapide pour permettre aux particules d'entrer en collision, mais assez modéré

pour ne pas briser les agrégats de particules déjà formés. Cette deuxième étape est la

floculation (Montgomery, 1985).

La conception de mélangeurs mécaniques, tels que des palettes ou des turbines, doit tenir

compte de la vélocité désirée des particules ainsi que de la grosseur et de la forme des

bassins, afin d'obtenir une efficacité optimum lors de la coagulation et de la floculation.

3.1.1 Stabilité des particules

Les particules en suspension dans l'eau sont instables d'un point de vue thermodynamique.

Après une période donnée, ces particules finiront sédimenter de façon naturelle. Mais cette

période étant relativement longue, ce procédé ne serait pas économiquement rentable. C'est

pourquoi il est nécessaire d'ajouter des produits chimiques appropriés afin d'accélérer ce

procédé.

Les particules en suspension sont catégorisées en deux groupes : la matière colloïdale, dont

la grosseur varie approximativement entre 5 m et 1 prn ; et les solides en suspension qui

sont les particules plus grosses que 0,5 pm. Les particules plus petites que 5 nm sont en

solution. Un mélange hétérogène comprend des particules de toutes ces grosseurs possédant

plusieurs caractéristiques physiques, chimiques et biologiques différentes (Montgomery,

1985).

Les particules sont aussi catégorisées par leur nature. Les particules hydrophobes ont une

surface bien définie et une affinité faible pour les molécules d'eau. Elles sont instables d'un

point de vue thermodynamique et vont s'associer de façon irréversible avec le temps. Les

particules hydrophobes sont surtout d'origine inorganique, par exemple les particules d'argile

ou d'oxydes de métaux non-hydratés. Quant aux particules hydrophiles, elles ont une surface

floue, et forment généralement des solutions de composés macromoléculaires organiques.

Ces particules en suspension s'associent de façon réversible. Elles sont principalement

d'origine organique et comprennent une grande variété de biocolloïdes (acides humiques et

fulviques, virus), et de micro-organismes en suspension vivants et morts (bactéries. algues).

Afin d'enlever les particules de I'eau, il est important de réduire la stabilité des paxticules.

Deux mécanismes de déstabilisation seront expliqués dans cette section : la compression de

la couche double et l'attraction électrostatique.

La compression de la couche double :

Lorsque les particules sont dispersées dans I'eau. les ions de charges opposées aux ions de la

surface des particules s'accumulent à la swface afin de satisfaire l'électro-neutralité. Cette

accumulation s'oppose à la tendance des ions a se diffuser dans la direction de moindre

concentration. Ces deux forces opposées, l'attraction électrostatique et la diffusion,

produisent un nuage d'ions pouvant atteindre jusqu'a 300 nm entourant les particules. Ce

nuage est nomme la ((couche double électrique)) (Kruyt, 1952). La figure 3.1 démontre cette

couche double. A cause de l'excès de cations près de la surface, une différence de potentiel

électrique surgit. La figure 3.1 démontre également que la concentration d'ions diminue

exponentiellement en s'éloignant de la surface. La couche double consiste en deux régions :

la repon intérieure (Stern layer) d'environ 5 nm de profondeur, et la région extérieure ou

diffuse, dont la profondeur dépend de la force ionique de la solution.

Lorsque les ions se déplacent, une partie de l'eau se déplacent avec eux. Ce phénomène

produit le plan de cisaillement (shear plane) tel qu'illustré a la figure 3.2. Le potentiel

électrique entre la couche de cisaillement et la solution est appelée le potentiel zeta.

(Montgomery, 1985)

Comme montré à la figure 3.2, une augmentation de la force ionique de la solution,

représentée par une augmentation des solides dissous totaux, va compresser la couche

diffuse. A cause de ce phénomène, l'eau de mer, qui possède une grande concentration de

solides dissous, a un potentiel zeta très bas et son plan de cisaillement est completement

supprimé.

La figure 3.2 démontre qu'en augmentant la force ionique, la couche double est compressée,

ce qui cause une diminution du potentiel zeta. Lorsque ce dernier est réduit sous kZO mV,

une coagulation rapide se produit (Kruyt, 1952). La quantité d'ions nécessaire pour produire

cette coagulation rapide est définie comme la (concentration critique de coagulation

(CCC))>, et varie d'un système à l'autre, dépendant du type de particules et d'ions dissous.

Figure 3.1. Schéma de la couche double à l'interface solide-liquide (Source :

Montgomery, 1985).

Figure 3.2. SchSma de la couche doubis. (a) Effet d'augmenter la concentration

d'électrolyte. (b) Réversion du potentiel par adsorption spécifique (Source :

hlontgome~, 1985).

L'attraction electrostatique :

Le mécanisme principal contrôlant la stabilité dos particules hydrophobes et hydrophiles est

la repdsion électrostatique.- Dans le cas des surfaces hydrophobes, un excès de cations ou

d'anions peut s'accumuler à l'interface, produisant ainsi un potentiel électrique qui repousse

les particules ayant une charge sembIable. Pour les particules hydrophiles, une charge

élecmque surgit lorsqu'il y a dissociation de groupes organiques situés sur la surface des

particules. En plus de la répulsion électrostatique, la stabilitt des particules peut ètre

influencée par la présence des molécules d'eau qui sont adsorbées a la surface des panicules

et forment une barrière liquide empêchant ainsi les collisions entre les particules. En

général, la surface des particules a une chimie complexe, et les charges électriques peuvent

survenir de plusieurs sources différentes.

Les particules peuvenr être déstabilisées par attraction éIectrostatique, qui se produit lorsque

les surfaces sont chargées de façon opposée. Ce phénomène est favorisé par l'adsorption

d'ions a la surface des particules. La charge de la surface des particules dépend souvent du

pH de la solution. Le pH correspondant a une charge nulle est appelé le point de charge

zéro. Au-dessus du point de charge zéro, la charge de Ia surface est négative (anionique), et

en dessous du point de charge zéro, la charge est positive (cationique). En altérant le pH

d'une solution, il est donc possible de déstabiliser les parcicules (Montgomery, 1985).

3.1.2 La chimie de la coagulation

Les dew fonctions principales d'un coagulant sont la déstabilisation des panicules et le

renforcement des flocons. Les produits chimiques utilisés doivent aussi satisfaire des

contraintes pratiques telles qu'un coût raisonnable, la facilité de manipulation et la stabilité

chimique lors de l'entreposage. La sélection d'un coagulant est basée sur les caractéristiques

de ce dernier, des particules et de la qualité de l'eau. Mais prédire le coagulant optimum

pour une eau donnée n'est pas encore possible. Chaque coagulant doit être testé en

laboratoire et ensuite a grande échelle.

Les coagulants inorganiques

Les deux coagulants inorganiques principalement utilisés en traitement des eaux sont des

sels d'aluminium et des ions ferriques. Ces cations sont disponibles en sels de sulfate ou

chlorure sous forme liquide ou solide. La chaux (Cao) est aussi utilisée pour la coagulation

lorsque des pH élevés (pH > 10) sont désirés.11

Les cations dans l'eau réagissent avec des ions polyatomiques (e.g.. OH-, SO~'-. ~04)')

formant des produits solubles et insolubles. La dose optimale de coagulant dépend de la

chimie particuisère de l'eau et du type de particules.

Dans la plupart des applications pour réduire la turbidité et la couleur. le pH pendant la

coagulation se irouve entre 6 et 8. La limite infërieure est imposée par le taux de corrosion

élevé qui se produit à des pH plus bas que 6. Entre des pH de 6 et 8. les produits solubles de

I'hydrolyse, qui seraient responsables de la déstabilisation, ont une durée de vie très courte

(dans I'ordre de microsecondes). En utilisant des constantes d'équilibre estimées au préalable

pour les réactions majeures de l'hydroiyse, la distribution des produits de l'hydrolyse après

une heure (temps de contact maximum) peut être définie (Montgomery, 1985). Ces estimés

montrent qu'avec un dosage typique de coagulant, Ies espèces prédominantes a l'équilibre

sont les hydroxydes de métaux insolubles. Les constantes d'équilibre peuvent aussi

démontrer l'importance du pH dans le contrôle des hydroxides de métaux solubks, qui sont

des substances capables de traverser le procédé complet du traitement de l'eau.

Les quantités de coagulant peuvent être estimées avec les réactions stœchiométriques de

I'hydrolyse des ions d'aluminium et de fer :

Les réactions avec l'eau indiquent que chaque mole d'ions trivalents devra produire une mole

de l'hydroxyde de métal et trois moles d'ions d'hydrogène si la réaction est complète. Les

quantités réelles de précipites formés dépendent de la chimie du système.

Lorsque les sels de fer ou d'aluminium sont ajoutés -i l'eau, plusieurs réactions parallèles et

séquentielles se produisent. La vitesse de ces réactions dépend des caractéristiques de la

solution : le pH, les espèces ioniques présentes, la température, les types et les

concentrations des particules, la concentration du coagulant, et les conditions de mixage au

point d'injection du coagulant (Montgomery, 1985).

Le coagulant le plus fréquemment utilisé est le sulfate d'aluminium, communément nommé

1'aIun. L'alun est un coagulant efficace. a un coût relativement bas, est disponibIe, et est

facile a entretenir, entreposer et manipuler. Sa formule chimique est A12(SO&. 13H20.

Lorsque suffisamment d'alun est ajouté à I'eau pour excéder sa solubilité, il en résulte une

formation de flocons qui vont absorber les particules en suspension (la turbidité) dans l'eau.

La solubilité de Mun varie grandement et abruptement avec un changement de pH (U.S.

Filter, 1991).

Les coagrrlants organiques

Les polymères organiques peuvent être utilisés comme coagulant dans le traitement des

eaux. Les unités chimiques qui constituent les polymères possèdent une nature ionique qui

transmet une charge électrique aux chaînes de polymères. C'est pourquoi les polymères

organiques sont souvent appelés des polyelectrolytes.

Dans les applications de traitement des eaux, les polymères sont conçus pour être solubles

dans I'eau, être adsorbant et réagir rapidement avec les particules. Ils sont utilisés comme

coagulants primaires, aide-filtre et dans le traitement des boues.

Lorsque les polymères sont utilisés comme coagulant primaire, les flocons produits sont

moins volumineux que ceux produits avec l'utilisation des ions de fer et d'aluminium. Cela

peut être avantageux en particulier dans les applications oii il est désirable d'obtenir des

flocons de petits volumes, comme par exemple dans l'utilisation de filtre à média granuleux.

Même si les polymères offient des possibilités intéressantes dans le traitement des e a u , son

utilisation est encore restreinte à cause de son coût élevé et de la production d'impuretés

chimiques associées avec la synthèse des polymères. C'est pourquoi certains pays, comme la

France et le Japon, ne permettent pas l'usage de polymeres synthétiques dans le traitement

des eaux (Montgomery, 1985).

&narniques de l'ugrégatiori des partiailes

La figure 3.3 illustre le procédé de l'agrégation des particules pendant la coagulation et la

floculation. Initialement, la distribution des particules est formée de particules stables. Avec

l'addition d'un coagulant, organique ou inorganique, les particules se déstabilisent

rapidement. et forment des microflocons instables dont la grosseur varie entre 1 et 100 pm

(Argaman et Kaufman, 1970). Le transport des panicules cause ensuite la croissance de ces

flocons. Mais le transport produit aussi le brisement de ces flocons. Après une période de

mixage, les flocons atteignent une grosseur constante, où la croissance et le brisement des

flocons sont à peu près égales.

Flac aGregates

Figure 3 -3. Sous-procédés contrôlant le taux d'agrégation des particules (Source :

Montgomery. 1 985).

11 existe des modeIes mathématiques qui prédisent la vitesse à laquelle la grosseur constante

des particules sera atteinte. La principale difficulté de ces modèles est la prédiction du

changement de Ia grosseur des particules en fonction du temps pour les conditions chimiques

et hydrodynamiques données.

Le modèle général de la dynamique de l'agrégation des particules tient compte des

changements du nombre de particules de toutes grosseurs. Les particules de grosseur di

entrent en collision avec des panicules de grosseur dj, formant des particules de grosseur dk.

En même temps, les panicules de grosseur dk peuvent se briser en particules plus petites. Le

nombre de collisions, Nij, dans un temps et un volume d o ~ é s , entre les particules de

grosseur i- et j- est représenté par l'équation suivante, oii B est le facteur de fréquence de

collision et n est la concentration de particules :

Nij = O (di, dj) ni nj

Le modèle générai pour l'agrégation des particules, en supposant qu'il n'y a aucun bnsement

de particules, est (Swift et Friedlander, 1964) :

3.1.3 Les boues de la coagulation

Parmi les boues produites dans les procédés de traitement de l'eau potable, on retrouve les

boues de coagulation. Ces boues sont produites par la coagulation et la sédimentation de la

turbidité naturelle par l'addition de coagulants chimiques. Dans une usine de traitement, ces

boues sont ramassées dans les bassins de sédimentation et sur les filtres. Pour une usine

typique utilisant de l'alun comme coagulant, entre 60 et 90% des boues vont ëtre ramassées

dans les bassins et le reste dans les filtres. La boue ramassée par les filtres est enlevée

pendant le lavage des filtres, et si I'eau de lavage est récupérée, les boues sont enlevées des

eaux de lavage par sédimentation et éventuellement addi t iodes aux bassins de boues

(Montgomery, 1985).

Afin de traiter ces boues, il existe plusieurs procédés pour la gestion des résidus. Parmi les

plus utilisés, on retrouve (Montgomery, 1985) :

L'épaississement par gravité :

Ce procédé est souvent la première étape de la gestion des résidus. Il consiste a enlever

l'excès d'eau par décantation, et concentrer les solides par sédimentation. L'eau décantée est

habituellement réutilisée à moins qu'elle ne contienne un goût ou une odeur désagréable, des

algues ou autres micro-organismes. La métaode la plus commune d'épaississement par

gravité est une lagune avec une opération de décantation.

Le conditionnement des boues :

Le conditionnement des boues peut être employé pour aider l'épaississement par gravité,

mais est plus fréquemment utilisé dans les procédés mécaniques d'enlèvement de I'eau. Le

conditionnement implique l'addition de polymères pour aider la sédimentation et

l'enlèvement de l'eau. Les boues peuvent aussi être conditionnées par l'addition de chaux,

par 1e traitement par la chaleur et par le refioidissement. L'objectif est d'améliorer les

propriétés physiques des boues pour que I'eau soit enlevée plus facilement, augmenter la

quantité de solides enlevés, et minimiser le temps requis pour le procédé d'enlèvement de

l'eau.

L'enlèvement de l'eau par gravité :

Ce procédé se fait par filtration, par collection des boues solides sur le sable, et par drainage

de l'eau à travers le média du filtre. Ce procédé produit des boues relativement sèches et

solides. Elles peuvent être combinées avec des boues plus sèches pour obtenir la consistance

désirée. Ce procédé peut être appliqué directement à la sortie du bassin de sédimentation, ou

encore après l'épaississement.

La filtration sous vide :

Les filtres sous vide sont utilisés pour enlever I'eau des boues dans les usines de traitement

des eaux usées depuis de nombreuses années. Mais l'application dans le traitement de l'eau

potable est plus récente et limitée. Pour obtenir de bons résultats. l'utilisation de polymères

est souvent nécessaire.

Dans les années soixante, le procédé de récupération de I'alun par acidification des boues

était très populaire. Plus de 80 % de I'alun était récupéré des boues avec ce procédé. Mais a

cause de I'accumulation de métaux lourds. de manganèse et de substances organiques dans

l'alun, la récupération de I'alun par acidification n'est actuellement plus pratiqué. Des

recherches plus récentes montrent qu'il est possible de récupérer I'alun tout en préservant sa

qualité avec la technique d'échange ionique liquide (Comwell et al., 1980).

La disposition finale des résidus du traitement de I'eau est déterminée par des facteurs

économiques, les options disponibles et les règlements gouvernementaux. Les

caractéristiques des boues sont aussi des critères importants. Les contraintes

environnementales font en sorte que de plus en plus le potentiel de réutilisation et de

récupération doit être évalué avant la disposition finale. À i'heure actuelle. les alternatives

principales pou. la disposition finale des boues sont la disposition dans les eaux de surface,

dans le sol, dans les égouts sanitaires et dans les puits profonds.

Aux États-~nis et au Canada, la disposition des résidus du traitement des eaux (usées et

potable) dans les eaux de surface est considérée comme une décharge industrielle et doit

donc se conformer aux lois fédérales (Montgomery, 1985 ; Richard, 1999). Les avantages

de ce type de disposition sont les coûts capitaux, d'opération et d'entretien peu élevés. Ces

installations sont habituellement plus simples à concevoir, opérer et entretenir que tout autre

système. Les désavantages sont l'incertitude de pouvoir continuer cette pratique dans le

futur, et de créer un problème de pollution de l'eau.

La disposition des résidus dans le sol est limitée par les fonctions spécifiques des sites

d'enfouissements sanitaires. Les résidus solides sont habituellement acceptés dans la plupart

des sites. Mais les coûts capitaux de ces systèmes sont élevés. Les coûts de transport

peuvent aussi être significatifs, dépendant de la distance à parcourir. Quant aux coûts

d'opération et d'entretien, ils sont assez bas car aucune installation de traitement des résidus

n'est requise.

Les lois gouvernementales régissent tous les rejets aux égouts sanitaires. incluant ceux des

usines de traitement d'eau. Les quantités et les types de liquides et de solides qui peuvent

être ajoutés aux égouts sont limités par les capacités des égouts et des traitements des eaux

usées. Cette disposition a un coût capital très bas, et dépendant des contrôles requis et du

coût à l'utilisation, le coUt d'opération peut être bas. Par conire, il peut être nécessaire

d'installer des moniteurs en continu pour mesurer le contenu organique et les solides.

3.2 La désinfection

La désinfection est le procédé par lequel les micro-organismes sont détruits, produisant ainsi

une eau saine à la consommation humaine.

Dans Ie traitement des eaux, deux types de mécanismes peuvent être les facteurs

prédominants qui contrôlent l'efficacité de la désinfection :

l'oxydation ou la rupture de la paroi des cellules, ayant pour conséquence la

désintégration cellulaire

la diffusion de l'agent de désinfection a l'intérieur de la cellule et I'interfërence avec

l'activité cellulaire

Donc, afin que l'agent de désinfection soit efficace, il doit être capable d'oxyder les

molécules biologiques et de se diffuser a l'intérieur des parois cellulaires. Mais l'efficacité

du désinfectant dépend des facteurs suivants (Montgomery, 1985) :

Les caractéristiques du désinfectant :

Une mesure importante dans la sélection d'un désinfectant est le potentiel d'oxydation, une

caractéristique électrochimique qui dépend de l'oxydant. Plus le potentiel d'oxydation est

élevé, plus ce composé est capable d'oxyder les matiéres organiques. Comme indiqué dans

le tableau 3.1, l'ordre de l'efficacité de désinfection des oxydants va comme suit : ozone >

dioxyde de chlore > chlore > brome > iode.

Tableau 3.1

Potentiel d'oxydation de certains désinfectants (Source : Montgomery, 1 985).

1 Brome

Dioxyde de chlore

Iode 0.54

Mais les autres facteurs rendent la sélection d'un oxydant plus complexe. Par exemple, la

diffusion a I'intérieur de Ia cellule est dépendante du poids moléculaire, de la charge de

l'espèce, etc. L'ordre de diffiision est : iode > brome > chlore. Cet ordre est exactement

l'opposé des potentiels d'oxydation. Donc, le choix de l'oxydant approprié se fait i partir de

l'expérience d'opération, d'études pilotes et autres considérations pratiques (coût,

manipulation, etc.) (Montgomery, 1985).

CIO,

Les caractéristiques des micro-organismes :

Les micro-organismes peuvent être divisés en quatre groupes nommés ici en ordre

décroissant de résistance : (1 ) les spores bactériens, (2) les spores protozoans, (3) les virus,

et (4) les bactéries végétales. Leur résistance à la désinfection est attribuée aux différences

de structure des cellules (Chang, 197 1).

1.91

Le temps de contact :

L'efficacité de la désinfection dépend du temps de contact. Ce facteur doit donc être pris en

considération lors de la conception du procédé de désinfection (Montgomery, 1985).

Les caractéristiques tel que la turbidité, les matières organiques, le pH et la température :

La turbidité causée par de minuscules particules de saleté et autres impuretés, peut agir

comme barrière entre le désinfectant et les pathogènes. C'est pourquoi la turbidité doit être

réduite au minimum (<OS NTU) par les procédés de coagulation, floculation et filtration

avant la désinfection (U.S. Filter, 1991 ; Symons et Hoff, 1975 ; Hoff, 1978 ; Hijkal et al.,

1979 ; Foster et al., 1980 ; Boyce et al., 1981 ; Emerson et al., 1982).

Les matières organiques peuvent aussi diminuer l'action du désinfectant en s'attachant à la

surface des micro-organismes et faisant obstacle aux attaques du désinfectant. Le chlore est

un désinfectant efficace seulement lorsqu'il entre en contact direct avec les organismes

nuisibles.

Le pH peut affecter la destruction rnicrobiologque. Par exemple, l'espèce de chlore la plus

active, l'acide hypochloreux, est plus efficace dans une eau ayant un pH plus petit que 7.

Pour sa part, la température affecte la vitesse de réaction de certaines étapes, telles que la

diffusion. dans le procédé de désinfection. L'acide hypochloreux est une forme de chlore

libre plus efficace que l'ion hypochloreux. À un pH plus petit que 8, la forme d'acide

hypochloreux domine. et à un pH plus grand que 8, la forme de l'ion hypochloreux domine.

L'acide hypochloreux étant plus efficace, il n'est donc pas recommandé de désinfecter avec

du chlore a un pH au-dessus de 8. La température affecte aussi l'efficacité de la désinfection.

A des températures plus basses, l'action du désinfectant est plus lente. Par contre, le chlore

est plus stable en eau froide et le résiduel est présent pour une plus grande période de temps.

ce qui compense pour le taux de désinfection pIus bas. Tous les autres facteurs étant égaux,

la désinfection est plus efficace lorsque la température de l'eau est plus chaude. Comme la

température de l'eau subit des changements saisonniers, Ie dosage de chlore devra être ajusté

selon les saisons (U.S. Filter, 199 1).

La formation des sous-produits de ta désinfection :

Une autre caractéristique importante à considérer lors de la sélection d'un désinfectant est la

formation de sous-produits qui ont un effet sur la santé et l'environnement. Ces sous-

produits se forment lors d'une réaction entre la matière organique naturel de l'eau et le

désinfectant, et comprennent des substances comme les trihalométhanes et le chloroforme.

3.2.1 Cinétique de la désinfection

Afin de prédire les résultats de la désinfection, plusieurs modèles mathématiques ont été

développés. Le plus utilisé est le modèle de Chick-Watson. La loi de Chick (1908) exprime

la vitesse de destruction des micro-organismes avec l'équation suivante :

N = nombre d'organismes au temps t No = nombre d'organismes au temps O

k = vitesse constante caractérisée par

organismes et la qualité de l'eau

t = temps

Watson (1 908), en utilisant les données de Chick,

le type de désinfectant, les micro-

du système

a raffiné l'équation afin de produire une

relation empirique qui inclue les changements dans la concentration du désinfectant :

C = concentration du désinfectant

A= coefficient de fatalité spécifique

n = coefficient de dilution

La valeur de n dans l'kquation Chick-Watson dépend du désinfectant et du pH de l'eau. et est

souvent proche de 1 ,O.

La figure 3.4 illustre la désinfection du poliovirus avec le brome. où le logarithme du taux de

sumie (NMo) en fonction du temps est une ligne droite.

Tirne. sec

Figure 3.4 Données sur la désinfection (Floyd et al., 1978). *

Le coefficient A représente la puissance relative des désinfectants à une concentration et un

temps donnés. On peut supposer que n = 1.0 et que A est constant pour un réactif et un

organisme spécifiques, a une température fixe. Le tableau 3.2 montre les fatalités

spécifiques de certains désinfectants et contaminants a un pH de 7.0 et à 20°C, pour un taux

d'inactivation de 99 %.

D'après ce tableau, l'ozone (0,) est le désinfectant le plus puissant. Les fatalités spécifiques

montrent aussi que les bactéries sont plus faciles a tuer que les virus, et que les kystes sont

particulièrement résistants.

Une autre méthode utilisée fiéquemrnent pour comparer les désinfectants est de tracer un

graphique des résiduels de désinfectants en fonction du temps, a 99% d'inactivation. La

figure 3.5 illustre un tel graphique (Scarpino et al., 1977). Les résultats sont semblables à

ceux Cu tableau 3.2. Les désinfectants les plus efficaces en ordre croissant sont l'acide hypochloreux (HOCI), le dioxyde de chlore (CIO2.,, I'icn hypochlorite (OCI-), et les

chloramines (NH,Cl et NHCI,). Ces deux approches sont basées sur la relation linéaire de

la loi Chick-Watson. Mais cette théorie est limitée dans les applications pratiques. En

général, le taux d'inactivation n'est pas constant ; il augmente ou diminue en fonction du

temps dépendant du type d'organismes, de la concentration et du type de désinfectant, et des

autres conditions d'opération.

Tableau 3.2

Coefficients de fatalités spécifiques (A) pour cerâains désinfectants (Source : NAS. 1980).

CIO,

OCI-

NHCI,

16

590

0.84

2,4

0,44

0.00092

1

1

Tirne for 99% inacwatian of mliavirus 1. min

Figure 3.5 Résiduel de disinfectants en fonction du temps d'inactivation (Source :

Scarpino et al., 1977).

3.2.2 La chimie du chlore

Le chlore est le désinfectant le plus répandu. Ses capaciiés dépendent de sa forme chimique

dans I'eau, qui à son tour dépend du pH, de la température et du contenu organique dans

l'eau. Le chlore gazeux est ajouté a l'eau, s'hydrolyse rapidement et forme l'acide

hypochioreux (HOCI) et le chlonxre d'hydrogène (HCI).

Cl, + H,O o HOCl + HCI

En solution diluée et i un pH plus élevé que 4, la réaction est habituellement complète.

L'acide hypochloreux (HOC]) est l'une des deux formes de chlore libre et est un désinfectant

très efficace. Il réagit ensuite avec des composés organiques et inorganiques, ou se dissocie

en ions hydrogène et hypochloreu. :

HOCl * H+ + OCl-

L'ion hypochloreux (OCI') est l'autre forme de chlore libre. L'acide hypochloreux est un

acide faible et sa constante de dissociation (K,) à ZO°C est 2.6 1 1 x 10-8 moledl (Morris.

1966). Donc, le pH de I'eau affecte les quantités relatives de HOC1 et deOC1'. La figure 3.6

est un diagramme de la distribution des différentes formes de chlore en fonction du pH de

l'eau. Entre un pH de 6 et 9, la fiaction relative de HOCl diminue et la fraction

correspondante de OC1- augmente. La dissociation de l'acide hypochlore~v est aussi

dépendante de la température. À un pH donne, la h c t i o n de HOCl diminue avec une

augmentation de température. De façon générale, les capacités désinfectantes de l'acide

hypochloreux sont 100 fois plus efficaces que celles de l'ion hypochloreux (Montgomery,

1985).

Figure 3.6 Diagiamme de la distribution des différentes formes de chlore en fonction du

pH de l'eau a 25°C (Source : Snoeyink et Jenkins, 1980).

L'eau naturelle contient des impuretés, et la réaction entre 1s chlore et les impuretés intertere

avec la fonnation de chIore libre résiduels. Par exemple, si l'eau contient des nitrites. du fer,

du manganèse et de l'ammoniaque, le chlore ajouté à I'eau réagit immédiatement avec ces

derniers. Le fer. le manganèse et les nitrites sont des agents réducteurs et doivent être

complètement neutralisés par le chlore avant la fonnation de résiduels. À I'usine

d'Atlanta/Fulton County, une pré-désinfection est prévue spécifiquement pour enlever ces

impuretés. Le chlore réagit ensuite avec l'ammoniaque (MI3) et les matières organiques

pour former des chloramines et des composés chloro-organiques.

Ces composés sont des formes de chlore résiduel. En ajoutant davantage de chlore a ce

point, le résiduel diminue car le chlore oxyde en partie l'ammoniaque et les composés

chloro-organiques. Le chlore additionnel change une partie du chlorure d'ammoniaque,

NHICI, en bichlomre d'ammoniaque, NHCL, et trichloramine, K I 3 . Ces composés peuvent

causer des goûts et odeurs B l'eau.

NH2Cl + HOCl -+ NHCll + Hz0

NHICl + HOCl + NCI, + HzO

En ajoutant davantage de chlore à ce point, la quantité de chlore libre atteint une valeur

minimale. Cette valeur minimale est appelée le point critique. Tout chlore ajouté après le

point critique va augmenter les résiduels de chlore libre. Après ce point, le résiduel de

chlore libre varie de 85 à 90 % du résiduel total de chlore. L'autre 10 à 15 % est le résiduel

combiné. Parce que le chlore réagit avec l'ammoniaque et la matière organique et parce que

ces composés forment des résiduels peu efficaces, la concentration initiale d'ammoniaque et

de matière organique est importante pour déterminer le bon dosage de chlore (US. Filter,

199 1).

3 3 La formation des sous-produits de la désinfection

La formation des sous-produits de la désinfection est un problème inquiétant dans le

traitement de I'eau potable. Ces sous-produits sont formés à pamr d'une réaction entre le

chlore et la matière organique naturelle de I'eau, aussi nommée les précurseurs. Les sous-

produits les plus communs sont les trihalométhanes, dont le chloroforme, et les acides

haloacétiques.

La matière organique naturelle est un problème pour les usines de traitement d'eau potable à

cause de leur rôle dans le transport et la concentration des polluants organiques et

inorganiques, dans Ia croissance bactérienne à l'intérieur des systèmes de distribution, des

coûts en produits chimiques engendrés par leur enlèvement, et leur rôle de précurseurs des

sous-produits de la désinfection. Les précurseurs naturels, ou la matière organique naturelle.

sont nombreux dans les e a u de surface. Lorsque le chlore est utilisé comme désinfectant. la

formation des sous-produits est pratiquement inévitable.

La matière organique naturelle est divisée en fraction humique et non-humique. Elle est

formée par la biodégradation de tissus végétaux et animaux dans le sol et Itenvironnement.

Les substances humiques sont actuellement les plus connues. Ce sont de grosses

macromolécules polyélectrolytes. Leur composition chimique par poids varie entre 40 à 60

% de carbone, 30 à 50 % d'oxygène, 3 a 6 % d'hydrogène, et 1 a 4 % d'azote (USEPA. 1993).

La fraction humique est davantage hydmphobique et comprend les acides humiques et

fulviques. La fraction non-humique est moins hydrophobique et comprend les acides

hydrophiliques, les protéines, les acides aminés ainsi que les hydrates de carbone.

Pour le traitement de I'eau potable, la fraction humique de la matière organique naturelle a

toujours été considérée comme la plus importante. A l'heure actuelle, les substances

humiques dans I'eau ne peuvent être identifiées directement. Les analyses les plus récentes

pour l'identification des substances humiques incluent la distribution du poids moléculaire

apparent et la composition des groupes acides fonctiomels. L'identification de la matière

organique naturelle est importante pour pouvoir choisir le traitement approprié. Les

molécules d'acides fulviques et humiques peuvent être enlevées par coagulation, par

absorption du carbone activé et par nanofiltration. Historiquement, la fraction non-humique

était considérée comme n'affectant pratiquement pas la qualité de l'eau potable. Mais des

études plus récentes (Owen et al., 1995) démontrent qu'un pourcentage significatif des sous-

produits de la désinfection peut être formés à partir de la kaction non-humique. De plus, la

fraction non-humique semble aussi être responsable de la plus grande proportion du carbone

organique biodégradable, qui joue un rôle dans la croissance biologique dans les systèmes de

distribution. D'un point de vue du traitement de I'eau potable, les fractions humiques etnon-

humiques de la matière organique naturelle dans I'eau sont donc également importantes.

Il existe trois méthodes pour minimiser les sous-produits de la désinfection : 1) l'utilisation

d'un autre désinfectant à la place du chlore, 2) l'enlèvement des précurseurs avant l'ajout de

chlore, ou 3) l'enlèvement des sous-produits après leur formation (U.S. Filter, 199 1)

Le tableau 3.3 résume les sous-produits formés pour chaque désinfectants ainsi que

l'efficacité de ces désinfectants à éliminer les contaminants.

Tableau 3.3

Résumé des caractéristiques des désinfectants (Source : National Academy of Science. 1980.

USEPA, 1981, Lawrence et al., 1980)

Caractéristiques Désinfection

Bactéries V h s

Influence du pH

Résiduels dans le système de distribution Sous-produits

THM Autres

Chlore libre Chloramines

1

i Excellente Excellente Efficacité diminue avec augmentation du pH

Modérée Basse Relativement indépendant du pH.

Oui Non caractérisé, comprend des intermédiaire s chlorés et oxydés, c hloramines et chloro~hénols

Peu probable Inconnu

Dioxyde de chlore

Excellente Excellente Un peu plus efficace ii haut pK

Oui

Peu probable Composés chlorés aromatiques, chlorate et chlorite

Ozone Radiation UV

Excellente Bonne Excellente Bonne Résiduels Indépendant durent plus longtemps à bas pH Non Non

f

Peu probable Peu probable Aldéhydes, Inconnu acides carboxyliques arum tiques

4. REGLEMENT SUR LES DÉSINFECTANTS ET LES SOUS-PRODUITS DE

LA DÉSINFECTION

L'agence de protection environnementale américaine a proposé en 1994 un Règlement sur les

désinfectants et les sous-produits de la désinfection (Disinfectants and Disinfection

Byproducts Rule), qui se retrouve sous Ie ((National Primary Dnnkmg Water Regulationsn.

Ce Règlement fut promulgué en novembre 1998 et sera mis en vigueur approximativement

en 200 1 (Reiliy, 1998).

Ce nouveau Règlement propose des limites maximales de résiduels pour le chlore, le dioxyde

de chIore, les chloramines, ainsi que des Iimites maximales pour les sous-produits de la

désinfection tels que les trihalométhanes totaux et les acides haloacétiques. Dans ce

règlement, USEPA propose aussi Ia meilleure technologie disponible (best available

technology) pour atteindre ces limites. Après plusieurs années de recherche, la meilleure

technologie disponible s'est avérée être la coagulation rehaussée pour son coût, son efficacité

et sa facilité d'application (USEPA, 1994).

Dans le Régiement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection, USEPA

recommande un enlevernent de COT (carbone organique total) selon la qualité initiale de

l'eau bmte. Les enlèvements recommandés en fonction de l'alcalinité et du COT de l'eau

brute sont résumés a la section 4.2.

4.1 Effets des sous-produits de Ia désinfection sur la santé

Dans les vingt dernières années, plusieurs études ont été effectuées pour vérifier les effets de

l'eau chlorée sur la santé. Les études récentes démontrent que la consommation a long terme

d'eau de surface chlorée est souvent associée a un risque accru du cancer du colon et de la

vessie. Toutefois, des études supplémentaires sont requises pour établir cette association

avec certitude (USEPA, 1997).

Des études sur la reproductibilité et le développement humain sont aussi en cours. Jusqu'a

présent, les données sont insuffisantes pour conclure que les sous-produits de la désinfection

sont reliés à des risques sur la reproduction ou le développement. Cependant, les recherches

sur des animaux de laboratoire se poursuivent pour établir une association entre la

consommation d'eau de surface chlorée et des effets sur la reproduction et le développement.

De façon plus spécifique, des études toxicologiques ont été effectuées lors des dernières

années. Les résultats de ces études ont servi à déterminer en partie les limites des différentes

substances. Par exemple, des concentrations sous les limites proposées pour le chlorite et le

dioxyde de chlore ne sont pas toxiques à la santé humaine. Par ailleurs, ces études ont

prouvé que les trihalomethanes ont un effet toxique sur Ie foie et la vessie, et que les acides

haloacétiques sont toxiques au développement, et qu'il existe un risque accru associé avec la

consommation d'eau chlorée a teneur élevée en sous-produits de la désinfection et les cancers

de la vessie et du colon (USEPA, 1997).

4.2 Description de l'Étape 1 du Reglement sur les désinfectants et les sous-produits

de la désinfection

Le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection (D/SPD) s'applique

aux usines conventionnelles de traitement d'eau potable qui traitent de I'eau de surface ou de

Peau souterraine étant sous l'influence de l'eau de surface. Les usines doivent enlever un

certain pourcentage de COT, ou avoir un résiduel inférieure ji 2 mg& avant l'application

d'un désinfectant (l'ozone et le dioxyde de chlore peuvent être appliqués avant la coagulation

mais seulement sous certains critères), C'est l'Étape 1 du Règlement sur les DISPD.

Les sous-produits de la désinfection sont formés à partir d'une réaction entre la matière

organique de I'eau brute, mesurée en carbone organique total (COT), et le désinfectant

utilisé, habituellement le chlore. Suite aux études récentes sur les effets de la consommation

de sous-produits de la désinfection sur la santé, ces derniers doivent être réduits et

éventuellement éliminés de l'eau distribuée à la population.

La désinfection est essentielle au traitement de l'eau pour enlever tes micro-organismes

nuisibles. Le chlore est Ie désinfectant Ie plus fréquemment utilisé a cause de son efficacité,

de sa disponibilité et de son coût peu élevé. Un problème pressant a i'heure actuelle dans le

traitement de I'eau potable est de trouver un moyen de minimiser les sous-produits de la

désinfection tout en contrôlant les micro-organismes nuisibles. La méthode suggérée est

donc d'enlever le plus de matière organique naturelle possible, mesurée par le carbone

organique total (COT), avant la désinfection. Pour ce faire, le Règlement propose d'utiliser

la coagulation rehaussée qui est recommandé par USEPA comme étant la meilleure

technologie disponible. Les limites proposées dans le nouveau Règlement sur les

désinfection et les sous-produits de la désinfection sont en partie basées sur cette technologie

et sont résumées dans le tableau 4.1.

Les trihalométhanes totaux sont la somme des concentrations du bromodichlorométhane, du

dibromochiorométhane, du bromofonne et du chloroforme. Les acides haloacétiques (5)

sont la somme des concentrations des acides mono-, di-, et trichloroacétiques, et des acides

mono-, et dibromoacétiques.

Le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de fa désinfection s'applique aux

systèmes publics utilisant un traitement d'eau conventionnel et puisant dans des eaux de

surface. Un système conventionnel est composé des procédés suivants : coagulation,

floculation, filtration et désinfection,

Tableau 4.1

Limites proposées selon le Règlement des désinfectants et des sous-produits de la

désinfection (USEPA, 1997).

Chlore résiduel

1 Trihalométhanes totaux 1 0,080 1

Le tableau 4.2 résume les enlèvements de carbone organique total selon les valeurs du

carbone organique total et de l'alcalinité de l'eau brute. Les limites proposées dans les

tableaux 4.1 er 4.2 constituent l'Étape 1 du Règlement sur les désinfectants et les sous-

produits de la désinfection.

Acides haloacétiques (5)

Tableau 4.2

Enlèvement de COT requis par coagulation rehaussée tel que proposé en 1997, pour Ies

systèmes publics utilisant un traitement d'eau conventionnel et puisant dans des eaux de

surface (USEPA, 1 997).

0,060

COT de I'eau brute

- 1 . .

1 Aucun Aucun 1 Aucun J

Pourcentage d'enlèvement du COT

Alcalinité O-60mgLde

CaC03

Alcalinité >60-120mgiLde

CaCO,

Alcalini té >120mg/Lde

CaCO,

4.3 Description de l'Étape 2 du Règlement sur les désinfectants et les sous-produits

de la désinfection

Le procédé de la coagulation rehaussée et les pourcentages d'enlèvement de COT du tableau

4.2 ont été choisis par USEPA pour leur faisabilité et pour réduire le plus possible les sous-

produits de la désinfection, tout en ayant un coût raisonnable pour les usines. La coagulation

rehaussée est un procédé qui fonctionne mieux sur les eaux ayant un COT élevé. De plus, la

coagulation optimale des matières organiques naturelles avec de l'alun se trouve à un pH

entre 5 et 6 (White et al., 1997 ; Black et Willems, 1961 ; Kavanaugh, 1978 ; Stevens et al.,

1976 ; Semmens et Field, 1980 ; Chadik et Amy, 1953 ; Krasner et Amy, 1995). Pour

atteindre ce pH, les usines ayant des e a u brutes a alcalinité élevée auraient des coûts plus

élevés en produits chimiques que les usines ayant des eaux brutes a faible alcalinité.

L'alcalinité est définie comme la quantité de carbonate, bicarbonate et d'hydroxyde dans

l'eau. C'est la raison qui explique que le pourcentage d'enlèvement de COT diminue avec

une augmentation de l'alcalinité de l'eau brute.

USEPA a donc établi étape 2 du Règlement sur les D/SPD pour les usines qui sont

incapables de rencontrer les limites de l'Étape 1. ~ ' É t a ~ e 2 permet aux usines de traitement

d'eau potable d'établir un pourcentage d'enlèvement alternatif de COT. Afin de trouver ce

pourcentage d'enlèvement alternatif, les usines doivent effectuer des tests de jarre selon le

«DraR Guidance Manual for Enhanced Coagulation and Enhanced Precipitative Softening)).

préparé à cet effet par USEPA. Ces tests de jarre permettent de trouver le point de retour

diminuant (point of diminishing r e m ) , qui est le dosage d'alun au-dessus duquel 10 mg/L

d'alun ne peuvent pas enlever 0,3 mg/L de COT. Le pourcentage d'enlèvement de COT

atteint au point de retour diminuant constitue alors le pourcentage d'enlèvement alternatif de

COT que l'usine peut demander afin de remplacer les limites de l'Étape 1 du Règlement sur

les D/SPD.

4.4 Meilleure technologie disponible : la coagulation rehaussée

Afin de choisir la meilleure technologie disponible, plusieurs options furent examinées. La

plupart des usines de traitement d'eau potable puisant dans des eaux de surface utilisent

présentement le chIore comme désinfectant. Parmi les sous-produits du chlore, on retrouve

les trihalométhanes et les acides haloacétiques. Ces substances et leurs effets sur la santé ont

fait l'objet de plusieurs études et sont relativement connues (voir section 4.1).

Parmi les désinfectants alternatifs, on retrouve l'ozone. L'ozonisation peut transformer les

molécules de matières organiques naturelles en sous-produits plus ou moins problématiques.

L'ozonisation ne produit vraisemblablement pas de trihalométhanes mais transforme la

matière organique en aldéhydes (Glaze et al., 1989) et en carbone organique assimiIable

(Van der Kooij et al., 1982). De façon générale, les sous-produits de l'ozone et leurs effets

sur la santé sont mai connus. L'ozonisation est aussi capable de transformer les substances

humiques en substances non-humiques (Owen et al., 1995). Étant donné que la coagulation

rehaussée enlève particulièrement les substances humiques, l'ozonisation suivit de la

coagulation rehaussée serait donc peu efficace.

t e s chloramines sont un autre désinfectant alternatif. L'efficacité des chloramines est

généralement de modérée à basse. Malgré que ce désinfectant ne produise probablement pas

de trihalométhanes, ses sous-produits sont peu connus.

Le dioxyde de chlore. par contre, est un désinfectant très efficace et ne produit pas de

quantité significative de trihalométhane. Mais parce que le dioxyde de chlore gazeux est

expIosif à des températures élevées, lorsqu'il est exposé a la lumière ou en présence de

matière organique, il n'est jamais transporté en phase gazeuse. La méthode utilisée pour

obtenir du dioxyde de chlore est donc de le fabriquer sur place avec le procédé chlore-

c horite :

L'inconvénient avec ce procédé est que le dioxyde de chlore (CIO,) produit n'est pure qu'a 60

- 70 % et qu'il contient une quantité considérable de chlore. Ce chlore est dès lors disponible

pour former les sous-produits indésirables qu'on essayait d'éviter avec la sélection du

dioxyde de chlore comme désinfectant (Montgomery, 1985).

La radiation ultraviolette (UV) est un désinfectant moins efficace que le chlore, le dioxyde de

chlore et l'ozone mais plus efficace que les chloramines. La destruction des micro-

organismes se produit lorsque l'énergie UV est absorbée par le matériel génétique des

cellules, causant assez de dommages pour éviter que la chaîne d'A.D.N. ne se reproduise

correctement. L'efficacité de la radiation W dépend de la sensibilité des micro-organismes

et de leurs résistances à la pénétration de l'énergie UV (Scheible et Bassell, 1981). De plus,

les sous-produits de la radiation UV et leurs effets sur la santé sont pratiquement inconnus.

Le chlore est donc le désinfectant le plus répandu en Amérique du Nord pour son efficacité

et sa disponibilité. Les sous-produits du chlore ainsi que leurs effets sur la santé sont les

mieux connus (USEPA, 1993). L'application d'un autre désinfectant pour réduire les sous-

produits de la désinfection, comme les trihalométhanes, comporte donc le risque d'obtenir

des sous-produits ayant des effets aussi néfastes ou pires que les sous-produits du chlore. De

plus, le changement de désinfectant dans les usines aurait des conséquences techniques et

économiques sérieuses, particulièrement pour les petites usines de traitement d'eau potable.

Par conséquent, USEPA recommande plutiit Ia réduction des sous-produits du chlore plutôt

que l'application d'un autre désinfectant. USEPA recommande donc la coagulation rehaussée

comme étant la meilleure technologie disponible @est available technology) pour

l'enièvernent des précurseurs aux sous-produits de la désinfection. De plus, la coagulation

rehaussée est un procédé qui s'adapte facilement aux usines conventionnelles de traitement

d'eau potable.

La coagulation rehaussée est un procédé qui sert à l'enlèvement de la matière organique,

mesurée par le carbone organique total (COT). La coagulation est déjà utilisée pour la

réduction de la turbidité dans les traitements conventionnels d'eau potable. En ajoutant une

plus grande quantité de coagulant, la matière organique naturelle, ainsi que les particules en

suspension, sont réduites de I'eau. Les sous-produits sont formés à partir d'une réaction entre

la matière organique naturelle de l'eau et le désinfectant utilisé, habituellement le chlore (voir

section 3.3). En diminuant la matière organique naturelle, qui sont les précurseurs aux sous-

produits de la désinfection, le potentiel de formation des sous-produits se trouve aussi réduit.

La coagulation rehaussée est donc le procédé recommandé pour atteindre les limites

suggérées à l'Étape 1 du Règlement sur les désinfectants et tes sous-produits de la

désinfection (Tableau 4.2). Et si une usine de traitement de I'eau potable est incapable

d'atteindre les objectifs de l'Étape 1 du Règlement, la coagulation rehaussée doit être

effectuée en laboratoire pour déterminer la quantité de COT qui peut être raisonnablement

enlevée, selon l'Étape 2 du Règlement (section 4.3). Environ 10 % des eaux ne peuvent pas

raisonnablement atteindre les objectifs de l'Étape 1 avec la coagulation rehaussée, et c'est la

raison pour laquelle l'Étape 2 fut créé.

5. LA COAGULATION REHAUSSEE POUR L'ENLÈVEMENT DES

PRÉCURSEURS AUX SOUS-PRODUITS DE LA DÉSINFECTION

Le terme coagulation rehaussée référe au procédé modifié de coagulation qui peut accomplir

l'enlèvement de la matière organique naturelle (White et al., 1997). Il a été démontré que la

coagulation avec alun peut non seulement réduire la nirbidité mais aussi les précurseurs

organiques (Kavanaugh, 1978 et Babcock, 1979). Une réduction de la concentration des

matières organiques avant la désinfection diminue la formation des sous-produits de la

désinfection. La coaguiation rehaussée consiste donc à ajouter de l'alun à I'eau en

concentration plus élevée que pour la coagulation conventionnelle.

Traditionnellement, la coagulation, suivit par la sédimentation et la filtration, était utilisée

pour l'enlèvement des particules en suspension (ou la réduction de la turbidité) de I'eau

brute. À des dosages plus élevés de coagulation etiou en ajustant le pH de l'eau brute. en

plus de réduire la turbidité, la matière organique naturelle est aussi enlevée de I'eau brute.

USEPA recommande donc la coagulation rehaussée comme la meilleure technologie

disponible pour l'enlèvement de la matière organique naturelle.

5.1 L'enlhvement de la matiere organique naturelle

Traditionnellement, la coagulation avec alun était utilisée pour la réduction de la turbidité.

Mais la coagulation est aussi capable d'enlever la matiere organique naturelle. qui agit

comme précurseur aux sous-produits de la désinfection. De plus. l'enlèvement de la matiere

organique naturelle est non seulement une méthode de contrde des précurseurs des sous-

produits de la désinfection, mais aussi pour d'autres aspects du traitement de I'eau tels que la

diminution de la demande en chlore et la réduction des matières organiques dans le système

de distribution.

En général, le dosage de coagulant utilisé pour l'enlèvement des précurseurs doit être

capable de réduire, en parallèle et de façon efficace, la turbidité dans l'eau. Il a été démontré

que la coagulation enlève préférentiellement la fraction humique et les molécules plus

lourdes de la matiere organique naturelle (Krasner et al., 1995) Des recherches ont en effet

prouvé que la coagulation rehaussée réduit davantage I'absorbance W spécifique que le

carbone organique total (COT) ou le carbone organique dissous, ce qui indique une

préfërence a l'enlèvement de la matière organique naturelle humique (voir section 5.3).

Quant a la foxmation des sous-produits de la désinfection, la fraction humique de la matière

organique naturelle réagit davantage avec le chlore que la hctionnon-humique pour former

des sous-produits de la désinfection. Mais Owen et al. (1993) ont démontré que la hc t ion

non-humique forme tout de même des quantités significatives de trihalométhanes et d'acides

haloacétiques lors de la chloration.

A l'heure actuelle, il est pratiquement impossible de mesurer directement les précurseurs aux

sous-produits de la désinfection dans l'eau. Des analyses chimiques sont donc utilisées

comme estimation des précurseurs aux sous-produits de la désinfection. Ces analyses

chimiques comprennent l'absorbante UV spécifique, le potentiel de formation des

trihalométhanes et le carbone organique total (COT). Même si la corrélation n'est pas

parfaite, les courbes obtenues des mesures d'absorbante W et de carbone organique total,

donnent tout de même une idée assez précise de l'efficacité des traitements pour

l'enlèvement des précurseurs (Cheng et al., 1995).

La coagulation peut enlever la matière organique naturelle selon deux mécanismes (Krasner

et al., 1995) :

L'adsorption de la matière organique naturelle par le coagulant, par exemple l'alun ou

l'hydroxyde d'aluminium [Ai(OfQ3].

La formation de complexes insolubles (des hlvates ou humates d'aluminium) entre le

coagulant et la matière organique, qui se produit de façon semblable à la neutralisation

des charges.

De façon générale, le premier mécanisme est dominant à des dosages élevés de coagulant et

a un pH élevé. alors que le deuxième mécanisme est dominant à des dosages de coagulant

moins élevé et un pH plus bas (Krasner et al., 1995).

La coagulation rehaussée implique un élargissement des objectifs de la coagulation de la

réduction de la turbidité a l'enlevement de la matière organique naturelle. Pour atteindre ces

deux objectifs, il est nécessaire de modifier les conditions de la coagulation. Les trois

alternatives évidentes sont le changement du type de coagulant, le dosage de coagulant et le

pH de coagulation. Les effets de l'augmentation du dosage de coagulant sont concluants car

une plus grande concentration du métal du coagulant est présente pour la formation des

flocons ou des complexes insolubles. En réduisant le pH, la densité de charge des acides

fùlviques et humiques se trouve réduite, ce qui les rend plus hydrophobiques et adsorbables.

Par conséquent, dans la plupart des cas, il est possible d'obtenir une réduction de !a turbidité

et un enlèvement du COT en augmentant la quantité de coagulant et en ajustant le pH. De

plus, certains coagulants s'avèrent être plus performants que d'autres selon le type d'eau

brute. Le coagulant et les conditions idéales de coagulation rehaussée sont mis au point

suite à des tests de laboratoire et des études pilotes.

Lors de recherches précédentes (Cheng et al., 1995 ; Chadik et Amy, 1983 ; Hubel et

Edzwald, 1987 ; Kavananaugh, 1978 ; Semmens et Field, 1980), la coagulation rehaussée

enlevait entre 26 à 78 % du carbone organique total. Les niveaux d'enlèvement dépendent

des conditions des tests.

5.1.1 Nature de la matiére organique naturelle

Par ailleurs, Edzald et Benschoten (1990) ont prouvé que l'absorbante UV spécifique est un

bon indicateur de la tiaction humique dans l'eau. L'absorbante UV spécifique est définie

comme la valeur W divisée par la concentration du carbone organique dissous. Une

absorbance W spécifique plus petite que 3 mg/L signifie habituellement que l'eau contient

surtout de la matière organique non-humique, alors que des absorbances W spécifiques

entre 4 et 5 mg& représentent des eaux contenant principalement de la matière organique

humique.

II est démontré que la coagulation rehaussée enlève principalement la fraction humique de la

matière organique naturelle dans l'eau (Owen et al., 1993). La coagulation rehaussée n'est

donc pas très efticace sur les eaux ayant une basse absorbance UV spécifique. Mais en

général. ces eaux ne forment pas de grandes concentrations de sous-produits de la

désinfection car la matière organique non-humique réagit moins avec le chlore que la

matière organique humique (Vrijenhoeh et al., 1998).

Plus spécifiquement, Cheng et al. (1995) ont démontré que la coagulation rehaussée

fonctionne efficacement sur les eaux avec une absorbance UV spécifique plus grande que

3.2 Umg-m, et est peu efficace sur des eaux ayant une absorbance UV spécifique plus petite

que 2,3 L/mg.m.

Suite à ces études, le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection

ne s'appliquent pas aux eaux ayant une absorbance UV spécifique plus petite que 2,O

L/rng*m.

5.2 Les changements saisonniers

Les changements saisonniers peuvent afiecter la formation des sous-produits de la

désinfection a cause des changements de température et de l'activité biologique dans les

réservoirs. Mais d'après Cheng et al. (1995) et Knocke et al. (1986), les expériences de

Iaboratoire montrent que les tempéraîures changeantes de I'eau n'ont aucun effet sur

l'enlèvement du carbone organique total, pour des eaux ayant des températures variant entre

10 a 25°C. Par contre, des températures plus basses diminuent le taux de formation des

ûihaiométhanes (Cheng et al., i 995 ; Knocke et al., 1986). Par ailleurs, Cheng et al. ( 1 995) et

Hoehn et al. f l984), ont déterminé que les densités de population des algues et des bactéries

peuvent aussi subir des variations saisonnières. Par exemple, le rendement de

tnhalométhane du carbone organique dissous est plus élevé lorsque l'activité biologique du

réservoir est élevée. Mais le pourcentage d'enlèvement des précurseurs aux sous-produits de

la désinfection reste essentiellement le même. Ce qui veut dire que les concentrations

absolues de trihalométhanes sont plus élevées en été a cause d'une plus grande activité

biologique dans les réservoirs.

5.3 Résultats selon la qualité initiale de I'eau

Les recherches sont habituellement catégorisées selon la qualité de I'eau testée, soit son

alcalinité et sa concentration en carbone organique total. Les bois eaux testées dans cette

étude ont une basse alcalinité et des carbones organiques totaux bas et moyen. Les résultats

d'études précédentes sur ces types d'eau sont résumés dans cette section. En particulier,

White et al. (1997) ont effectué le protocole de coagulation rehaussée en laboratoire sur

trente et une eaux naturelles,

5.3.1 Bas COT et basse alcalinité

White et al. (1997) ont trouvé qu'une eau ayant un carbone organique total de 3,6 mg/L et

une alcalinité de 6 mg/L atteint le point de retour diminuant a un dosage d'alun d'environ 17

r n f l et atteint l'Étape I du Règlement à un dosage d'alun de 30 m a . L'enlèvement de

COT au point de retour diminuant est de 34 %. Les résultats de la coagulation rehaussée

pour cette eau sont illustrés a la figure 5.1. Les autres tests sur des eaux avec une basse

alcalinité et un COT bas ont donné des résultats semblables. D'après ces études, le point de

retour diminuant représente donc un enlèvement alternatif préfhble a l'Étape 1 du

Règlement pour ce type d'eau. White et al. (1997) ont aussi conclu que les eaux ayant un

bas COT pomont difficilement atteindre les limites de l'Étape 1 du Règlement sur les

désinfectants et les sous-produits de la désinfection. De plus, Randtke et al. (1994) ont

trouve que les eaux ayant un bas COT combiné avec une basse turbidité sont celles qui

auront le plus de difficulté à atteindre les limites de l'Étape 1 du Règlement.

Il est a noter que le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection ne

s'applique pas a u eaux ayant un carbone organique total pius petit que 2 mg/L.

5.3.2 COT moyen et basse alcalinité

Une eau ayant un COT de 7.5 m g L et une alcalinité de 17 mg/L fùt testé par White et al.

(1 997), et les résultats sont illustrés a la figure 5.2. A des bas dosages d'alun, un plateau de

COT et de turbidité, où aucune réduction de ces deux demien, n'est pas observé. Après un

ajout de 20 mg/L d'alun, une baisse rapide de COT et de turbidité se produit. En ajoutant

davantage d'alun, la réduction de COT et de turbidité diminue pour atteindre un plateau

final. a environ 40 mg/L d'alun. À des dosages d'alun plus élevés. pratiquement aucune

réduction de COT et de turbidité ne sont observées. Pour ce type d'eau, l'enlèvement de

COT de l'Étape 1 du Règlement est de 45 %. À un dosage d'alun de 35 mgR d'alun. 47 %

d'enlevement de COT fut atteint. Le point de retour diminuant se trouve a un dosage d'alun

de 39 mg/L, où 51 Oh du COT est enlevé. Afin de respecter le Règlement de 45 %

d'enlèvement de COT, un tel système devrait concevoir un procédé de coagulation rehaussée

visant un enlevernent de COT de 52 %, pour tenir compte d'un facteur de sécurité de 15 %

(Kramer et al.. 1996). L'enlèvement de COT de l'Étape 1 est donc approprie pour ce type

d'eau, et le point de retour diminuant se trouve a un dosage plus élevé que le dosage requis a

l'Étape 1, tel que prévu.

De façon générale, Ia coagulation rehaussée fonctionne le mieux sur des eaux ayant des

concentrations de COT de modérés à élevés (entre 4, O et 8,O rng/L) et une basse alcalinité

(plus petite que 60 mg/L de CaC0,) (White et aI., 1997). Par ailleurs, Cheng et al. (1995)

ont observé que de tous les types d'eaux analysées, la coagulation rehaussée fonctionne

spécifiquement sur les eaux ayant un COT plus grand que 3.0 mg/L.

O t O 20 IO 40 50 an 10 w w

Alun (mg1i.J

Figure 5.1 Résultats de Ia coagulation rehaussée pour une eau ayant les conditions

initiales suivantes : COT = 3,6 mg/L et aicalinité = 6 mg/L (Source :White

et al., 1997).

Figure 5.2 Résultats de la coagulation rehaussée pour une eau ayant les conditions

initiales suivantes : COT = 7,s mg/i et alcalinité = 17 mg/L (Source :White

et al., 1997).

5.4 L'ajustement du pH

Le pH joue un rôle important dans le processus de coagulation rehaussée. Pour une eau

ayant une concentration de COT plus petite que 5 mg& l'alun ajouté à l'eau neutralise tout

d'abord les charges de surface des particules de matière organique pour ensuite les

déstabiliser. C'est ainsi qu'à un bas dosage de coagulant ainsi qu'un bas pH, il se produit un

enlèvement de la matière organique nanuelle. A un dosage plus élevé d'alun, lorsque le pH

diminue sous le pH maximum, il se produit alors une réstabilisation des particules et

l'enlèvement de COT devient beaucoup moins efficace. Pour les eaux ayant un bas COT

initial, ce mécanisme de neutralisation des charges est important. L'enlèvement optimal de

COT se produit a des bas dosages d'alun grâce a ce mécanisme (Hubel et Edzwald, 1987 ;

Krasner et Amy, 1995).

D'autre part, pour une eau ayant une concentration de COT plus grand que 5 mg/L, le

procédé de coagulation rehaussée se produit principalement par adsorption. En effet. l'ajout

d'alun cause la précipitation du AI(OH)3 et le procédé d'enlèvement de COT est dominé par

l'adsorption de la matière organique sur la surface de ce précipité (Hubel et Edmald, 1987 ;

Krasner et Arny, t 995).

De plus, plusieurs études ont prouvé que le pH optimal pour la coagulation rehaussée pour

les eaux ayant une basse alcalinité est de 5.5. (Krasner et Amy, 1995 ; White et al.. 1997 ;

Black et Willems, 196 1 ; Kavanaugh, 1978 ; Stevens et a[., 1976 ; Semmens et Field, 1980 ;

Chadik et Amy, 1983 ; Krasner et Amy, 1995). Cette valeur représente d'ailieurs le pH le

plus bas tel que recommandé dans le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de

la désinfection pour les eaux ayant une basse alcalinité. Cette efficacité à un bas pH peut

ètre expliquée par une augmentation de la fixation des protons de la substance humique et.

par le fait même, une augmentation des charges positives des espèces coagulantes, ce qui

favorise l'adsorption des matières organiques sur la surface des hydroxydes d'aluminium

(Crozes, White et Marshall, 1995).

5.5 Considérations pratiques

L'implantation de la coagulation rehaussée dans une usine conventionnelle de traitement

d'eau potable soulève quelques problèmes pratiques à considérer (Crozes et al. 1995) :

L'augmentation des dosages de coagulant augmente les quantités de boues produites.

Les systèmes d'enlèvement et d'épaississement des boues actuellement en opération

peuvent être insuffisants à ces nouveaux besoins.

Les entrepôts et les systèmes d'alimentation des produits chimiques peuvent être

inadéquats.

La réduction optimale de la turbidité peut ne pas se produire sous les conditions

nécessaires à la coagulation rehaussée.

La coagulation rehaussée augmente les coûts totaux des produits chimiques utilisés pour

la coagulation et l'ajustement final de pH.

Afin d'éviter la formation de sous-produits de la désinfection avant le procédé de

coagulation rehaussée, la pré-désinfection avec du chlore devrait être éliminée du

traitement global de l'eau (Randtke et al., 1994).

6. ÉTUDE DE LA COAGULATïON REHAUSS~E SUR TROIS EAUX

La coagulation rehaussée sera testée sur trois eaw différentes : I'eau brute de la rivière

Chattahoochee, l'eau de lavage de l'usine de traitement d'eau d'Atlanta/Fulton County et l'eau

brute du fond du réservoir de Turtle Creek.

6.1 Description de l'usine de traitement d'eau potable d'Atlanta/Fulton County

(É tats-unis)

L'usine de traitement de l'eau d'Atlanta/Fulton County produit de l'eau potable pour une

partie de la ville d'Atlanta et du Fulton County, au nord d'Atlanta. Cette usine est un

partenariat public-privé entre les compagnies U.S. FiIter et Khafra, et les municipalités de la

Ville d'Atlanta et du Fulton County.

L'usine puise son eau de la rivière Chattahoochee en Georgie. Construite en 1991, l'usine

était initialement capable de traiter 30 millions de gallons d'eau par jour (1 13 500 m3/jour).

À l'heure actuelle. I'usine peut traiter 90 millions de gallons d'eau par jcur (340 600

rn%jour).

6.1.1 Caractéristiques principales de l'usine

En terme de caractéristiques physiques, le but principal du traitement est de réduire la

turbidité à une valeur plus petite que 0,2 unités de turbidité (NTU), et la couleur à une valeur

plus petite que 5 unités de couleur. Ces valeurs sont influencées par la quantité de coagulant

ajoutée et le temps de mixage. Le dosage approprié de coagulant doit être prédéterminé par

des tests de jarre en laboratoire.

Les opérations de l'usine servent aussi a réduire les concentrations de fer et de manganèse.

Pour ce faire, les opérateurs peuvent utiliser la pré-chloration etlou l'ajout de permanganate

de potassium à différents endroits.

La désinfection est sans doute l'aspect le plus important du traitement de I'eau potable. En

détruisant tous les micro-organismes, la désinfection rend I'eau propice à la consommation

humaine. Le chlore est le désinfectant utilisé à l'usine a cause de son eficacité et de son

coiit peu élevé.

L'usine possède aussi des fonctions pour inhiber la corrosion dans les tuyaux en métal. La

corrosion se produit Ion d'une réaction entre l'eau et le métal. il peut en résulter des hauts

niveaux de métaux dissous dans l'eau, ce qui peut être nocifs pour la santé. Min de prévenir

ce phénomène, I'usine augmente le pH de l'eau, ce qui la rend moins corrosive, et ajoute un

composé de phosphate qui forme une couche protectrice dans les tuyaux de métal (U.S.

Filter, 199 1).

6.1.2 Description des opérations

La figure 6.1 (U .S . Filter, 1991) illustre un diagramme de l'usine. Les différentes unités

d'opération pour Ie traitement sont décrites ci-dessous :

L 'approvisionnement en eau

L'eau est pompée de la rivière Chanahoochee 6 environ 1200 m au sud-est l'usine. L'eau est

tout d'abord passée dans des filtres qui retiennent tout débris plus gros que 3/8" (0,95 cm).

Elle est ensuite transportée jusqu'au réservoir à ciel ouvm situé à proximité de l'usine. Le

réservoir peut contenir jusqu'à 386 millions de gallons (1 460 000 rn3) d'eau. ce qui

constitue trois jours d'approvisionnement en cas de coupure d'alimentation. Le réservoir sert

de zone tampon lorsque les taux de pompage de la rivière et du système de distribution sont

différents. Ce réservoir joue aussi un rôle important dans la sédimentation naturelle des

matiéres organiques et inorganiques.

À l'entrée du réservoir, au «Chernical Vault #ID. l'eau peut être pré-traitée avec l'ajout de

produits chimiques tels que du chlore et du permanganate de sodium. Le chlore est ajouté

pour contrôler la croissance des algues dans le réservoir et le permanganate de sodium sert à

réduire Ia demande en chlore en réduisant la demande en oxydation. L'eau i la sortie du

réservoir doit être de même qualité ou de qualité supérieure que l'eau à l'entrée du réservoir.

Si l'eau se détériore dans le réservoir, il est nécessaire d'en trouver la cause, qui peut résider

dans un ajout inapproprie des produits chimiques, des conditions anaérobiques dans le fond

du réservoir ou des croissances d'algues pendant certaines saisons de l'année.

Le contrôle des débits

Les débits sont déterminés par la demande en eau de la ville d'Atlanta et du Fulton County.

L'eau traitée est contenue dans des puits (clearwells) et lorsque la demande augmente, les

niveaux de ces puits diminuent. Et lorsque la demande en eau diminue, Ies niveaux de ces

puits augmentent. En se basant sur ces changements, l'opérateur ajuste le débit de l'eau à

l'entrée du traitement pour garder les niveau des puits a des hauteurs d'opération normales.

La désin fecrion

Parce que les eaux de surface sont davantage susceptibles à la contamination, elles devraient

toujours être traitées par coagulation, floculation, sédimentation et filtration en plus de la

désinfection avant Ia distribution aux consommateurs.

La désinfection est le procédé par lequel les micro-organismes sont détruits, produisant ainsi

une eau saine à la consommation humaine. Le chlore est ie désinfectant utilisé a l'usine

d'Atlanta/Fulton County. [I peut être ajouté à plusieurs endroits différents : avant le

réservoir pour un traitement choc au besoin, avant la coagulation et la floculation (au

((Chernical Building)) de la figure 64, et après les filtres.

Le chlore est ajouté à I'eau brute dans le (Chernical Building» (voir Figure 6.1) et son temps

de contact avec I'eau est d'environ 40 minutes avant la filtration. Le résiduel de la pré-

chloration est mesuré à partir des pompes de l'eau sédimentée. Le chlore est ensuite ajouté

après la filtration et son temps de contact est d'environ 81 minutes. Le chlore résiduel est

mesuré lorsque l'eau entre dans le «Finished Water Pump Station». Les mesures de résiduel

de chlore servent à ajuster le dosage de chlore a la pré- et post-chloration.

Le chlore est un désinfectant efficace seulement lorsqu'il entre en contact avec les micro-

organismes. Les minuscuIes particules de saleté et autres impuretés (particules en

suspension), qui sont mesurées avec la turbidité, peuvent affecter le contact et protéger les

micro-organismes. Il est donc important de réduire la turbidité au minimum (- 0,3 NTU)

avant la chloration.

La coagulation et la floculation

Les procédés de coagulation/floculation sont nécessaires pour enlever les solides en

suspension. Ces particules sont trop petites pour être enlever par filtration. En ajoutant des

produits chimiques, les caractéristiques physiques et chimiques des particules sont changées

et ces dernières sont converties en particules plus grosses et plus lourdes.

Le coagulant utilise à l'usine dlAtlanta/Fulton County est l'alun. Lorsque I'alun est ajouté à

l'eau, des flocons se forment et absorbent les particules en suspension dans l'eau. L'alun est

ajouté a la sortie du réservoir avant les bassins de floculation. Le premier contact entre I'eau

et l'alun est critique, car la réaction de coagulation se produit rapidement (une fraction de

seconde). II est donc important que le coagulant et les particules colloïdales entrent en

contact immédiatement, Pour ce faire, l'usine utilise un mixeur mécanique rapide et se sert

de la turbulence causée par les valves et le système de tuyauterie.

Les facteurs qui déterminent le dosage de coagulant sont la turbidité, la température,

l'énergie de mixage et plusieurs autres facteurs mal connus. Le dosage optimal doit donc

être choisi d'après des tests de jarre en laboratoire. Ces derniers doivent être effectués au

moins une fois par jour, et le dosage de coagulant doit être ajusti en fonction de ces

résultats.

Dans les bassins de floculation, l'eau est agitée a une intensité déterminée par l'opérateur afin

d'obtenir une floculation optimale. Le volume des flocons enlevés augmente en fonction de

l'intensité et du temps de mixage.

Le procédé de sédimentation sert a enlever 50 à 90 % des solides avant la filtration. Il est

économiquement avantageux d'enlever le plus de solides possibles avant la filtration. A

l'usine de traitement d'eau d'AtlantdFulton County, la sedimentation se fait a l'aide de

plaques de sédimentation qui facilitent le procédé en réduisant la distance a parcourir des

particules. La sedirnentation se fait facilement avec seulement de l'alun comme produit

ajouté.

Dans les plaques de sédimentation. I'eau pénètre par le bas des canaux étroits dans lesquelles

des conditions presque laminaires existent. Ces canaux sont en pente de 50 a 60". Les

solides n'ont donc que quelques centimètres à parcourir avant d'atteindre le fond du canal

plutôt que plusieurs mètres dans un bassin conventionnel. Les solides atteignent donc le

fond des canaux inclinés et tombent au fond des modules de déposition, vers les

épaississeurs.

Les épaississeurs sont situés directement sous les tubes de déposition. La séparation solide-

liquide s'étant faite les plaques de sédimentation, seuIement les solides se rendent dans les

épaississeurs. L'épaississement se fait de façon continue en mélangeant lentement les solides

afin d'en séparer l'eau.

La filtration

Après la sédimentation, I'eau se dirige vers le procédé de filtration. La filtration sert à

enlever le reste des particules en suspension dans l'eau. Ces particules sont les flocons

résiduels des procédés de coagulation i floculation / sédimentation et des micro-organismes.

L'efficacité des filtres est estimée en déterminant la réduction en turbidité de l'eau traitée. Il

est important de fixer une valeur (0,2 NTU) pour la turbidité de I'eftluent final et de rester en

dessous de cette valeur.

Le filtre est composé d'une combinaison de plusieurs rnédia tels que le sable, le gravier et le

charbon anthracite. Lorsque I'eau traverse les filtres, ces particules s'attachent au média qui

a la capacité d'absorber les particules dans I'eau. Étant donné que le système de filtration

fonctionne par gravité, la pression de I'eau sur le média pousse I'eau a travers ce dernier.

Il y a 24 filtres à l'usine d'AtlantaRulton County. Chacun d'eux peut fonctionner de 48 a 73

heures avant le nettoyage à contre-courant. Les filtres propres peuvent filtrer I'eau à un taux

de 6 gailons par minute par pied cané (0,244 r n h 2 min). Lorsque les filtres se bouchent.

ce taux diminue jusqulà 3 gallons par minutes par pied caré (0.122 m3im2 - min). Lorsque

le taux de filtration diminue, la turbidité de l'effluent augmente. A ce point. le filtre doit ëtre

nettoyé. Le nettoyage des filtres se fait en envoyant de l'eau et de I'air à sens inverse de la

filtration, du bas vers le haut. La pression de I'eau et de I'air sépare les particules du rnédirt

et les particules de saleté. À la fin du cycle de lavage, de I'eau propre est envoyée dans le

média jusqu'à ce qu'elle en sorte claire et que le média du filtre soit complètement propre.

L'eau de lavage est envoyée vers des bassins de décantation.

Le post-traitement

Lors du post-traitement, les produits chimiques suivants sont ajoutés à I'eau : la chaux pour

obtenir un pH afin de rendre l'eau moins aggressive, une solution de chlore pour la

désinfection finale, du fluor pour prévenir la carie dentaire, en particulier chez les enfants et

un composé d'orthophosphate afin d'inhiber la corrosion dans les systèmes de distribution.

Finalement, l'eau traitée est entreposée dans des puits (cleaxwells) jusqu'à ce qu'elle soit

envoyée aux consommateurs. À l'usine de traitement d'eau d'Atlanta/Fulton Counry, il

existe quatre puits qui peuvent chacun contenir 5,s millions de gallons (20 800 m3) d'eau

traitée. Il est important de garder les puits aussi plein que possible en tout temps pou.

assurer de I'eau aux consommateurs au cas ou la production de l'usine serait interrompue.

Système de gestion des déchets

Tout au long du traitement de l'eau potable, les solides en suspension sont enlevés pour

atteindre une eau de meilleure qualité. Les solides sont surtout enlevés lors des procédés de

sédimentation et de filtration.

Après la sédimentation, les solides se dirigent vers les épaississeurs. Les boues épaissies se

dirigent ensuite vers le système de déshydratation. Les solides enlevés par filtration sont

envoyés vers des bassins de décantation. Les solides se déposent dans ces bassins et sont

ensuite envoyés vers les épaississeurs et traités avec les solides générés lors de la

sédimentation.

Les boues épaissies sont ensuite pompées vers le procédé d1enIevernent de l'eau dans des

bassins de conditionnement. De la chaux est ajoutée à la boue, et I'eau est enlevée ji l'aide de

presse. Les gâteaux de boue sont ensuite envoyés dans un site d'enfouissement sanitaire.

L'eau enlevée de la boue est ramenée au début du procédé et est traitée avec l'eau brute.

6.13 La coagulation rehaussée pour I'eau de la rivière Chattahoochee

En 1996, I'Agence de protection environnementale américaine a promulgué un règlement

appelé le «information Collection Rule» (USEPA, 1993). Ce règlement a pour but de

recueillir des informations pour évaluer le besoin d'apporter des changements dans la loi sur

le traitement des eaux de surface. D'après les renseignements amassés sur l'eau brute de la

rivière Chattahoochee, les concentrations de carbone organique total varient entre 1.1 et 1,7

m@. Dès lors, le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection ne

s'applique pas à I'eau brute de la rivière Chattahoochee.

La direction de l'usine d'AtlantdFulton County désirait tout de même connaître l'efficacité

du procédé de coagulation rehaussée sur I'eau brute de la rivière Chattahoochee. Le procédé

de coagdation rehaussée fut donc testé en laboratoire s u l'eau brute de la rivière

Chattahoochee.

6.1.4 La coagulation rehaussée pour I'eau de lavage de l'usine de traitement d'eau

potable d'Atlanta/Fulton County

Le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection ne s'applique pas A

I'eau de lavage de l'usine d'Atlanta/Fulton County. Mais l'usine d'Atlanta/Fulton County

désire trouver une technique pour traiter leurs eaux de lavage, ceci afin d'optimiser le

traitement globaI. Ces eaux ayant une haute teneur en matières organiques, la coagulation

rehaussée serait un traitement possible. La direction de l'usine d'AtlantdFulton County était

donc désireuse de connaître l'efficacité de la coagulation rehaussée pour l'enlèvement du

carbone organique total de l'eau de iavage des filtres. Cette eau fut donc restée en

laboratoire en paraIlèle avec I'eau brute de la rivière Chattahoochee. L'interprétation des

résultats sera faite à l'aide des enlèvements de COT recommandés dans le Règlement sur les

désinfectants et les sous-produits de la désinfection. Ce Règlement fut établi suite a des

recherches approfondies sur plusieurs types d'eau et constitue par conséquent un excellent

barème pour la coagulation rehaussée.

6.2 Description du réservoir de Turtle Creek (Moncton, Canada)

Le systeme d'eau potable du Grand Moncton fut développé au cours du siècle dernier. Deux

réservoirs d'eau de surface composent l'approvisionnement en eau. Le réservoir McLaughlin

est un réservoir de soutien en cas d'urgence, tandis que le réservoir de Turtle Creek est la

source d'approvisionnement actuelle du Grand Moncton. Quant au réservoir de Inshtown, il

constituait la source d'eau de Moncton a la fin du siècle dernier. Il n'est présentement plus

relie au systeme de distribution de la Ville de Moncton mais pourrait servir de source d'eau

potable en cas d'urgence. En moyenne, la demande actuelle du Grand Moncton est de 500

Us (43200 m3/jour) (Ville de Moncton, 1993). La figure 6.2 montre I'emplacement des

réservoirs McLaughlin et de Turtle Creek par rapport au Grand Moncton.

A l'automne 1999, une usine de traitement d'eau potable sera en opération. L'usine est située

à proximité du réservoir de Turtle Creek, y puisera son eau et la traitera par traitement

conventionnel. La figure 6.3 illustre l'emplacement de la nouvelle usine et le réservoir de

Turtle Creek.

Figure 6.2 L'emplacement des réservoirs McLaughlin, Irishtow et de Turtle Creek

(Source : Ville de Moncton, 1989).

Figure 6.3 L'emplacement de la nouvelle usine de traitement d'eau potable du Grand

Moncton (Source : Greater Moncton Water Ltd., 1998).

6.2.1 Caractéristiques du réservoir

La source d'eau potable sui une base quotidienne pour la région du Grand Moncton est le

réservoir de Turtle Creek. Un barrage de 23,5 m fut construit sur la riviére Turtle Creek en

1966, créant ainsi une réserve d'eau de 700 ha-m. II existe trois prises pour retirer l'eau du

réservoir. Ces prises sont situées à des élévations de 30,j m, 34.1 rn et 37,8 m. Le tableau

6.1 résume les données sur l'élévation et le volume d'entreposage de Turtle Creek.

L'eau qui se trouve sous I'élévation de 30,s rn est inaccessible et constitue de I'entreposage

inactif (dead storage) (Ville de Moncton, 1989). La prise d'eau utilisée quotidiennement

pour la distribution a la population du Grand Moncton est celle située à une élévation de

34.2 m. L'eau retirée du réservoir est transportée sur une distance de 137 m, sous le barrage.

dans un conduit de 4 m de diamètre. Ce conduit se termine dans le sous-SOI de la station de

pompage de Tunle Creek. La station de pompage contient cinq pompes électriques (150

kW) de capacité égale. À capacité maximum. lorsque les cinq pompes fonctionnent et que

le réservoir est plein, la starion peut pomper jusqu'à 925 L/s. La demande moyenne en eau

est de 500 Us et la demande maximum de 750 U s . La station de pompage de Turtle Creek

est donc largement suffisante pour répondre à la demande en eau du Grand Moncton (Ville

de Moncton, 1989).

Dans la configuration actuelle d'opération, avant de quitter la station de pompage de Turtle

Creek, les produits chimiques suivants sont ajoutés à l'eau :

Chlore : pour la désinfection de l'eau.

Fluor : pour la prévention de la carie dentaire.

Soude caustique: pour l'ajustement du pH.

Aqua-Mag : pour la prévention de la corrosion dans le système de distribution.

Tableau 6.1

Réservoir de Turile Creek, élévations et des volumes d'entreposage (Source : Ville de

Moncton, 1989).

1 42,7 1 700 1 Élévation du déversoir 1 - -- -

37,s 355 Prise d'eau supérieure I

1 34,2 1 185 1 R s e d'eau moyenne 1

De la station de pompage de Turtle Creek, Veau est pompée jusqu'au réservoir de Cole Road,

a proximité du réservoir de Turtle Creek, par l'entremise de deux conduits de 900 mm de

diameire. Ce dernier possède un volume de 9090 rn3 et une élévation de 79 m. Cette

élévation est suffisante pour que l'eau soit transponée par gravité jusqu'a Moncton.

30,5

27,4

24,3

85

25

O

Prise d'eau inférieure

6.2.2 Application de la coagulation rehaussée comme contribution Q

l'approvisionnement en eau du Grand Moncton

L'eau actuellement distribuée aux consommateurs est retirée du résavoir de Turtle Creek de

la prise située i une élévation de 34,2 m. L'eau sous I'élévahon de 30,5 m est inaccessible et

constitue environ 12% d'entreposage inactif du réservoir de Turtle Creek. L'eau à une

élévation de 30,s m est accessible mais est actuellement inutilisée a cause de sa pauvre

qualité. Ce volume d'eau , contenue entre des élévations de 30,5 et 34,2 m, constitue 14 %

du réservoir de Turtle Creek.

La coagulation rehaussée est un procédé qui peut facilement être intégré à la nouvelle usine

de traitement d'eau potable du Grand Moncton. Son efficacité sur l'eau du réservoir de

Turtle Creek, à une élévation de 30,5 m, sera donc vérifiée en suivant le «Draft Guidance

Manual for Enhanced Recipitation and Enhanced Precipitative Softeningn. Si la qualité de

cette eau pouvait être améliorée à l'aide de la coagulation rehaussée, combinée évidemment

avec le traitement conventionnel qui sera appliqué avec la nouvelle usine, le réservoir de

Turtle Creek verrait son volume d'eau augmenter de 14 %.

De plus, en été, l'eau distribuée aux consommateurs, qui est prise à une Çlévation de 34.2 m

possède une température trop élevée. Cette haute température occasionne des plaintes de la

pan des consommateurs et cause des problèmes de croissances biologiques dans le système

de distribution. L'eau chaude ayant une densité plus petite que l'eau froide, elle se retrouve

forcément plus en surface (Cook et Carlson, 1989). Par conséquent, l'eau du fond du

réservoir est plus fioide que l'eau de la surface. En améliorant la qualité de l'eau du fond du

réservoir de Turtle Creek, la Ville de Moncton pourrait retirer cette eau pendant l'été, et ainsi

obtenir une eau ayant une température plus fraîche.

La coagulation rehaussee appliquée à l'eau du fond du réservoir de Tmle Creek pourrait

donc contribuer à améliorer la qualité de cette eau, augmenter le volume d'eau disponible et

obtenir de l'eau plus fiaîche lors de la saison chaude.

6 3 Méthodologie

La méthodologie utilisée pour la partie technique de ce travail est tirée du «Draft Guidance

Manual for Enhanced Coagulation and Enhanced Recipitative Softening)) (USEPA, 1993).

Ce manuel a été écrit pour les systèmes qui sont incapables de rencontrer les limites

proposées dans le Règlement sur les désuifectants et les sous-produits de la désinfection.

On désire obtenir un enlèvement de matière organique naturelle de I'eau tout en diminuant la

turbidité de façon efficace. La matière organique naturelle est mesurée par le carbone

organique total (COT). Montgomery (1985) définit ce dernier comme suit : «L'analyse du

carbone organique total mesure la quantité de carbone dans un échantillon d'eau. Cette

méthode ne donne aucune indication quant à l'identité exacte de la substance, seulement sur

la quantité de matière organique)).

Les enlèvements de COT tels que spécifié par USEPA (USEPA, 1997) sont résumés dans le

tableau 4.2. Ces enlèvements font partie de l'Étape 1 du Règlement sur les désinfectants et

les sous-produits de la désinfection. USEPA a prépare une procédure de tests de jarre pour

déterminer le dosage de coagulant requis pour atteindre un certain enlèvement du COT.

Avec cette procédure, il est possible d'arriver à un enlèvement de COT alternatif si

l'enlèvement du tableau 4.2 est impossible à atteindre, ce qui constitue l'Étape 2 du

Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection. Cet enlèvement

alternatif est basé sur l'une des deux données suivantes : l'ajout de coagulant jusqu'à

l'obtention d'un pH maximum tel que recommandé dans le c(Dnft Guidance Manual for

Enhanced Coagulation and Enhanced Precipitative Softening)>, ou l'ajout d'un coagulant

jusqu'à l'obtention du point de retour diminuant. Le point de retour diminuant est obtenu

lorsque 10 mg/L d'alun (ou l'équivalent d'un autre coagulant) cesse d'enlever 0,3 mg/L de

carbone organique total.

11 faut aussi souligner que le «Draft Guidance Manuai for Enhanced Coagulation and

Enhanced Precipitative Soflening), peut aider les usines conventionnelles qui sont capables

de rencontrer les limites du tableau 4.2 à déterminer le dosage optimal de coagulant requis

pour enlever le pourcentage voulu de carbone organique total.

6.3.1 Fréquence d'échantillonnage

Rivière Chattahoochee et e a u de lavage de l'usine d'Atlanta/Fulzon Coun~y

Afin de tenir compte des variations saisonnières de la qualité de l'eau, le protocole sera

effectué sur quatre saisons pour l'étude sur I'eau brute de la rivière Chattahoochee et des

eaux de lavage de l'usine d'AtlanWulton County. Malgré qu'effectuer le protocole une

seule fois par saison soit pratiqué de façon courante (Singer, 1998), le protocole pour cette

étude est effectue deux fois par saison. De cette façon, il est possible d'assurer une

vérification des données, ainsi que d'obtenir une courbe plus complète de l'enlèvement de

COT en fonction du dosage d'alun. Le nombre de points qu'il est possible d'obtenir en une

série de tests est limite par le nombre de jarres disponibles, soit six.

Réservoir de Turtle Creek

La coagulation rehaussée sera aussi testée sur l'eau du fond du réservoir de Turtle Creek.

Dans un premier temps, le protocole pour l'eau de Turtle Creek ne sera effectué qu'a une

seule reprise. N'ayant que très peu de donnée sur la qualité de l'eau a cette profondeur, le

protocole permet de vérifier, en premier lieu, si la matière organique est élevée, et, ensuite,

s'il existe un potentiel d'application de la coagulation rehaussée ainsi que l'efficacité du

procédé.

Rivière Chattahoochee et eaux de lavage de 1 'usine d 'AtlanrdFulton County

Les échantillons d'eaux brutes de la rivière Chattahoochee sont pris dans le laboratoire de

l'usine dtAtlanta/Fulton County, à parhr du robinet à eau brute destiné aux tesrs de

laboratoire routiniers. Ce robinet puise son eau de la sortie du réservoir, avant le début du

traitement. Pour les eaux de lavage, les échantillons sont pris manuellement de ta surface du

bassin de sédimentation des eaux de lavage, quelques heures après la fin du lavage des

filtres, juste avant d'être envoyé au début du traitement.

Réservoir de Turt le Creek

Pour le réservoir de Turtle Creek, l'échantillon est pris dans la stnicture des prises d'eau du

réservoir. Le port d'échantillonnage se trouve sur la prise d'eau à élévation de 30.5 m.

6 3 3 Ajustement du pH

Dans la deuxième Étape du Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la

désinfection, un enlèvement alternatif du carbone organique total doit être déterminé. Cet

enlèvement se trouve lorsque 10 mg/L d'alun enlève moins que 0.3 mg/L de carbone

organique total, ou lorsque le pH maximum est atteint. Les pH maximum en fonction de

l'alcalinité de l'eau sont résumes au tableau 6.2.

Lorsque les usines ajoutent un coagulant tel que I'alw, le pH de l'eau diminue. Les usines

peuvent cesser l'ajout de coagulant lorsque le pH de l'eau atteint le pH maximum (tableau

6. l ) , et ceci indépendamment de I'mievement de COT atteint à ce point. Ce concept de pH

maximum a pour but d'éviter que les systèmes ajoutent des quantités exagérées de coagulant.

Par contre, ce concept de pH maximum ne s'applique pas aux eaux ayant une alcalinité plus

petite que 60 mg&, de CaC03. Le pH de ces eaux diminuent rapidement sous une valeur de

5,s avec l'ajout de coagulant. Dans ces cas, il est recommandé d'ajouter une base, telle que

de la chaux ou de la soude caustique, pour maintenir le pH a 5,s. C'est le cas de l'eau brute

et l'eau de lavage de l'usine d'AtlantaEulton County. Lorsque l'alun est ajouté à cette eau,

le pH diminue rapidement et de la chaux doit être ajoutée pour maintenir l'eau a un pH

maximum de 5 5 .

Lorsque I'enlevement alternatif de carbone organique total est établi, les usines peuvent

déterminer une combinaison de coagulant et de dépresseur de pH, ce qui permet d'amver a

un enlèvement de carbone organique total en utilisant une quantité moindre de coagulant.

Cette combinaison est moins coûteuse que l'utilisation seule d'un coagulant (USEPA, 1993).

Tableau 6.2

pH maximum selon ltÉtape 2 du Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la

désinfection (Source : USEPA, 1993).

63.4 Manipulation de laboratoire

Les manipulations de laboratoire utilisées pour tester les eaux de la rivière Chattahoochee,

les eaux de lavage de I'usine d'Atlanta/Fulton County et les eaux du fond du réservoir de

Turtle Creek sont basées sur Ie ctDraft Guidance Manual for Enhanced Coagulation and

Enhanced Recipitative Softening~ (USEPA, 1993) et consistent en les points suivants :

Préparer une solution de chaux (Cao) pour la neutralisation : 1 g de chaux dans 40 mL

d'eau distillée.

Verser 2 L d'échantillon dans chacun des six jarres.

Mesurer les valeurs initiales suivantes, deux fois pour assurer le contrôle de la qualité :

pH, alcalinité et tmbidité. La température aura été mesurée au préalable. à la prise de

l'échantillon.

Ajouter l'alun aux incréments suivants pour la première série de tests : 10,20,30,40,50,

60 mg/L. Pour la deuxième série de tests, l'alun est ajouté aux incréments suivants : 5,

10,20, 50,70, 80 mg/L.

Puisque l'eau testée possède une alcalinité plus petite que 60 mgR. de CaC03, si le pH

diminue sous une valeur de 5.5, ajouter de la chaux pour remonter le pH de 13 solution à

5,s (pH maximum recommandé pour une eau ayant une alcalinité inférieure a 60 mg/L

de CaC03).

Procéder avec les procédés de coagulation, floculation et sédimentation :

- 7 minutes @ 60 rpm

- 7 minutes @ 40 rpm

- 7 minutes @ 20 rpm

- 30 minutes de sédimentation

Après la sédimentation, les tests suivants sont effectués sur chaque échantillon d'eau

clarifiée : le carbone organique total, le pH, la turbidité et I'akalinité.

6.3.5 Interprétation des résdtats

Afin de déterminer l'efficacité de la coagulation rehaussée pour l'enlèvement du carbone

organique total, il est tout d'abord nécessaire de tracer une courbe de l'enlèvement du

carbone organique total en fonction du dosage d'alun, Lorsque la courbe atteint une pente

négative de 0,3/10, le point de retour diminuant est alors atteint. Le point de retour

diminuant est la limite recommandée de l'Étape 2 du Règlement sur les désinfectants et les

sous-produits de la désinfection.

Pour une usine donnée, si le t a u d'enlèvement de COT recommandé dans le tableau 4.2

n'est pas atteint lorsque la courbe atteint le point de retour diminuant, l'usine en question

peut alors suggérer un nouveau taux d'enlèvement de COT, soit celui correspondant au point

de retour diminuant.

Pour certaines eaux, la pente d'enlèvement est constamment sous la pente de 0,3110. Selon

le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection, la coagulation

rehaussée ne serait donc pas requise pour cette eau.

Pour une usine capable de rencontrer les limites proposées dans le tableau 4.2, la courbe

d'enlèvement de COT en fonction du dosage d'alun est tout de même nécessaire pour trouver

le dosage optimal d'alun.

6.3.6 Types de graphiques utilisés

Dans la littérature, on retrouve surtout des courbes qui ont été tracées «point-a-point». A

cause de l'inexactitude inhérente de l'échantillonnage et des techniques de mesure, il est

possible, par exemple, que la pente soit plus grande que 0,3110 entre 20 et 30 mg% d'alun.

mais plus petite que 0,3110 entre 10 et 20 m@ d'alun. Afin d'augmenter la précision de

cette tâche, il est possible d'utiliser des méthodes numériques qui déterminent la pente en

tous points d'une courbe lissée. USEPA se réserve le droit de choisir la méthode la plus

représentative de la réduction du carbone organique total.

Cheng et al. (1995) ont comparé les méthodes point-a-point et courbe lissée et ont trouvé

que ces deux méthodes donnent des résultats différents quant a i'efficacité de la coagulation

rehaussée sur une même eau. Ils ont aussi concluent qu'aucune équation unique ne peut

prédire le procédé de coagulation rehaussée pour tous les types d'eau. Mais l'équation

polynomiale de troisième degré est celle qui, statistiquement, représente le mieux les

données compilées lors de la coagulation rehaussée en laboratoire.

Après analyses des résultats de plusieurs tests de jarre, Krasner et Amy (1995) ont conclut

que la méthode point-à-point est acceptable pour déterminer le point de retour diminuant

d'une eau donnée. Cheng et al. (1995) stipulent aussi que la méthode point-à-point est

acceptable, même si elle tient compte des irrégularités dans les mesures de COT.

Edwards (1997) a développé un modèle mathématique afin de prédire Ifenlèvement de COT

avec ajout d'alun pour différent type d'eau. Ce modèle fut développé en prenant les résultats

d'une serie de données sur trois types d'eaux : (1) des eaux où la coagulation rehaussée est

très efficace, (2) moyennement efficace, et (3) peu efficace. Pour une eau ayant un bas COT

et une basse alcalinité, telle que l'eau brute de la rivière Chattahoochee et l'eau du réservoir

de Turtle Creek, l'équation est :

COT = 1,4Z + 2,04exp[-7,15-dosage d'alun (rnoles/L) 1

Et pour une eau ayant un COT moyen et une basse alcalinité, telle que l'eau de lavage de

I'usine d'AtlantdFulton County, l'équation est :

COT = 1,6O + 5,38exp[-629.dosage d'alun (moles/')]

6.3.7 Équipements utilisés

Rivière Chattahoochee et eaux de lavages de l'usine d;itlanta/Fulton County

Les équipements suivants ont été utilisés pour les tests de laboratoire effectués sur les eaux

de l'usine d'AtlantaEulton County :

COT : ((Total Organic Carbon Analyzer. DC-190. Rosemount/Dohann». précision =

1 0,1 mg/L.

Tests de jarre : (Magne-Dnve Jar Test Machine, Model 73, Coffman Industries, Inc.,

Westford, MA», contenant de 2 L en plastique. ayant des palettes de mixage en plastique

pouvant mélanger jusqu'a 100 rpm.

Balance : OHAUS GA 200D, précision = + 0,00000 1 g.

Pour les mesures : cylindre graduée de 50 mL, précision = k 0.1 mL ; pipette

automatique (Hach) de 1 mL, précision = + 0,01 mL.

pH et tempérame : ûrion, Model 520A, précision = i O, 1 unités et degré Celcius.

Turbidité : Hac h, Ratio/XR, précision = + 0,00 1 NTU.

Alcalinité : Titration avec la méthode 2340 du «Standards Methods for the Examination of Water and Wastewatm), précision = f 1 ,O rng/L.

R6servoir de Turtle Creek

Les équipements suivants ont été utilisés pour les tests de laboratoire effectués sur l'eau du

réservoir de TurtIe Creek :

COT : ((Total Organic Carbon Analyzer,Shimadzu 5050~. précisison = * 0.1 mg/L. - Tests de jarre : (8hipps and Birds Stimnt , contenant de 2 L en plastique, ayant des

palettes de mixage en plastique pouvant mélanger jusqu'à 100 rpm.

Pour les mesures : cylindre graduée de 50 rnL, précision = f 0,l mL ; pipette de 5 mL,

précision = & 0,O 1 mL.

pH: Hach, DR/2010, pH mètre portatif, précision = k 0,l degré Celius.

Turbidité : Hach. DFU20 10. Spectrophomètre, méthode 8237, précision = + 1,O FAU.

Manganèse : Hach, DR/2010, Spectrophomètre, méthode 8034, précision = f 0.1 rng/L.

Alcalinité : titration avec une solution standard d'acide sulfurique et des solutions

indicahces de phénolphtaline et de bromocrésol vert methyl, précision = 2 1,O mg/L.

Afin de déterminer les pourcentages d'enlèvements de carbone organique total selon la

qualité de l'eau brute, tel que spécifié dans le tableau 4.2, plusieurs études sur l'efficacité de

la coagulation rehaussée ont été effectuées et sont présentées dans la littérature. Ces études

ont aussi servi à établir le protocole de tests de jarre pour l'Étape 2 du Règlement sur les

désinfectants et les sous-produits de la désinfection. Ce protocole est Ie &raft Guidance

Manual for Enhanced Coagulation and Enhanced Precipitative Softening)) (USEPA, 1993).

En suivant la procédure décrite dans le protocole, il est possible de déterminer non

seulement le point de retour diminuant pour satisfaire l'Étape 2 du Règlement. mais aussi le

dosage d'alun requis pour satisfaire l'enlèvement de COT de l'Étape 1. Les trois e a u de

cette étude ont été testées et analysées selon ce protocole.

7.1 Eau brute de la rivière Chattahoochee

L'eau brute de la rivière Chattahoochee (Georgie, États-unis) possède une concena-ation

initiale de COT qui varie entre 1,l et 1,7.mg/L, d'après les résultats de tests effectués en

1997 et 1998. Dès lors, le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la

désinfection ne s'applique pas a cette eau car le COT initial doit être plus grand que 2.0

mgL. Toutefois, étant donné les variations des eaux naturelles, la direction de I'usine

d'AtlantdFulton County désirait tout de même expérimenter le procédé de coagulation

rehaussée sur leur source d'eau. Le procédé fut donc vérifié en laboratoire sur une période

d'une année en suivant le "Draft Guidance Manual for Enhanced Coagulation and Enhanced

Precipitative Softening" .

7.1.1 Nature de la matière organique naturelle dans I'eau brute de la rivière

Cbattahoocbee

L'absorbante UV spécifique moyenne pour 1997 et 1998 pour l'eau brute de la rivière

Chattahoochee est 2,6 Umg-rn, ce qui signifie que cette eau contient principalement de la

matière organique non-humique, tel que démontré par EdzaId et Benschoten (1990). D'après

Owen et al. (1993), la coagulation rehaussée enlève surtout la matière organique humique de

I'eau. Par conséquent, en théorie, la coagulation rehaussée ne devrait donc pas être un

procédé efficace pour l'enlèvement du carbone organique total de cette eau.

7.1.2 Résultats de la manipulation de laboratoire

Les résultats des tests efiectliés en laboratoire sont compilés dans les tableaux 7.1 a 7.4.

Tableau 7.1

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur l'eau brute de la rivière

Chattahoochee pour I'été 1998.

Tableau 7.2

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur l'eau brute de la rivière

Chattahoochee pour l'automne 1998.

Conc. d ' a b

mg/L

O 5 10 20 30 40 50 60 70 80

Deuxième série 23 juillet 1998

température : 18.3 OC

Deuxième série 7 novembre 1998

température : 16.1 OC

CaC03

Première série 2 1 juillet 1998

température initiale : 1 8.9"C COT mg/L

7.03 1,56 1,74 1,80

1,Jl

1-48 1.55

Conc. d'alun

W L

O

pH

6 9

7,l 6-6 6-0 5-6 5.3 5 ,O

COT m f l

2-49

1.80 1,91 1,92 137 1-06 2,13

Turbidité NTU

3.50 1 ,O6 0.86 2.00

1.47

2-10 2-02

Première série 18 octobre 1998

température initiale : 16.1 O C

COT m a

2-42

Turbidite NTU

2.60

1.44 2,50 1,33 1,20 1 ,20 1,32

Alcalinité m g k

CaC03 11 14 11 8

4

3 3

Alcalinité mg/L

CaC03 12

7 6 3 3 3 2

pH

7.0 7.0 7.0 6.6

6-3

6.2 6.0

pH

6.9

Turbidité NTU

5,80

Alcalinité W1-L

CaC03 11

Tableau 7.3

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur I'eau brute de la rivière

Chattahooc hee pour l'hiver 1 999.

Tableau 7.4

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur I'eau brute de la rivière

Chattahoochee pour le printemps 1999.

Conc. d'alun

m&

O 5 10 20 30 40 50 60 70 80

Conc. d'alun

m@

O 5 10 20 3 O 40 50

Deuxième série 20 janvier 1999

température initiale : 10.3 OC

Première série 20 janvier 1999

température initiale : 10.3"C COT mdL

2,09 1,67 1,251 1,70

1,42

1 ,O0 1,53

COT ml@

2,18

1.36 1 ,22 1 ,O5 1 ,02 1.22

Première série 1 O mars

tempéranue initiale : 11 .9"C

Turbidité NTU

7.30 1,40 7,OO 13,20

13,70

7,OO 60 70 80

COT mgk

2,54

2,3 7 2,57 2,16 2-2 1 2,65 2,18

Deuxième série 1 O mars

température initiale : 12.4"C

0,99

COT "n@

2,30 1,96 1,83 1,67

1,83

2,32 2,16

pH

6 3

6 4 6 2 6,o 6 4 5,9 5 9

Turbidité NTU

7,40

0,s 1 1.50 2,OO 1 ,30 2,20 2,20

Alcalinité mgn.

CaC03 1 O 7 10 6

5

3

Alcalinité mg/L

CaC03 10

12 7 5 7 5 5

pH

6.3 6.3 6.3 6-1

6-0

5,7 3.60 f 6

pH

6 3

. 6-6 6,4 6 2 6 1 6 4 6-0

Turbidité NTU

2,80

0,72 1 ,20 1 ,70 3,OO 3,80 4,70

Turbidité NTU

2,80 0,84 1,lO 1 ,O0

1 ,O0

0,59 0.64

5 -6

Alcalinité mg/L

CaC03 16

1 O 12 4 7 7 6

Alcalinité mgn.

CaC03 16 12 IO 7

12

15 18

pH

6 3 6 8 6.7 6 7

6 6

6,6 7.3

7.13 Interprétation des résultats

Les résultats de l'enlèvement des COT des tableaux 7.1 à 7.4 sont illustrés à la figure 7.1, où

le carbone organique total (COT) est représenté en fonction du dosage d'alun. Chaque

saison y est représentée et les points à être enlevés sont indiqués avec une flèche. La

justification de ne pas considérer ces points dans l'analyse est présentée plus bas.

Figure 7.1 COT en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute de la rivière

Chattahoochee, variations saisonniéres, méthode point-&point.

L 'ajustement du pH

11 faut d'abord souligner l'importance d'un bon contrôle du pH lors de la coagulation

rehaussée. Le "Drafi Guidance Manual for Enhanced Coagulation and Enhanced

Recipitative Softcning" (USEPA, 1993) recommande de garder un pH au-dessus de 5,5.

C'est à dire, si le pH diminue sous une valeur de S,5 avec l'ajout d'alun, il est alors nécessaire

d'ajouter de la chaux ou de la soude caustique, pour augmenter le pH à 5,s. Cette procédure

fut donc effectuée avec de la chaux lors des tests en laboratoire. Mais à deux reprises, les

pH ont subit des fluctuations qui ont nuit a l'enlèvement de COT.

Pour la série de test du 21 juillet, à une concentration d'alun de 60 m@, on retrouve une

concentration du COT de 2,13 m a et un pH de 5,O. Cette valeur représente un enlèvement

de COT de 14% comparé à 33% pour l'ajout d'alun précédent, de 50 m f l . Ce point est

indiqué à la figure 7.1. L'eau brute de la rivière Chattahoochee ayant un bas COT initial,

l'enlèvement du COT se produit par le mécanisme de neutralisation des charges et une

déstabilisation des particules avec l'ajout d'alun. A un dosage d'alun plus élevé et un pH plus

bas, il se produit une augmentation du résiduel de COT qui est causé par la réstabilisation.

Avec un pH de 5-0, il s'est donc produit une réstabilisation des charges des particules avec

comme effet un pauvre enlèvement de COT (14%). Ce point n'a donc pas été utilisé lors de

l'élaboration des graphiques pour trouver les dosages d'alun optimum pour atteindre l'Étape

Z du Règlement et le point de retour diminuant. En enlevant ce point des courbes, selon la

théorie, on suppose qu'avec un contrôle adéquat du pH, l'enlèvement de COT serait resté

essentiellement le même qu'au dosage de 50 mg/L d'alun.

Au tableau 7.2, pour la série du 18 octobre, a un dosage d'aiun de 80 mg/L, on retrouve une

concentration du COT de 3.03 mg/L et un pH de 8.9. Cette valeur représente un ajout de

25% de COT comparé à un enlèvement de 43% de COT pour un ajout d'alun de 70 mg/L.

Ce point est indique par une flèche a la figure 7.1. Ce pH, de 8-9. est trop élevé pour qu'un

mécanisme de neutralisation des charges ou d'adsorption se produisent. Par conséquent, ce

point n'a pas été utilisé pour tracer les courbes de COT en fonction du dosage d'alun, en

supposant, comme précédemment, qu'avec un contrôle du pH adéquat, l'enlèvement de COT

serait resté essentieIlement le même qu'au dosage de 70 mg/L d'alun.

Les varia f ions saisonnières

La figure 7.1 montre l'enlèvement de COT en fonction du dosage d'alun pour chaque saison

testée. De façon générale, le COT diminue tout d'abord abruptement pour ensuite rester

presque constant lors des ajouts subséquents d'alun. Les concentrations de carbones

organiques totaux initiaux varient légèrement selon les saisons. Ces variations sont causées

par des changements de l'activité biologique du réservoir selon la température de I'eau, la

disponibilité de I'oxygene et de la Iumière, la concentration de nutriments et/ou des effets

causés par la présence d'animaux à proximité du réservoir (Raven, 1995 ; Cook et Carlson,

1989). Par ailleurs, I'enlèvement du carbone organique total se comporte de façon similaire

pour chaque saison. L'efficacité de la coagulation rehaussée n'est donc pas affectée par les

variations saisonnières de I'eau brute de la riviére Chattahoochee, ce qui correspond aux

résultats d'une étude par Cheng et al. (1995), ou cette même conclusion fut tirée.

Dosage optimal d'alun pour l'enlèvement du COT

La figure 7.2 illustre la moyenne annuelle du carbone organique total en fonction du dosage

d'alun. La courbe est tracée avec la méthode point-a-point. La valeur moyenne des COT

initiaux de l'eau brute de la rivière Chattahoochee analysés lors de cette étude est 2,24 m a .

Afin d'atteindre l'Étape 1 du Règlement, soit un enlèvement de 35 % du COT, il est donc

nécessaire d'enlever 0,78 mg/L de COT, pour obtenir une valeur finale de 1,46 mg/L.

Comme illustré à la figure 7.2. pour cette eau, le procédé de coagulation rehaussée ne réussit

pas enlever une telle quantité de COT et le 35 % d'enlèvement de COT requis dans l'Étape 1

du Règlement n'est, par conséquent, jamais atteint.

Figure 7.2 COT en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute de la rivière

Chanahoochee, moyenne annuelle, méthode point-a-point.

De plus, la figure 7.2 montre que le point de retour diminuant se situe a environ 5 mg/L

d'alun, après la pente initiale d'enlèvement de COT.

Pour cette série de points, plusieurs courbes lissées selon la méthode des moindres carrées

hnmt tracées : linéaire, polynomiales du deuxième et troisième degrés et exponentielle.

Aucune de ces courbes n'illustrait de façon satisfaisante les points de la figure 7.2. Par

contre, en adaptant le modèle de Edwards (1997). il est possible d'obtenir une courbe plus

représentative.

Le modèle de Edwards pour ce type d'eau est :

COT = 1,4î +2,04 exp (-7,15 *dosage d'alun)

La figure 7.3 illustre les points qui représentent la moyenne annuelle du COT

dosage d'alun, sur lesquels est superposée la courbe obtenue du modèle

en fonction du

mathématique

développé par Edwards (1997). Ce modèle prédit l'en~èvement de COT avec ajout d'alun

pour une eau ayant un bas COT et une basse alcalinité. Il est clair que ce modèle ne

correspond pas a l'enlèvement de COT de I'eau brute de la rivière Chattahoochee. Tout

d'abord, le modèle fiit déveIoppé pour des eaux ayant un COT initial situé entre 2 et 4 mg&

et tient compte de tous les types d'eau de cette catégorie : les eaux où la coagulation

rehaussée est efficace, moyennement efficace et peu efficace. L'eau brute de la rivière

Chattahoochee possède une absorbance W spécifique de 2.4 Umgmm, ce qui, en théorie, en

fait une

Figure 7.3 COT en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute de la rivière

Chattahoochee, moyenne annuelle, modèle de Edwards.

eau où la coagulation rehaussée est peu efficace. Ceci peut expliquer pourquoi le modèle

mathématique de Edwards (1997) ne correspond pas à l'eau brute de la rivière

Chattahooc hee.

Mais en adaptant ce modèle a l'enlèvement du COT de l'eau brute de la rivière

Chattahoochee, on obtient la fonction illustrée a la figure 7.4. Selon cette courbe, le COT

initial est 2,24 mg/L et sa valeur fmale tend vers 1,6 mg/L, en passant de façon satisfaisante

par I'ensernble des points.

Mm de trouver le PDRD. la dérivée premikre de la fonction analytique de la figure 7 4 est

effectuée. L'équation de la courbe du modèle modifié de Edwards est :

COT = 1,6O + 0,64 exp(-0,32 15 * dosage d'alun)

D'après ce résultat, le point de retour diminuant se trouve a un dosage d'alun 6 mg/L. ce gui

correspond au résultat de la figure 7.2, avec la méthode point-i-point, où le PDRD a été

estimé à 5 mg& d'alun.

Figure 7.4 COT en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute de la rivière

Chattahooc hee, moyenne annuelle, modèle modifie de Edwards.

En dérivant cette équation par rapport à la variable indépendante, on peut trouver le dosage

d'alun lorsque la pente de l'équation devient égale à -O,3/ 10,

-0,03 = - O , X 15 * O,&( exp(-0,32 15 *dosage d'alun)

dosage d'alun = 6 mg/L

D'après ce résultat, le point de retour diminuant se trouve à un dosage d'alun 6 mg& ce qui

correspond au résultat de la figure 7.2, avec la méthode point-à-point, où le PDRD a été

estimé à 5 m@L d'alun.

La figure 7.5 illustre la moyenne annuelle de la turbidité en fonction du dosage d'alun. Les

valeurs de turbidité obtenues lors de la série de tests du 20 janvier ne furent pas utilisées

pour tracer la courbe de la figure 7.5. Les valeurs de turbidité obtenues lors de cette sene

varient énormément en comparaison avec les autres séries dans des conditions sernbIables.

11 est possible que ce soit cause par des erreurs de manipulation ou plus vraisemblablement

par une mauvaise calibration de l'instrument. étant donné que les autres tests (COT. pH.

alcalinité) ont donné des résultats satisfaisants.

Figure 7.5 Turbidité en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute de la rivière

Chattahooc hee.

De façon générale, la turbidité est réduite a un bas dosage d'alun et reste plus ou moins

constante avec des dosages d'alun subséquents. La réduction de turbidité optimal se trouve à

un dosage d'alun de 5 mgL. Ces résultats coïncident avec le procédé actuel de coagulation

de l'usine d'AtlantdFulton County ou environ 5 mg/L d'alun est ajouté pour réduire la

turbidité de I'eau.

Analyse des réSu2tats pour I'enu bmte de la rivière Chattohoochee

Le tableau 7.5 résume les résultats des tests de jarre pour l'eau brute de la rivière

Chattahoochee.

On observe d'après ce tableau qu'avec la méthode point-a-point et avec le modèIe modifié de

Edwards, le 35 % d'enlèvement de COT requis par l'Étape 1 n'est jamais atteint. Par contre,

le point de retour diminuant est atteint à un dosage d'alun de 5-6 mg/L avec les deux

méthodes. Et le pourcentage d'enlèvement au PDRD est de 25 % avec les deux méthodes.

L'usine dtAtlanta/Fu1ton County ajoute actuellement environ 5 mg/L d'alun pour la réduction

de la turbidité. Cette quantité d ' a h semble donc être optimale pour l'enlèvement de la

matière organique naturelle ainsi que la réduction de la curbidité de I'eau. Des tests de jarre

plus approfondis, pou. des dosages d'alun entre O et 10 mg& devraient être effectués afin de

trouver la valeur optimale exacte.

Tableau 7.5

Dosages d'alun aux Étapes 1 et 2 du Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de

la désinfection.

Dosage d'alun pour

Méthode point-à-point

atteindre l'Étape 1 (35% 1 Jamais atteint 1 Jamais atteint

Modèle modifié de

Edwards

d'enlèvement) de COT

Dosage d'alun pour

PDRD 1 1 1

l

atteindre l'Étape 2 (PDRD)

% d'enlev. de COT au

D'après ces résultats, la coagulation rehaussée n'est donc pas un procédé très efficace pour

l'enlèvement du carbone organique total de I'eau brute de Ia rivière Chattahoochee, avec un

enlèvement maximal de 25 % du COT initial. Cette pauvre performance est causée

principalement par deux facteurs :

5 mg/L d'alun

25 %

6 mg/L d'alun

25 %

un carbone organique total initial peu élevé (COT n 2,O mg/L)

la matière organique naturelle de cette eau étant composée principalement de matière

non-humique (S W A = 2,6 Wmgm)

Ces résultats coïncident avec les études précédentes (Randtke et al, 1994) qui ont trouvé que

les eaux ayant un bas COT combiné avec une basse turbidité, comme l'eau brute de la rivière

Chattahoochee, sont celles qui auront le plus de difficulté à atteindre les limites de l'Étape 1

du Règlement. De plus, White et al. (1997) ont conclu que le PDRD représente un

enlèvement alternatif préférable à l'Étape 1 pour ce type d'eau.

Dans l'éventualité ou le COT de l'eau brute de rivière Chattahoochee augmenterait au-delà

de 2,O mg/L. l'usine dtAtlanta/Fulton County peut optimiser la quantité d'alun ajouté à leur

procédé de coagulation afin de rencontrer les exigences du Règlement sur les désinfectants

et les sous-produits de la désinfection.

Finalement. afin de réduire la formation de sous-produits de la désinfection. la pré-

chloration avant la coagulation devrait être enlever ou, du moins, le chlore à cet endroit

devrait être remplacé par un autre oxydant. Ainsi, le procédé de coagulation qui permet

actuellement la réduction de la turbidité, pourrait aussi enlever la matière organique

naturelle. Tel que démontré dans cette étude, en ajoutant environ 5 mgL d'alun à l'eau, 25

% du carbone organique total est enlevé de l'eau. Mais pour que cet enlèvement soit efficace

et rentable, la coagulation doit être appliquée avant la désinfection pour éviter la formation

de sous-produits de la désinfection. C'est pourquoi, la pré-chloration devrait être déplacée

ou le chlore remplacé par un oxydant qui ne réagit pas avec la matière organique naturelle

pour former des sous-produits.

7.2 Eau de lavage de I'usine de traitement d'eau d'Atlantfilton County

Malgré que le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection ne

s'applique pas à l'eau de lavage de I'usine dlAtlanta/Fulton County, la direction de cette usine

désiraient connaître l'efficacité de la coagulation rehaussée sur cette eau, afin de

potentiellement optimiser le procédé global. D'après les résultats de tests faits en 1997 et

1998, les eaux de lavage ont un COT de 6.0 mg&. Avec un tel COT, la coagulation

rehaussée est un procédé possible pour traiter cette eau. La coagulation rehaussée fut donc

testée en laboratoire d'après le ((Draft Guidance Manual for Enhanced Coagulation and

Enhanced Precipitative Softening~, en parallèle avec l'eau brute de la rivière Chattahoochee.

7.2.1 Nature de la matière organique naturelle dans I'eau de lavage de l'usine

d'Atlanta/FuIton County

L'absorbante W spécifique moyenne pour 1997 et 1998 pour l'eau de lavage de I'usine

d'Atlanta/Fulton County est 1,O Wmgm, ce qui signifie que cette eau contient

principalement de la matière organique non-humique, tel que démontré par Edzald et

Benschoten (1990). D'après Owen et al. (19931, la coagulation rehaussée enlève surtout la

matière organique humique de l'eau. Par conséquent, en théorie, la coagulation rehaussée

ne devrait donc pas être un procédé efficace pour l'enlèvement du carbone organique total de

cette eau.

7.2.2 Résultats de la manipulation de laboratoire

Les résultats des tests effectués en laboratoire sont compilés dans les tableaux 7.6 a 7.9.

Tableau 7.6

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur I'eau de lavage de l'usine

d'AtlantdFulton County pour l'été 1998.

Tableau 7.7

Conc. d'alun

m a

O 5 10 20 3 0 40 50 60

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur I'eau de lavage de l'usine

d'Atlanta/Fuiton County pour I'automne 1998.

70 80

Première série 3 1 juillet

température initiale : 2 l.lQC COT mgL

4.68

3,47 2,80 2,94 3.03 3,87 3,09

Deuxième série 23 juillet

température initiale : 2 1 Sac

Conc.

Turbidité NTU

13,8

1-47 4.26 2,OO 2,32 2,39 2.68

- COT mgn.

4,66 3,96 3.29 2-63

2,11

2-44 1-98

Première série 17 octobre

Alcalinité mg/L

CaC03 19 19 19 7

7

5 4

Turbidité NTU

18.9 7-67 3.39 3,43

2,59

1,82 2.94

Deuxième série 18 octobre

Alcalinité mg/L

CaC0-j

11

8 5 6 4 6 4

pH

7.1 7.0 6.7 6.6

6.9

6-6 6.3

pH

6.2

6 8 6 3 6.4 6.5 6.6 6.3

Tableau 7.8

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur I'eau de lavage de I'usine

d'AtlantaCFulton County pour l'hiver 1999.

Tableau 7.9

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur I'eau de lavage de t'usine

d'Atlanta/Fulton County pour le printemps 1999.

7.23 Interprétation des résultats

Les résultats de l'enlèvement des COT des tableaux 7.6 à 7.9 sont illustrés à la figure 7.6. La

figure 7.6 montre le carbone organique total (COT) en fonction du dosage d'alun. Chaque

saison y est représentée ainsi que le point à être enlevé pour l'analyse des résultats.

Figure 7.6 COT en fonction du dosage d'alun pour I'eau de lavage de l'usine

d'AtlantaEulton County, variations saisonnières. méthode point-a-point.

L 'ajustement du pH

L'eau de lavage de l'usine d'Atlanta/Fulton County ayant une alcalinité plus petite que 60 mg/L de CaC03. le pH maximum recommandé dans le Règlement sur les désinfectants et

les sous-produits de la désinfection est aussi 5.5. Comme pour I'eau brute de la rivière

Chattahoochee, lorsque le pH diminue avec l'ajout d'alun, de la chaux est alors ajoutée pour

rehausser le pH au-dessus de 5,s.

Les variations saisonnières

Pour effectuer les figures de COT en fonction du dosage d'alun, un seul point fut enlevé des

données des tableaux 7.5 à 7.8 : la série du 18 octobre à O mg/L d'alun. Ce point est indiqué

par une flèche à la figure 7.6. La valeur de COT à ce point est beaucoup plus petite que la

valeur escomptée et constitue vraisemblablement une erreur de manipulation.

Les variations saisonnières pour l'eau de lavage de l'usine d'AtlantaEulton County ne

peuvent être analysées de la même façon que les variations saisonnières de l'eau brute de la

rivière Chattahoochee. L'eau de lavage n'étant pas une eau naturelle, la concentration de

matière organique de cette eau change en fonction du contenu organique des filtres lors de

leur lavage ainsi que du temps de sédimentation écoulé dans les bassins lors de

l'échantillonnage. Il faut donc considérer les variations saisonnières de la figure 7.6 comme

quatre séries de tests sur la même eau, ce qui permet d'obtenir un plus grand nombre de

points et par conséquent, des meilleurs résultats. Par ailleurs, les concentrations initiales de

COT varient considérablement à chaque série de tests. C'est pourquoi chaque série de test

fut analysée séparément au lieu de prendre la moyenne comme avec I'eau brute de la rivière

Chattahoochee.

Dosage optimal d'alun pour l'enlèvement du COT

Pour chaque série de tests. le dosage d'alun à un enlèvement de 45 % de COT (l'Étape I ) ,

ainsi que le dosage d'alun au point de retour diminuant (PDRD) sont détermines avec la

méthode point-à-point et avec les courbes lissées.

Pour une eau ayant un COT entre 4 et 6 mg/L et une alcalinité plus petite que 60 mg& de

CaCO,, le pourcentage d'enlèvement de COT tel que spécifié dans l'Étape 1 du Règlement

est de 45 %. Comme mentionné au début de ce chapitre, le Règlement sur les désinfectants

et les sous-produits de la désinfection ne s'applique pas à I'eau de lavage de l'usine

d'Atlanta/Fulton County, mais les spécifications du Règlement peuvent servir pour l'analyse

de l'efficacité de la coagulation rehaussée sur cette eau. Les dosages d'alun requis pour

enlever 45 % du COT furent donc détermines pour chaque saison A l'aide des courbes point-

à-point de la figure 7.6. Les résultats sont compilés au tableau 7.10.

Le point de retour diminuant se trouve au dosage d'alun où la pente est plus petite que

-0,3/10. Ce point fut déterminé pour chacune des courbes de la figure 7.6. Pour la skie

d'automne, afin de déterminer le point de retour diminuant, la pente entre 20 et 40 mg&

d'alun fùt tracé et comparé avec la pente de -0,3110, car la pente entre 20 et 30 m a d'alun

est plus petite que -0,3/10 alors que la pente entre 30 et 40 mgL d'alun est plus grande que

-0,3110. Le point de retour diminuant se situe donc à environ 40 mg/L d'alun pour la série

d'automne. La même analyse fiit utilisée pour la série du printemps pour les points entre 40

et 60 mg/L d'alun. Mais la pente entre ces deux points est toujours plus petite que -0,3/10 et

le PDRD est donc situé à un dosage d'alun de 40 mg/L. Les dosages d'alun requis pour

atteindre le PDRD sont compilés au tableau 7.10.

La figure 7.7 illustre le carbone organique total en fonction du dosage d'alun, mais avec des

courbes lissées. Les courbes b, c et d sont des polynomiales du troisième de@ obtenues par

une méthode des moindres carrées et correspondent presque parfaitement aux points

expérimentaux. La courbe a est une exponentielle et représente un modèIe modifié de

Edwards, tel que développé pour l'eau brute de la rivière Chattahoochee. Chacune de ces

courbes démontre bien l'enlèvement escompté par la coagulation rehaussée. C'est-à-dire, un

enlèvement efficace jusqu'a un certain dosage d'alun et ensuite un COT assez constant avec

les ajouts d'alun subséquents. Les dosages d'alun pour atteindre un pourcentage

dlenIevement de 45 % et pour atteindre le PDRD ont été calculés a l'aide des équations des

courbes lissées et les résultats sont compilés dans le tableau 7.10.

Figure 7.7 COT en fonction du dosage d'alun pour i'eau de lavage de l'usine

d'Atlanta/Fulton County, courbes lissées

La courbe d'automne (figure 7.7b) est utilisée comme exemple de calcul. Le COT initial

étant 6,06 mg/L, le 45 % d'enlèvement est :

45 % d'enlèv. de COT = 6,06 - 6,06*0,45

45 % d'enlev. = 3,33 mg/L de COT

Il est donc nécessaire de trouver le dosage d'alun requis pour atteindre 3.33 mg/L de COT.

L'équation de la courbe polynomiale troisième degré est :

3 9

COT = - 1 E-OS(dosage d'alun) + 01002(dosage d'alun)-

- 0,1422(dosage d'alun) + 6,0599

Pour une concentration de COT de 3,33 mg.&, l'équation devient :

3 1

3.33 = - 1 E-OS(dosage d'alun) + O,OOZ(dosage d'alun)'

- 0,1422(dosage d'alun) + 6,0599

dosage d'alun = 30 mg/L

Le dosage d'alun nécessaire pour enlever 45 % de COT de I'eau de lavage de l'usine

d'Atlanta/Fulton County, pour la série d'automne, est donc 30 mg/L.

Afin de trouver le PDRD, la dérivée première de la courbe polynomiale est effectuée.

L'équation polynomiale de troisième degré est :

3 7

COT = - 1E-OS(dosage d'alun) + O,OOZ(dosage d'alun)-

- 0,1422(dosage d'alun) + 6,0599

En dérivant cette équation par rapport à la variable indépendante, on peut trouver le dosage

d'alun lorsque la pente de l'équation devient égale a -0,3/10.

1

-0,03 = -3 E-OS(dosage d'alun)' + 0,004(dosage d'alun) - 0,1422

dosage d'alun = 40 mg/L

Le PDRD pour la série d'automne de I'eau de lavage de l'usine d'Atlanta/Fulton County est

situé a un dosage d'alun de 40 mg/L.

Turbidité

Figure 7.8 illustre la turbidité en fonction du dosage d'alun pour la moyenne des quatre

séries de tests pour I'eau de lavage de l'usine d'AtlantdFulton County. De façon générale. la

turbidité diminue abruptement pour atteindre son plus bas point à 30 et 40 mg/L d'alun.

Figure 7.8 Turbidité en fonction du dosage d'alun pour l'eau de lavage de l'usine

d'Atlanta/Fulton County

Anabse des résultats pour I'eau de lavage de l'usine d;4tlanra/Fulton Counry

Le tableau 7.10 résume les résultats des tests de jarre pour I'eau de lavage de l'usine

d'Atlantafiulton County.

D'après le tableau 7.10, les résultats pour cette eau varient considérablement pour chaque

série de tests et varient aussi selon la méthode d'analyse employée. On peut tout de même

constater qu'avec le PDRD, on obtient un pourcentage Genlevement satisfaisant et un peu

plus constant qu'avec le 45 % d'enlèvement de COT. Les dosages d'alun pour aîteindre le

PDRD (e 40 mgL) enlèvent en @néml au moins 40 % du COT initial. Alors que pour

atteindre le 45 % d'enlèvement de COT, il peut êm nécessaire d'ajouter jusqu'à 70 mg/L

d'alun. Le PDRD constitue donc une meilleure alternative que l'Étape 1 pour cette eau.

Tableau 7.10

Dosages d'alun pour atteindre le 45 % d'enlèvement et le PDRD : a, été ; b, automne ; c,

hiver ; d, printemps.

La coagulation rehaussée peut être un procédé efficace pour l'enlèvement du carbone

organique total de l'eau de lavage de l'usine dtAtIanta/Fulton County. A cause de la

Saison

variabilité du COT initial de cette eau, d'autres tests de jarres et à grande échelle devront être

effectués pour trouver le dosage d'alun optimal. Ce dosage optimal se trouve

vraisemblablement entre 40 et 50 mg/L d'alun.

Ces résultats confirment ceux des études précédentes sur un même type d'eau. En effet, le

PDRD et le 45 % d'enlèvement de COT sont en général atteints pratiquement au même

Méthode point-à-point

dosage d'alun que les eaux testées par White et al. (1 997). Même avec une matière organique

45 % d'enlèv. de

COT mg/L d'alun

Courbes lissées

plutôt non-humique (SWA = 1,O L/mg.m), la performance de la coagulation rehaussée sur

45 % d'enlèv. de

COT mg/L d'alun

I'eau de lavage de l'usine d'Atlanta/Fulton County est satisfaisante et ofie un potentiel

d'application.

PDRD

mg/L d'alun

PDRD

mg/L d'alun

% d'enlèv. de COT au

PDRD

% d'enlèv. de COT au

PDRD

7 3 Eau du réservoir de Turtle Creek

Le réservoir de Tutle Creek est la source d'eau potable pour la région du Grand Moncton au

Canada. Ce réservoir étant situé au Canada, le Règlement sur les désinfectants et les sous-

produits de la désuifection ne s'applique évidement pas. La coagulation rehaussée fut tout

de même testée sur l'eau du fond du réservoir de Turtle Creek. Cette eau est actuellement

inutilisée a cause de sa mauvaise qualité, en particulier sa haute teneur en couleur et

nirbidité. L'efficacité de la coagulation rehaussée fut donc testée en laboratoire. sur une

seule saison, en suivant le r(Draft Guidance Manual for Enhanced Coagulation and

Enhanced Precipitative Soflening) .

7.3.1 Caractéristiques de I'eau du réservoir de Turtle Creek

L'eau du fond du réservoir de Turtle Creek n'étant pas utilisée pour la consommation, il

existe très peu de données sur ses caractéristiques organiques. Entre autre, le COT et

l'absorbante UV spécifique n'ont jamais été mesurés sur l'eau du fond du réservoir. Les

seules données disponibles sont ceiles de la prise d'eau a une élévation de 34,2 m, pour l'eau

distribuée à la population du Grand Moncton.

En général. I'eau bnite du réservoir de Turtle Creek est de qualité acceptable, et rencontre les

limites gouvernementales du «Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada))

(Ville de Moncton, 1993). Par contre, occasionnellement, la qualité de I'eau subit des

fluctuations, particulièrement lors des périodes ou il se produit beaucoup de ruissellement de

l'eau. Les valeurs de couleur et de turbidité sont élevées et causent des plaintes de la part

des consommateurs. De plus, pendant l'été, des problèmes de goût et d'odeur sont fréquents.

Le tableau 7.1 1 résume les caractéristiques de I'eau brute du réservoir de Turtle Creek. à une

élévation de 34,2 m. Ces données proviennent des tests effectués lors d'une étude sur une

usine en 1992 (Touchie Engineering, 1993).

Tableau 7.1 1

Caractéristiques de l'eau brute du réservoir de Turtle Creek, élévation de 34,2 m, moyenne

du 9 et 16 décembre 1992 (Source : Touchie Engineering, 1993).

Caractéristiques

Alcalinité

Manganèse

Turbidité

PH 1 6,95

L'absorbante UV spécifique n'ayant jamais été mesurée. la nature de la matière organique

naturelle (humique ou non-humique) est donc inconnue.

Valeur

193

0,04

0.93

Unités

Carbone organique totaI

7.3.2 Résultats de la manipulation de laboratoire

Unités

m f l

NTU

Les résultats des tests effecîués en laboratoire sont compilés dans le tableau 7.12.

3 ,O

Tableau 7.12

Résultats de la coagulation rehaussée en laboratoire sur l'eau du fond du réservoir de Turtle

Creek, effectué le 24 mars 1999, température initiale = 2,75*C.

m@

Alun COT Turbidi té Alcalinité PH Manganèse

733 Interprétation des résultats

Les résultats de l'enlèvement des COT du tableau 7.12 sont illustrés B la figure 7.9. La

figure 7.9 montre le carbone organique total (CO?') en fonction du dosage d'alun. Le point à

&e enlevé pour l'analyse des résultats y est indiqué avec une flèche.

Pour effectuer l'analyse de l'enlèvement de COT, un seul point fut enlevé des données du

tableau 7.12, soit le point situé à un dosage d'alun de 50 mg& qui est beaucoup plus élevé

que la valeur escomptée et constitue vraisemblablement une erreur de manipulation. en

conformité avec les explications données plus haut.

L'ajustement du pH

L'eau brute du réservoir de Turtle Creek ayant une alcalinité plus petite que 60 mg/L de

CaC03, le pH maximum recommandé dans le Règlement sur les désinfectants et les sous-

produits de la désinfection est aussi 5 3 . Comme précédemment, lorsque le pH diminue

avec l'ajout d'alun, de la chaux est alors ajoutée pour rehausser le pH au-dessus de 5,5.

Les variations saisonnières

Le protocole pour l'eau brute du réservoir de Turtle Creek n'a été effectué qu'à une seule

saison, au printemps. On remarque, au tableau 7.12, que la concentration de COT pour l'eau

brute du réservoir de Turtle Creek a une élévation de 30,5 m est de 1,6 mgL. Cette valeur

est très basse en comparaison avec la valeur de COT a une élévation de 34.2 m. qui est de

3,O mg/L (tableau 7.1 1). Cette différence peut être expliquée par la variation saisonnière du

réservoir. L'échantillon à 30,5 m fùt pris en mars, alors que l'échantillon à 34.2 m fut pris en

décembre. En mars, à la fin de l'hiver, la température est encore froide, particulièrement a

cette profondeur. Il y a peu d'oxygène dissous et même avec la lumière du printemps, les

plantes aquatiques ne sont pas encore présentes a cause de la basse température. La matière

organique naturelle est en grande partie causée par les plantes aquatiques d'un réservoir

(Cooke et Carlson, 1989). Cette basse valeur de COT est donc causée par la saison de

l'échantillonnage. il faut souligner que les gradients de température étant beaucoup plus

élevés à Moncton qu'à Atlanta, les diffkences saisonnières de la matière organique naturelle

sont par conséquent aussi beaucoup plus élevées.

Figure 7.9 COT en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute du réservoir de Turtie

Cree k, méthode point-à-point.

Dosages d'alun pour i 'enbement du COT

La figure 7.9 illustre le carbone organique total en fonction du dosage d'aiun. La courbe est

tracée avec la méthode point-a-point. Le Règlement américain sur les désinfectants et les

sous-produits de la désinfection ne s'applique évidemment pas au Canada. Mais les

spécifications du Règlement peuvent quand même être utilisé pour l'analyse de l'efficacité de

Ia coagulation rehaussée sur cette eau. Le COT initial de l'eau brute du réservoir de Turtle

Creek est de 1.6 mg& et le Règlement ne demande aucun enlèvement de COT lorsque le

COT initial est plus petit que 2,O mg/L. Mais on peut tout de même utiliser, comme guide,

l'enlèvement recommandé pour un COT entre 2,O et 4,O mg/L qui est de 35 %.

Pour enlever 35 % du COT initial de 1,6 m a , il faut atteindre une valeur de 1,04 mg/L de

COT. Cette valeur est atteinte a un dosage &alun de 9 mg/L. De plus. le PDRD est atteint à

un dosage d'alun de 10 mg/L comme montré à la figure 7.9.

La figure 7.10 montre les points expérimentaux du carbone organique total en fonction du

dosage d'alun. Comme pour l'eau brute de la riviére Chattahoochee, plusieurs courbes

lissées furent tracées : linéaire, polynomiales du deuxième et troisième degrés et

exponentielle. Aucune de ces courbes n'itlustrait de façon satisfaisante les points de la

figure 7. I O. En adaptant le modèle de Edwards (1997), tel qu'avec l'eau brute de la rivière

Chattahoochee, on obtient une courbe plus représentative tel qutiIlustré a de la figure 7.10.

L'équation du modèle modifié de Edwards est :

COT = 1 ,O3 + 0,58exp(-0,32 1 5 *dosage d'alun)

Pour atteindre le 35 % d'enlèvement de COT, il faut trouver le dosage d'alun lorsque le COT

est équivalent à 1,04 mg/L :

i ,O4 = 1 ,O3 +û,jSexp(-0.32 I j*dosage d'alun)

dosage d'alun = 12,6 mg/L

Avec cette

12,6 mg/L.

équation, le 35 % d'enlèvement du COT est donc atteint a un dosage d'alun de

Le PDRD peut être déterminé lorsque que Ia dérivée première de cette équation est égale ii

-0.03 :

-0,03 = -0.32 15 *0,58exp(-0,32 15*dosage d'alun)

dosage d'alun = 5,7 mg/L

Le dosage d'alun au PDRD d'après le modèle modifié de Edwards est donc de 5.7 rng/L.

Figure 7.10 COT en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute du réservoir de Turtle

Creek, modèle modifié de Edwards.

La figure 7.2 1 illustre la turbidiié en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute du réservoir

de Turtle Creek. La turbidité à cette profondeur, 30,5 ml est extrêmement élevée (17 NTU

comparé à 0,93 NTU a I'élévation de 34,2 m) et le procédé de coagulation rehaussée

n'arrivent pas à l'enlever de façon efficace. On remarque tout de même que le plus bas point

est atteint à un dosage d'alun de 10 mg&, ce qui correspond à l'enlèvement de COT avec la

méthode point-à-point.

La pauvre réduction de turbidité peut être expliqué par le fait que l'eau du réservoir de Turtle

Creek, de par sa nature, est une eau qui coagule et flocule très difficilement (Touchie

Engineering, 1993). Par conséquent, on obtient une pauvre sédimentation des particules. En

comgeant la chimie de l'eau avec I'ajout de produits chimiques appropriés, tel que démontré

lors de l'étude sur l'usine pilote en 1992 (Touchie Engineering, 1993). les procédés de

coagulation, floculation et sédimentation peuvent être grandement améliorés.

Pour l'eau du fond du réservoir de Twtie Creek, il serait interessant de combiner la

coagulation rehaussée aux procédés a grande échelle de coagulation, flocuiation et

sédimentation lorsque la nouvelle usine de traitement d'eau sera en opération, afin d'observer

l'enlèvement de COT et la réduction de la turbidité pour cette eau,

Figure 7.1 1 Turbidité en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute du réservoir de

Turtle Creek, à une élévation de 30,5 m.

Manganèse

Le manganèse est un composé inorganique qui provient généralement du sol, des sédiments,

des roches et des composés organiques dans l'eau tels les plantes et/ou les algues (Cooke et

Carlson, 1 989 ; Environnement Canada, 1987).

La figure 7.12 illustre la concentration de manganèse en fonction du dosage d'alun. La

concentration de manganèse à cette profondeur, 30,s m, est très élevée (0,9 mg/L) comparé à

la concentration de manganèse à l'élévation de 34,2 m (0,04 gL).

La figure 7.12 montre que le procédé de coagulation rehaussée n'arrive pas à enlever le

manganèse de l'eau du fond du réservoir de Turtle Creek. De façon semblable a la réduction

de la twbidité, il serait intéressant de vérifier que le procédé de coagulation rehaussée,

combiné avec les procédés de coagulation, floculation et sédimentation de la nouvelle usine

de traitement d'eau de Turtie Creek, sera en mesure d'enlever une telle concentration de

manganèse a cette profondeur.

Figure 7.12 Manganèse en fonction du dosage d'alun pour l'eau brute du réservoir de

Turtle Creek, à une élévation de 30,5 m.

Analyse des résultats pour 1 'eau du réservoir de Turtle Creek

Le tableau 7.1 3 résume les résultats des tests de jarre pour l'eau brute du réservoir de Turtle

Creek à une élévation de 30,s m.

Tableau 7.13

Dosages d'alun pour atteindre le 35 % d'enlèvement et le PDRD, pour I'eau brute du

réservoir de Turtle Creek, à une élévation de 30,5 m.

Méthode point-à-point

1 atteindre 35% d'enlèvement 1 9 mg/L d'alun 1 12,6 mg/L d'alun 1 I I l

Modèle modifié de

L

Dosage d'alun pour

1 de COT 1 1 1

Edwards

D'après ce tableau, le 35 % d'enlèvement du COT ra atteint a 9 et 12.6 mg/L d'alun pour la

méthode point-a-point et le modèle modifie de Edwards, respectivement. Et Ir PDRD est

atteint à 10 et a 5,7 mg/L d'alun avec ces deux méthodes. Finalement, on observe que les

pourcentages d'enlèvement de COT au f DRD sont de 37 et 30%.

Dosage d'alun pour

atteindre le PDRD

% d'enlèv. de COT au

PDRD

Les pourcentages d'enlèvement du COT n'ayant pas été vérifié en laboratoire pour des

dosages d'alun plus petit que 10 mg& on peut conclure que le dosage d'alun pour un

enlèvement optimal de C M se situe sous une valeur de 13 mg/L d'alun.

On peut donc conclure, d'après les résultats de ces tests de jarre, que la coagulation

rehaussée possède un potentiel d'application pour l'eau brute du réservoir de Turtle Creek a

une élévation de 30,5 m. Le procédé en laboratoire montre qu'un pourcentage assez élevé

d'enlèvement de COT (entre 30 et 37 %) peut être atteint par la coagulation rehaussee. Ce

pourcentage est satisfaisant lorsqu'on considère que le COT initial n'est que 1,6 mg& une

concentration ou la coa ylation rehaussée devrait être tres peu efficace (USEPA, 1993).

10 mg/L d'alun

37 %

11 est à noter qu'avec un COT de 1,6 mg.& I'enlèvement de la matière organique naturelle

n'est pas nécessaire. 11 est donc recommandé de vérifier les concentrations de COT lors des

saisons plus chaudes afin de déterminer si les concentrations deviennent assez élevées (> 2,O

m f i ) pour justifier l'application de la coagulation rehaussée.

5,7 m a d'alun

30 %

Par ailleurs, il reste à déterminer si la coagulation rehaussée, combinée avec les procédés de

coagulation, floculation et sédimentation de la nouvelle usine de traitement d'eau potable, est

assez efficace pour enlever le COT et le manganèse ainsi que réduire la turbidité de l'eau du

fond du réservoir de Turtie Creek. Si la concentration de la matière organique naturelle

devient assez élevée pour constituer un problème de sous-produits de la désinfection, il est

donc recommandé d'effectuer des tests de laboratoire pour tester la coagulation rehaussée,

combiné avec le traitement régulier, Iorsque l'usine de traitement d'eau de Turtle Creek sera

en opération.

8. CAMPAGNE D'INFORMATION SUR L'EAU POTABLE DU GRAND MONCTON

Afin de compléter le projet sur l'augmentation de l'approvisionnement en eau du réservoir de

Turtle Creek ainsi que pour apporter une dimension sociale a cette thèse, une campagne

d'information sur I'eau potable du Grand Moncton a été préparée.

Les Canadiens sont de gros consommateurs d'eau. Notre consommation d'eau est en

moyenne plus du double que celle des Européens. Et pendant l'été, Ia consommation d'eau

des canadiens peut augmenter de 50 % ou plus (Environnement Canada, 1995). Moncton ne

fait pas exception. À cause de cette haute consommation saisonnière et dépendant de la

quantité de précipitation, le réservoir de Turtle Creek peut atteindre des niveaux très bas.

Cette campagne d'information est donc destinée a la population du Grand Moncton et a pour

but d'informer et de responsabiliser la population sur les problémes reliés a l'eau et leurs

solutions. L'effet désiré de cette campagne est de réduire Ie gaspillage de l'eau potable, ce

qui contribuerait a l'augmentation de l'approvisionnement en eau pour le Grand Moncton.

8.1 Méthodologie de la campagne d'information

La méthodologie de la campagne d'information sur l'eau potable du Grand Moncton est

composée des éléments suivants :

une revue de littérature sur l'utilisation et la conservation de l'eau sur la planète ;

l'élaboration des raisons d ' o f i r une campagne d'information a Ia population du Grand

Moncton : l'importance de la conservation de l'eau potable, le rôle de la communauté

dans la conservation de I'eau, etc. ;

la définition des sujets à traiter tels que le cycle de Peau, les sources de pollution de la

région, la conosion dans les systèmes de distribution, etc. ;

une revue de littérature sur les techniques et moyens de communication disponibles ;

l'élaboration de la campagne d'information en fonction des besoins et des contraintes du

Grand Moncton.

8.2 L'utilisation et la conservation de l'eau potable sur la planète

L'être humain utilise l'eau pour sa consommation personnelle, mais aussi pour bien d'autres

activités : l'agriculture, l'usage ménager, les procédés industriels, la protection contre les

incendies et la production d'électricité. L'usage de l'eau varie énormément d'un pays à l'autre,

de quelques litres par jour par personne jusqu'à quelques centaines de litres par jour par

personne. Le Canada est un gros consommateur d'eau per capita : nous consommons en

moyenne 340 litres d'eau par jour (Environnement Canada, 1995). Les consommations

domestiques pour plusieurs pays sont énumérées dans le tableau 8.1.

Tableau 8.1

Consommations d'eau dans plusieurs pays (Source : Lanz, 1995 ; Environnement Canada,

1995).

1 Israël 1 196 1

Chine 1 1 Mondial 1 145 1 Mondialement, environ 70% de Veau totale utilisée par l'être humain est employé pour

l'agriculture et 23% est utilisé à des fins industrielles (Lanz, 1995). Environ 7% de l'eau

totale utilisée par l'être humain est destiné à un usage domestique. Or, l'eau n'est pas répartie

de façon uniforme sur la planète. En conséquence, afin de répondre aux besoins en eau des

centres urbains, des méthodes ingénieuses ont été développées. La construction de barrages

et de réservoirs pour capter l'eau de surface, produire de l'électricité ou contrôler la montée

des crues ; les systèmes d'aqueducs pour la transporter ; les puits pour monter I'eau de la

nappe phréatique a la surface ; la désalinisation de l'eau de mer en sont quelques exemples.

Ces innovations peuvent engendrer des problèmes à long terme pour Iliummité et pour

l'écosystème de notre planète.

De plus, à certains endroits sur la planète, l'eau de surface est utilisée à un point tel que le

niveau des lacs et des rivières baisse significativement. Cetîe baisse engendre des

répercussions sérieuses pour l'écosystème environnant. Les estuaires et marécages peuvent

s'assécher ou devenir trop salés, et sont alors incapables de fonctionner nonnalement, c'est-

à-dire fournir des minéraux et nutriments à la vie aquatique et abriter plusieurs espèces

d'oiseaux et d'animaux terrestres et aquatiques.

L'utilisation de l'eau soutemine peut avoir des conséquences également désastreuses.

Lorsque l'être humain enlève une plus grande quantité d'eau de la nappe phréatique que son

renouvellement naturel, il en résulte une déplétion de la nappe phréatique. L'assèchement

d'une nappe phréatique élimine cette dernière comme source d'eau potable. Elle peut aussi

causer l'effondrement du sol, dont des enfoncements observés jusqu'à des profondeurs de JO

m (Raven, 1995). Par ailleurs, dans les régions côtières, le sel de mer peut s'introduire dans

la nappe phréatique lorsque celle-ci se vide plus rapidement qu'elle ne peut se renouveler.

De façon globaie, à l'échelle planétaire, nous faisons face à une pénurie d'eau. A moins d'un

changement dans nos méthodes de gestion de cette ressource, les dommages faits aux

sources d'eau et, par consiquent. à tout l'écosystème planétaire. seront irréversibles ( L m ,

1995). Même si le Canada possède de l'eau en abondance, nous devons apprendre à gérer

convenablement cette ressource. Entre autres, la conservation de I'eau ou simplement la

réduction du gaspillage de l'eau, peut contribuer à préserver cette ressource pour encore

longtemps. De plus, en réduisant notre consommation d'eau, Ie volume d'eau usée a traiter

et a déverser dans l'environnement se trouve aussi réduit. La conservation de l'eau possède

donc un effet positif tant sur la préservation de notre source d'eau que sur sa qualité.

8.3 Le rôle de l'éducation dans la conservation de l'eau potable

L'eau potable est un domaine complexe et l'information disponible peut semer la confusion

parmi le public. Par conséquent, il existe un besoin d'informer le public sur la source, le

traitement et la distribution de leur eau potable. De plus, en comprenant ifimportance de

cette ressource, la population peut alors prendre des actions éclairées afin d'assurer la

protection et la conservation de notre eau potable.

Il existe de nombreuses façons de minimiser le gaspillage de I'eau potable. La plupart

n'affectent en rien notre qualité de vie. 11 suffit d'en être conscient et de poser les gestes

appropriés. Mais pour ce faire, chaque individu doit posséder des connaissances de base,

qui l'amèneront à changer son attitude et par la suite son comportement. Ces étapes font

partie du processus connaissance - conscimtisation - action (DeYoung, 1993).

DeYoung (1993) rapporte que les techniques d'information aident l'individu a acquérir des

co~aissances, à changer son attitude et ses croyances, et finalement à prendre une action

appropriée. Toutefois, il démontre l'insuffisance de ces techniques. De même, d'après

Hungerford et Volk (1990), cette approche traditionnelle (connaissances - conscientisation - action) n'est malheureusement pas aussi efficace qu'on voudrait le croire. Les connaissances

du problème ainsi que des solutions possibles sont nécessaires mais pas suffisantes pour

amener à l'action. Mattews et Riley (1995) sont aussi d'avis que les connaissances ne

mènent pas nécessairement a un changement d'attitude, et qu'un changement d'attitude ne

mène pas nécessairement à un changement de comportement.

Ces résuitats peuvent être expliqués par le concept de sensibilité environnementale. Pruneau

(1994) définit la sensibilité environnementale comme «un sentiment d'empathie pour

l'environnement qui se manifeste par des habitudes et des attitudes d'ouverture, d'intérêt et

d'attention vigilante pour les composantes d'un milieu et par des habiletés à percevoir et a

ressentir ces composantes)).

Hoffman (1976) nous explique que le sentiment d'empathie et de sympathie chez l'être

humain vient de la confusion chez le très jeune enfant entre le soi et le monde extérieur.

Cette penode formerait un lien personne-personne et personne-environnement. Le

développement de ces sentiments d'empathie et de sympathie pourrait être relié au contact

des enfants avec la nature et les animaux (Chawla & Hart, 1995). Par ailleurs. d'après une

étude par Tanner (1980), les enfants doivent d'abord apprendre à aimer la nature avant de se

sentir concerné et de vouloir la protéger. Il rapporte aussi que deux influences importantes

sont le contact avec la nature, souvent atteint par l'entremise de jeux dans la nature, et le

modèle d'un adulte qui respecte la nature.

Hungeford et Volk (1 990) décrivent la sensibilité environnementale comme une vanable

pré-requise au changement d'un comportement environnemental. D'autres variables

importantes sont la connaissance profonde du problème et l'investissement personnel. Ces

variables font appel au sentiment d'appartenance d'un individu. Finalement, se sentir en

contrôle de la situation semble aussi influencer le comportement environnemental. Les

variables suivantes font qu'un individu se sente en contrôle : comaissance et habileté a

appliquer des solutions, et l'intention de passer à l'action. L'article deHungerford et Volk

(1990) conclue que des modèles plus élaborés doivent être développés pour accomplir des

changements de comportement. Ces nouveaux modèles engloberaient plus que les

connaissances et aptitudes, mais la responsabilité et la participation dans la société. En plus

de la conscientisation et des connaissances, les jeunes doivent avoir un sentiment

d'appartenance et de contrôle afin de devenir des citoyens responsables.

Hungerford et Volk (1990) nous expliquent ensuite que, pour être sensible a

l'environnement, les facteurs suivants sont souvent retrouvés dans Ie passé d'un individu : le

contact avec la nature (chasse, pêche, camping, etc.), la dégradation d'un habitat naturel,

avoir eu un enseignant comme modèle ou simplement avoir grandit dans un environnement

social respectueux de l'environnement. D'autre part, malgré tous les efforts en éducation

relative à l'environnement, les programmes sont concentrés au niveau de la conscientisation

et non pas au niveau du componement. Ces méthodes à elles seules ne réussissent pas à

rendre les étudiants des citoyens responsables possédant les outils nécessaires pour apporter

des solutions concrètes aux problèmes environnementaux et passer à l'action. C'est pourquoi

un nouveau modèle doit être développé. Un modèle qui encouragerait les facteurs suivants :

engagement à long terne, se futer des buts, sentiment d'appartenance, expérience positive,

modélisation du componement d'un adulte, emphase sur l'action, et utiliser un contenu

ethnique propre à l'individu (Mathews et Riley, 1995).

Comme le mentionne Bunting et Cousins (1985), les enfants de milieux urbains ont tendance

a appuyer les modifications et la domination de la nature pour les besoins de la technologie,

et ce davantage que les enfants de milieux ruraux. Et les enfants de milieux urbains

apprennent l'ensemble de leur savoir environnemental de façon indirecte : télévision. livre,

enseignement, etc.

D'après la littérature sur le sujet, la variable principale qui fait partie du vécu d'un individu et

qui exerce une influence sur l'adoption d'un comportement responsable face à

I 'enviro~ement est du temps passé dans la nature à jouer mais surtout a apprendre à

l'apprécier. A défaut ou en complément au contact avec la nature, le modèle d'un adulte

respectant l'environnement, un environnement social propice ou la dégradation d'un habitat

naturel sont aussi des facteurs qui ont une influence positive sur une personne. Ces

expériences forment chez l'individu la sensibilité environnementale, qui semble être unpré-

requis afin que cet individu devienne wi adulte responsable, implique dans son milieu,

capable de prendre des décisions et des actions pour résoudre des problèmes

environnementaux.

La conservation de l'eau potable du Grand Moncton est une action environnementale mais

possède une motivation supplémentaire : l'eau potable, en plus d'être essentielle au bon

fonctionnement de tous les écosystèmes de la planète, touche directement notre santé et

notre bien-Etre. Le changement d'attitude et de comportement est un long processus et ne

peut atteindre qu'un certain pourcentage de la population. Mais donner des connaissances

sur notre écosystème et notre système, par le biais de cette campagne d'information, est un

pré-requis pour créer un sentiment d'appartenance et de contrôle chez les individus. La

campagne d'information pour le Grand Moncton fait donc partie de cette première étape et

vise à apporter des comaissances sur notre ressource en eau potable.

8.4 Perception de la qualité de l'eau potable par la population du Grand Moncton

La population du Grand Moncton cornait depuis plusieurs années une quaiire d'eau potable

variable. Les plaintes concemants de la qualité de l'eau sont : le goût, l'odeur, la couleur et

en été, la température.

De plus, a l'été 1997, Ia population du Grand Moncton a subit plusieurs problèmes relies â

l'eau. En premier lieu, des tests de bactéries coliformes sur l'eau de réservoir de Turtle

Creek s'avérèrent positifs. Il s'ensuivit une période de 34 jours (en juillet et août 1997) où

les résidents du Grand Moncton durent bouillir leur eau avant la consommation. Suite à cet

épisode, a l'automne, le niveau du réservoir a atteint un niveau dangereusement bas, et les

résidents firent avertis de réduire leur usage d'eau en diminuant, par exemple, l'arrosage des

peIouses et le lavage des voitures.

D'après des sondages d'opinion publique (Ville de Moncton. 1998), ces épisodes de 1997 ont

affecté la perception des résidents du Grand Moncton vis-à-vis leur eau potable. Ces

sondages sont effectués quatre fois par années, par la Ville de Moncton, auprès des

populations de Dieppe, Moncton et Riverview.

La figure 8.1 illustre les résultats des sondages sur la perception de la qualité de l'eau pour

1997 et 1998. Les plus récents sondages, février et août 1998, indiquent que 56 à 46 % des

répondants considèrent la qualité de leur eau comme étant médiocre, et que 27 à 37 % des

répondants la considèrent comme passable. Bref, les sondages de 1998 indiquent que la

majorité des répondants (83 %) considèrent que leur eau est de qualité passable ou médiocre.

Seulement 16 % considère la qualité de l'eau comme bonne et pratiquement aucun répondant

ne considère la qualité de l'eau excellente.

De plus, on constate à la figure 8.1 que les résultats des sondages ont radicalement changé

de février 1997 à octobre 1997, période où les ipisodes de la consigne de bouillir l'eau et de

sécheresse ont eu lieu. Le pourcentage de répondants qui considéraient l'eau comme

excellente, bonne et passable en février ont chuté de 5, 3 1 et 34 % respectivement a 2, 15 et

22% en aoùt. De plus, le pourcentage de répondants qui considéraient Ia qualité de l'eau

comme médiocre a augmenté de 28 % en février 1997, a 55 % en août 1997. D'après ces

résultats, la population du Grand Moncton juge que leur eau a subit une baisse de qualité à

l'été et l'automne 1997.

Figure 8.1. Résultats des sondages sur la perception de la quaIité de l'eau du Grand

Moncton (Source : Ville de Moncton, 1 998).

D'après les sondages de 1998, Ies raisons d'une qualité médiocre de l'eau ont été identifiées

comme suit : un mauvais goût, 57 % ; une décoloration de I'eau, 42 % ; une mauvaise odeur,

28 % ; et un problème de bactérie, 14 %. Seulement 18 % des répondants considèrent qu'il

existe une insuffisance d'approvisionnement en eau, malgré le fait que le Grand Moncton a

connu six sécheresses depuis la construction du réservoir de Turtle Creek en 1966 (Foster,

1997).

La figure 8.2 montre la proportion de la population qui achètent de l'eau embouteillée ou qui

utilisent un système de filtration d'eau. Ce graphique illustre que la majorité des répondants

(72 %) achète de l'eau en bouteille. De plus, entre février 1997 et octobre 1997, on observe

une diminution des systèmes de filtration (de 43 % a 31 %) et une augmentation de I'eau

embouteillée (de 41 % à 70 %). Ce changement de la part des résidents coïncide encore une

fois avec les épisodes de la consigne de bouillir I'eau et de sécheresse.

Figure 8.2. Résultats des sondages s u r le rehaussement résidentiel de Ia qualité de l'eau

du Grand Moncton (Source : Ville de Moncton, 1998).

Finalement, la figure 8.3 illustre le support de la population du Grand Moncton envers une

usine de traitement d'eau potable. De février 1997 à août 1998, la proportion de répondants

qui supporte la consûuction d'une usine a augmenté de 54 à 75 % dans la région du Grand

Moncton. L'augmentation la plus forte fut enregistrée entre fivrier et octobre 1997, ou le

pourcentage de répondants en faveur de la construction de l'usine est passé de 54 a 69 %,

respectivement. Ces résultats correspondent aux résultats de Ia figure 8.1, qui illustrait que

la perception de la population du Grand Moncton face a la qualité de leur eau a diminué à

cette même période.

Les changements indiqués aux figures 8.1, 8.2 et 8.3 entre février 1997 et octobre 1997

démontrent donc une perte de confiance de la part de la population envers la qualité de leur

eau. Cette perte de confiance est fort probablement directement reliée aux épisodes de la

consigne de faire bouillir l'eau et de sécheresse de 1997.

D'aprés les résultats de ces sondages, la population du Grand Moncton bénéficierait (1)

d'être rassurée sur la sûreté de son eau potable, (2) de comprendre les raisons de la qualité

variable de l'eau et (3) de connaître les étapes qui sont présentement en cours afin

d'améliorer la qualité de I'eau. La campagne d'information vise donc à rencontrer ces trois

objectifs, en pius de conscientiser la popuIation face à leur responsabilité dans la

conservation de l'eau.

Figure 8.3, Résultats des sondages sur le support vis-à-vis d'une usine de traitement

d'eau potable pour le Grand Moncton (Source : Ville de Moncton, 1998).

8.5 Description des sujets à traiter

Les différents sujets à traiter sont divisés en cinq thèmes qui sont expliqués dans cette

section. La campagne d'information de la ViIie de Moncton peut ensuite être développée à

partir de ces cinq thèmes.

1. THEME :

Le système globai de l'eau du Grand Moncton

JUST~FICATION :

Les populations de Dieppe, Moncton et Riverview peuvent apprendre d'ou provient

leur eau potable, le traitement appliqué à cette eau et la façon dont elle est distribuée.

La population peut aussi comprendre comment la nouvelle usine de traitement d'eau

pourra améliorer la qualité de l'eau potable.

CONTENU GÉNÉRAL :

O Le système global de I'eau du Grand Moncton

a Le réservoir de Turtle Creek

L'usine de traitement d'eau potable

Le système de distribution du Grand Moncton

a L'usine de traitement des eaux usées

a Les principaux points du rapport annuel de 1998 de la qualité de I'eau de la

ViHe de Moncton

a La description du traitement partiel présentement appliqué a l'eau potable

du Grand Moncton

a Comment la qualité de l'eau potable sera amdiorée avec la nouvelle usine de

traitement d'eau potable.

2. THEME :

Le cycle de l'eau et notre approvisionnement en eau

JUSTIFICATION :

En expliquant le cycle de l'eau et sa relation avec notre source d'eau, la population

peut comprendre la disponibilité de l'eau dans la regon du Grand Moncton et la

valeur de cette ressource.

CONTENU GENÉRAL :

+ Description du cycle de l'eau en relation avec i'eau de surface et I'eau

souterraine disponible dans la région du Grand Moncton

+ Le traitement naturel de l'eau

Les substances naturellement présentes dans l'eau

Le taux de renouvellement de i'eau dans la région

3. THÈME :

Le système de distribution

JUSTIFICATION :

En connaissant le système de distri'bution, la population peut comprendre qu'est-ce

que l'opération de lavage par injection d'eau dans le système de distribution (flushing).

sa nécessité et pourquoi la qualité de notre eau est temporairement affectée. La

population peut aussi comprendre pourquoi la Ville de Moncton enlève les

interconnections et la tuyauterie en plomb.

CONTENU GÉNÉRAL :

a La description du système de distribution

-L'évolution naturelle dans un système de distribution

-La corrosion

-Les dépôts

a L'entretien du système de distribution

-Les opérations de lavage par injection d'eau dans le système de

distribution

-Les traitements chimiques

8 Les effets sur I'eau potable

-Avec entretien

-Sans entretien

4. THEME:

L'utilisation et la conservation de l'eau du Grand Moncton

~JSTIFICATION :

La population peut apprendre comment l'eau est utilisée dans le Grand Moncton et

comment la consommation de chacun se compare avec celles des citoyens du Grand

Moncton et du Monde. La population peut aussi apprendre comment économiser l'eau

et comment protéger notre ressource en eau.

CONTENU GÉNERAL :

L'utilisation de l'eau et ia consommation dans le Grand Moncton

8 Les compteurs et les factures d'eau

Comment déterminer sa consommation personnelle et/ou familiale d'eau

Comparaisons des consommations d'eau

-Moyenne du Grand Moncton

-Moyenne nationale

-Moyenne mondiale

8 Méthodes pour identifier les consommations majeures

8 Suggestions et conseils que chaque individu peut suivre pour rgduire sa

consommation d'eau

0 Les effets globaux de ces efforts individuels

5 . THEME:

La nouvelle usine de traitement d'eau potable du Grand Moncton

JUSTIFICATION :

En comprenant pourquoi et comment l'eau est traitée, la population peut être rassurée

que toutes les étapes nécessaires à la sécurité de l'eau potable sont prises. La

population peut comprendre comment la nouvelle usine de traitement d'eau potable va

améliorer la qualité de I'eau.

CONTENU GENERAL :

* Pourquoi il est essentiel de traiter l'eau potable

* Les aspects scientifiques du traitement de I'eau potable

* Description du traitement qui sera appliqué à I'eau lorsque la nouvelle

usine de traitement d'eau sera en opération, et comment la qualité de I'eau

en sera améliorée

8.6 Techniques et moyens de communication disponibles

A partir des thèmes décrits dans la section précédente, des aides visuelles peuvent être

préparées par des illustrateurs et des graphistes. Ces aides visueiles peuvent ensuite être

adaptées a des techniques de communication choisies. Les techniques de communication

sont choisies par la municipalité selon ses besoins et ses contraintes, tel que le nombre de

personnes a rejoindre et le budget disponible.

Parmi les moyens de communication disponible, on retrouve l'écrit, le visuel, l'oral et

l'audiovisuel. Parmi ces moyens de communication, on retrouve la distribution de

brochures. des présentations à l'aide d'affiche, des films courts et de I'information transmise

sur Internet. Le tableau 8.2 résume les avantages, les limites et quelques recommandations

concernant la préparation de ces moyens de communication.

Ces outils peuvent ensuite servir de différentes façons. Par exemple, les brochures peuvent

être distribuées dans les endroits publics, dans les écoles, insérées dans les factures d'eau,

etc. Les affiches peuvent être utilisées lors de présentations dans les écoles. dans des

kiosques d'information lors de journées ouvwtes, etc. Le contenu des brochures et affiches

peut aussi être transformé en publicités pour les journaux locaux ou en napperons pour les

restaurants locaux.

Brocliurcs

1

Audiovisuçl

'i'abtenu 8.2 Dcscriptioii dc quclqiics iiioyciis dc coiiiiii~iiiicüiio~~ (Saiircc : Cci-kcvic, 1995 ; Boiicu, 1990).

Avsiitiigcs - Rcjoint un graiid noinbrc dc

dcstinrrtaires - DCgagc unc vrilcur d'ciigagciiiciit dc

la part dc la niuiiicipaliii: - Coiistituc uiic r6TCrciicc ~ioiii'

I'avcnir - Ellcs sont polyvülciitcs cl prriliclucs - Avcç Ic souiicn visucl, Ics

brochures offrcnl uiic pcrccptioii

- On rcliciit cii nioyci~iic 30 "/o dc cl: quc l'on voit

- Captc facilciiiciit l'rilicii1ioii - Unc iriiplicatioii ~icrsoiiiicllc dcs

oratcurs - lacs Ccliririgcs soiil Ficilitt!~ - LWroactioii iriiiiicdiritc

- 011 rcticni, au plus, 50 "/u du nicssagc

- Rcjoint un graiid nonibrc dc dcstiiiatriircs

- Lc messagc vehiculé est idcntiquc - La distancc ne conipic plus - RapiditC dc diflusioii - Dcrnaiidc pcu dc rcssourçcs - Cabt pcu ClcvE

I,iiiiitcs - Lc risquc dc iic pris ttrc lu - l x risquc dc diipcrdition du coiitciiu

(IIOUS rcicnons cn nioyclinc 10 %, dc cc q1ic 11011s lisoiis)

- I'iis dc i.Ctrortclioii - Avcc Ic soiiiicii visucl, la iiiisc

jo~ii- ~ ~ i t C L ~ C dificilc

- tac coîit pcut Etrc Glcvk - Ils sont souvciit vitc obsolCics

- -lx risquc dc iic 113s Ctrc lu - Itisquc dc dCpcrditioii du coiitciiu - Pris dc rétroaction - Gcstiaii dc la iiiisc i jour

I~ccoiiiiiiriiidritio~is daiis la pi~Eparaîioii - Dkfiiiir Ics objectifs avec pidcisioii - 'I'rouvcr Ic ton juste - Avoir uiic ii~isç en p g c atti'ayriiitc - Ut iliscr dcs plirascs çourks, 1 5

iiiols iiiilxiillliili - Avoir i'ccours ri dcs spkci;ilislcs

(illiislrrtlcut.s, grapliistcs)

- Sc prcl~rirct' cl s'ciitrniiicr soig11cuscmciit

- Rcclicrclicr la foi-iiiulc sdCrluiiic scloii I'nuditoirc vise

- Avoir rccoui-s 5 dcs spEciülisics pour la pi%par;ilioii dcs aTficlics (illuslralcurs, gi-apliistcs)

- Deliilii- Ics objectifs üvcc pdcisioii - Trouver le ton juste - Avoir uiic iiiisc cil pagc alti-ayaiilc - Avoir rccours 5 des spécirilislcs dc

pi'iparaliori d'un s i k wcb

8.7 Méthode générale pour le Grand Moncton

La municipalité de la Ville de Moncton possède du personnel spécialisé dans la

communication et les relations publiques. Ces spécialistes sont non seulement compétents

dans le domaine des communications, mais ils ont aussi l'avantage de bien connaître Ies

besoins de leur municipalité, les meilleures méthodes pour rejoindre les gens, ainsi que tous

les aspects pratiques reliés a une campagne d'information. Tenant compte de tous ces

facteurs, la Ville de Moncton a donc choisi les méthodes suivantes :

la présentation des affiches dans les écoles de la région, accompagnée de la distribution

d'un questionnaire sur le contenu de la présentation ;

une sortie des élèves au réservoir de Turtle Creek, ou les élèves peuvent se familiariser

avec leur source d'eau potable ainsi que participer à la gestion du réservoir en plantant

des arbres ;

la distribution aux citoyens de brochures ;

la diffusion du rapport annuel de 1998 sur la qualité de l'eau disponible sur un site web

et sur demande a l'Hôtel de Ville ;

la diffusion de l'information des brochures sur un site web ; et

la pubIication du contenu des brochures/affiches dans les journaux iocaux.

A cause de contraintes de temps et de ressources financières. trois thèmes seront diffusés à la

population en 1999. Tout d'abord, a être diffiisé en mai 1999, une combinaison des deux

premiers thèmes qui comprend : le système global de l'eau potable du Grand Moncton ainsi

que le cycle de l'eau et notre approvisionnement en eau. Ensuite, a être diffiisé en août ou

septembre 1999, le cinquième thème qui porte sur la nouvelle usine de traitement d'eau

potable du Grand Moncton.

II est possible que le contenu de ces thèmes soit modifié pour exclure certaines informations

et/ou pour inclure de I'idormation des autres thèmes. Les autres thèmes pourront être

exploités dans le futur, et pourront être facilement adaptés et réutilisés d'années en années.

Il est recommandé de vérifier I'impact de la campagne d'information sur la perception de la

qualité de l'eau et de sa conservation sur la population du Grand Moncton. Pour ce faire, il

est recommandé de continuer Ies sondages à la population à intervalles réguliers.

Par ailleurs, dans le cadre des présentations dans les écoles, un questionnaire sera distribué

au préalable. Les étudiants pourront répondre aux questions deux semaines avant la

présentation. Après la présentation, les étudiants pourront compléter à nouveau le même

questionnaire. Les connaissances et les faiblesses des étudiants pourront ainsi être vinfiées,

en comparant leurs connaissances avant et après Ia présentation. L'efficacité de ta

transmission des connaissances pourra aussi être évaluée a l'aide de ce questionnaire. La

présentation pourra donc être ajustée en fonction de ces résultats, si la Ville de Moncton

désire répéter la présentation dans les écoles sur une base annueIle.

9. RECOMMANDATIONS ET CONCLUSION

Suite 8 cette étude sur la coagulation rehaussée et sur la campagne d'information sur I'eau

potable, ce chapitre résume les recommandations qui découlent de ce travail.

9.1 Recommandations pour Peau brute de la rivière Chattahoochee

L'eau brute de la rivière Chattahoochee est une eau de swface naturelle et possède une

concentration de COT d'environ 2 mgk. Le Règlement sur les désinfectants et les sous-

produits de la désinfection s'adresse a des usines qui puisent dans des eaux de surfaces

possédant un COT plus grand que 2,O mg/L. Dans l'éventualité oh la concentration de COT

s'élèverait au-dessus de 2,O mg/L et que la concentration des sous-produits de la désinfection

dépasserait Ics limites du Règlement, la mise en application des recommandations suivantes

permettrait alors a l'usine d1Atlanta/FuIton County de rencontrer les limites du Règlement en

tout temps.

Afin d'éviter la fornation des sous-produits de la désinfection avant l'enlèvement de la

matière organique naturelle, il est recommandé de déplacer ou d'éliminer l'ajout de

chlore actuellement effectué avant le procédé de coagulation. Actuellement, Ie dosage

d'alun est optimal pour la réduction de la turbidité et du COT, avec un enlevement

maximal de 25 %. Cet enlevement de COT peut se produire avec les procédés actuels

de coagulation, floculation et sédimentation. si l'ajout de chlore avant ces procédés est

enlevé.

Afin de déterminer la valeur optimale exacte pour l'enlèvement de COT, il est

recommandé d'effectuer d'autres tests de jarre avec des ajouts d'alun entre O et 10 mgR.

il est recommandé de faire des tests de jarre pour la coagulation rehaussée avec un ou

plusieurs autres coagulants pour vérifier leur efficacité comparativement avec l'alun.

II est recommandé de garder un pH stable en tout temps lors des tests de jarre pour la

coajplation rehaussée. Les caractéristiques de I'eau varient d'un échantillon d'eau a un

autre échantillon de la même eau. Il s'ensuit des variations du pH, qui ont un effet

considérable sur l'enlèvement du COT. d'obtenir un pH stable lors des tests de

jarre, il est nécessaire de trouver, au préalable, la quantité de chaux requise pour obtenir

un pH de 5,5 lors des ajouts d'alun. Cette quantité de chaux peut être déterminée par

titration pour chaque échantillon d'eau.

a Il est recommandé d'évaluer la faisabilité de la coagulation rehaussée ii grande échelle

sur l'eau de la rivière Chattahoochee. Les facteurs ii considérer sont, entre autres, les

coûts totaux des produits chimiques, les entrepôts et systèmes d'alimentation des

produits chimiques, la disponibilité et les qualifications du personnel et une conception

adéquate du système de traitement des boues (car le volume de boue augmente avec la

coagulation rehaussée).

9.2 Recommandations pour l'eau de lavage de l'usine d'Atlanta/Fulton County

Le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection ne s'applique pas à

l'eau de lavage de l'usine d'AtlancalFulton County, mais la coagulation rehaussée offre tout

de même des possibilités de traitement pour cette eau avant son retour au début du procédé.

D'après les résultats de cette étude. la coagulation rehaussée amve à enlever plus de 40 %

du COT initial. Par contre, la concentration de COT varie énormément d'un échantillon à un

autre.

r Pour l'eau de lavage de l'usine d'Atlanta/Fulton County, il est recommandé de

comprendre et de prédire les variations de COT de l'eau de lavage. Pour ce faire. il

s'agit d'effectuer une étude du COT en fonction du temps de rétention dans les

((Washwater Decant Tanks)), et en fonction du temps d'opération des filtres. Ce sont les

deux facteurs qui affectent la concentration de COT dans I'eau de lavage.

r Étant donné la variabilité des concentrations de COT lors de cette étude, il est

recommandé d'effectuer des tests de jarre pour la coagulation rehaussée avec des

dosages d'alun entre 20 et 80 mg& lorsque les variations du COT seront mieux

comprises. De plus, il est recommandé de vérifier l'efficacité de la coagulation

rehaussée pour diffërentes concentrations du COT. D'après les résultats de cette étude,

la coagulation rehaussée serait plus efficace pour une eau ayant une basse concentration

initiale de COT (- 4 - 5 rng/L). Par la suite, après avoir déterminé la meilleure

concentration de COT, les tests de jarre devraient être effectués à plusieurs reprises pour

vérifier s'il est possible d'obtenir un COT constant, en tenant compte du temps de

rétention dans les bassins et du temps d'opération des filtres.

De façon semblable à I'eau brute de la rivière Chattahoochee (section 9.1), il est

recommandé de garder un pH stable en tout temps lors des tests de jarre pour la

coagulation rehaussée.

De façon semblable à l'eau brute de la rivière Chattahoochee (section 9.1), il est

recommandé d'essayer les tests de jarre avec d'autres coagulants que 1'aIun.

De façon semblable à l'eau brute de la rivière Chattahoochee (section 9.1), il est

recommandé d'évaluer la faisabilité de la coagulation rehaussee ii p n d e échelle sur

l'eau de lavage de t'usine dlAtlanta(Fulton County.

9 3 Recommandations pour l'eau brute du réservoir de Turtle Creek, à une

élévation de 30.5 m

Le Règlement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection ne s'applique

évidemment pas à l'eau du réservoir de Turtle Creek qui est situé au Canada. Mais son

potentiel d'application fiit tout de même testé sur I'eau du fond du réservoir de Turtle Creek,

à une élévation de 30,5 m. A cette élévation. l'eau ne rencontre pas les limites des

((Recommandations sur la qualité de l'eau potable au Canada» (Santé Canada, 1996) et. par

conséquent, n'est pas utilisée. Si cette eau pouvait être traitée convenablement, le réservoir

de Turtle Creek augmenterait son volume d'eau disponible de 14 %.

r II est recommandé d'effectuer, sur une période d'un an. des tests de COT, manganèse,

turbidité et couleur sur l'eau du réservoir de Turtle Creek, à des élévations de 30,s m et

de 34,2 m. Ces tests permettraient d'évaluer les changements saisonniers que subit cette

eau et de prédire les périodes de matière organique élevée et. par conséquent, tes

périodes a risque pour des hautes concentrations des sous-produits de la désinfection.

r Il est recommandé d'effecâuer, sur une période d'un an, les tests de jarre pour la

coagulation rehaussée lorsque la nouvelle usine de traitement d'eau potable sera en

opération. Lorsque les procédés de coagulation, floculation et sédimentation seront mis

au point. la coagulation rehaussée, combinée avec ces procédés, s'avéra peut-être plus

efficace pour traiter l'eau à une éiévation de 30,Sm.

De façon semblable a l'eau brute de la rivière Chattahoochee (section 9.1), il est

recommandé d'essayer les tests de jarre avec d'autres coagulants que l'alun.

9.4 Recommandations pour la campagne d'information sur I'eau potabk du Grand

Moncton

La campagne d'information sur I'eau potable doit être effectuée à long terme et de façon

continue. C'est probablement la manière la plus efficace de rejoindre et de sensibiliser la

population. Chacun d'entre nous doit prendre conscience de sa responsabilité face à la

présmation de cette ressource essentielle. La première étape est de comprendre d'où

provient notre eau potable et de connaître notre système d'eau. C'est un pré-requis afin de

changer notre attitude et notre comportement face à Ia conservation de l'eau.

II est recommandé de poursuivre la communication en continue avec la population du

Grand Moncton. Les méthodes de communication suivantes sont suggérées :

- présenter annuellement les affiches sur l'approvisiomement en eau dans les

écoles du Grand Moncton ;

- annuellement ou plus fréquemment une brochure sur l'approvisionnement en

eau dans chaque résidence du Grand Moncton ;

- continuer d'effectuer des sorties au réservoir de Turtle Creek avec les élèves ;

- publier régulièrement des articles et/ou publicités dans les journaux locaux, afin

que la population reste à jour dans tous les changements/modifications apportés

au système d'eau du Grand Moncton, et

- garder a jour le site Internet de la Ville de Moncton en présentant l'information

pertinente sur l'approvisionnement en eau et tous les changements1

modifications apportés au système d'eau du Grand Moncton.

Il est recommandé de publier un rapport annuel sur l'eau. Ce rapport pourrait être

disponible sur Intemet ou a l'Hôte1 de Ville, afin que les intéressés puissent prendre

connaissance de Ia situation de l'eau du Grand Moncton comparativement aux

recommandations gouvernementales sur l'eau potable.

Il est recommandé de continuer à mesurer les impacts par des sondages Q la population

et suivre de près les résultats afin d'ajuster l'information diffusée à Ia population selon

les inquiétudes et les besoins manifestés.

9.5 Conclusion

La coagulation rehaussée est un procédé qui sera peut-être obligatoire dans quelques années

dans beaucoup d'usines américaines de traitement d'eau potable, et, éventuellement. peut-

être dans les usines canadiennes. Cette étude montre que la coagulation rehaussée possède

un certain potentiel d'application pour les trois eaux testées, avec des conditions spécifiques

pour chacune. De façon générale, la coagulation rehaussée possède de nombreux avantages,

en particulier sa facilité d'application dans les usines conventionnelles de traitement d'eau.

Malheureusement, c'est un procédé qui n'enIève pas efficacement la matière organique

naturelle de tous les m e s d'eau. De plus, la coagulation rehaussée produit de plus grandes

quantités de boues contenant des grandes quantités de coagulant, comme l'alun. Ces boues

d'alun, contenant de l'aluminium, sont habituellement renvoyées à l'environnement. Il est

donc essentiel, si la coagulation rehaussée doit être la meilleure technologie disponible selon

Ie Réglement sur les désinfectants et les sous-produits de la désinfection, de trouver LUI

moyen pour récupérer le coagulant de ces boues. Et étant donné que les quantités d'alun

pour la coagulation rehaussée sont considérables, la récupération du coagulant peut être

motivée par des raisons économiques, en plus de servir à protéger I'environnernent.

La campagne d'information sur I'eau potable de la Ville de Moncton est un premier pas

positif. L'eau potable est un aspect vital de notre quotidien. La population d'une région

donnée se doit d'être bien informée sur l'eau potable. tant pour notre santé et notre bien-être

que pour la sauvegarde de notre écosystème. L'information sur I'eau potable doit se

poursuivre d'année en année afin de conscientiser la population à la valeur de cette

ressource.

L'eau est une ressource précieuse. il faut regarder les endroits sur la planète qui sont en

pénurie d'eau pour comprendre a quel point l'eau est essentielle a notre survie. Même si au

Canada nous possédons des réserves abondantes d'eau, il faut apprendre a traiter cette

ressource avec respect et à; la gérer convenablement, pour s'assurer d'en jouir encore

longtemps.

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