Conseils sur la matière organique naturelle dans l’eau potable

Santé Canada
Ottawa, Ontario
Juillet 2020

Renseignements généraux sur les documents de conseils

Santé Canada collabore avec les provinces, les territoires et les organismes fédéraux dans l'établissement des Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada. Au fil des ans, de nouvelles méthodologies et approches ont mené Santé Canada, en collaboration avec le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable, à élaborer un nouveau type de document, les documents de conseils, pour fournir des conseils et des recommandations sur les questions liées à la qualité de l'eau potable, pour les paramètres qui ne nécessitent pas de recommandation officielle dans le cadre des Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada.

Il existe deux cas dans lesquels le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable peut décider d'élaborer un document de conseils. Le premier serait de fournir des recommandations sur les activités ou les mesures de gestion liées à des questions précises qui concernent l'eau potable (p. ex., avis d'ébullition de l'eau), auquel cas le document ne fournirait que des renseignements scientifiques restreints ou une évaluation des risques pour la santé. Le deuxième cas serait de fournir des renseignements sur l'évaluation des risques pour la santé lorsqu'une recommandation n'est pas jugée nécessaire.

Des recommandations sont formulées dans le cadre des Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada expressément pour les contaminants qui satisfont à tous les critères suivants :

1. l'exposition au contaminant pourrait mener à des effets nocifs pour la santé;

2. le contaminant est fréquemment détecté dans un grand nombre de sources d'eau potable au Canada ou on pourrait s'attendre à ce qu'il le soit;

3. le contaminant est détecté à une concentration pouvant avoir une importance sanitaire ou à laquelle on pourrait s'attendre à ce qu'il l'est.

Si un contaminant d'intérêt ne satisfait pas à tous ces critères, Santé Canada, en collaboration avec le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable, peut décider de ne pas établir de recommandation chiffrée ou d'élaborer un document technique. Dans ce cas, un document de conseils peut être rédigé.

Les documents de conseils passent par un processus similaire à celui des documents techniques de recommandation, y compris des consultations publiques affichées dans le site Web de Santé Canada. Ils sont proposés à titre d'information pour les autorités responsables en matière d'eau potable et, dans certains cas, pour fournir des conseils en cas de déversement ou d'autres situations d'urgence.

Sommaire

La matière organique naturelle (MON) est un mélange extrêmement complexe de composés organiques qui se trouvent dans toutes les eaux souterraines et de surface. Même si la MON n'a pas d'incidence directe sur la santé, elle nuit à l'efficacité des procédés de traitement de l'eau potable et, par conséquent, à la salubrité de l'eau potable. La MON peut aussi affecter la satisfaction des consommateurs, car elle peut contribuer à donner une couleur, un goût et une odeur indésirables à l'eau potable.

Santé Canada a terminé son examen de la MON dans l'eau potable et l'incidence qu'elle peut avoir sur les procédés de traitement de l'eau potable. Ce document de conseils, qui a été rédigé avec la collaboration du Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable, porte sur l'examen et l'évaluation des risques associés aux effets de la MON sur les procédés de traitement et la salubrité de l'eau potable.

Évaluation

Les effets sur la santé de la MON sont imputables à son incidence sur les procédés de traitement de l'eau potable destinés à protéger la qualité de l'eau potable et la santé publique. La MON peut avoir des effets sur les procédés conçus pour enlever ou désactiver des pathogènes, elle peut contribuer à la formation de sous-produits de désinfection et favoriser la formation de biofilms dans le réseau de distribution. Sa présence peut également créer des conditions entraînant une augmentation des concentrations de plomb et/ou de cuivre dans l'eau traitée parce qu'elle a un impact sur la corrosion.

La traitabilité et la réactivité de la MON varient grandement au Canada, car chaque source d'eau possède des caractéristiques uniques. Comme la MON est constituée de nombreux composés organiques, elle ne peut être mesurée directement. Néanmoins, de nombreux autres paramètres peuvent servir à fournir une indication de la concentration et des caractéristiques (c.-à-d. des propriétés chimiques, physiques et de biodégradabilité) de la MON. Il est important de comprendre les variations des concentrations et des caractéristiques de la MON afin de sélectionner, de concevoir et d'appliquer les bons procédés de traitement de l'eau.

Aucune valeur pratique basée sur la santé ne peut actuellement être calculée pour la MON dans l'eau potable. L'élaboration d'une stratégie de contrôle efficace de la MON doit reposer sur une bonne compréhension:

• des variations de la concentration et des caractéristiques de la MON dans l'eau brute, dont celles attribuables aux changements climatiques, à une modification de la topographie du terrain ou à l'existence de programmes de protection des sources d'approvisionnement en eau;

• de l'incidence de la MON sur les procédés de traitement de l'eau et des effets du traitement de l'eau sur la MON, pour la gamme complète des conditions de qualité de l'eau; et

• des effets potentiels sur la qualité de l'eau dans le réseau de distribution.

Des études de traitabilité propres à la source d'eau brute, dont des analyses en laboratoire et/ou des études pilotes, sont essentielles afin de déterminer les solutions de rechange les plus appropriées pour enlever la MON, diminuer sa réactivité à former des sous-produits de désinfection, réduire sa capacité à contribuer à la corrosion et produire de l'eau potable stable d'un point de vue biologique. Sans une étude de traitabilité propre à la source d'eau brute, il arrive qu'on choisisse un mauvais traitement, que la concentration des sous-produits de la désinfection s'élève après la mise en œuvre du traitement ou que surviennent d'autres conséquences imprévues. Comme les sources d'eau ou les procédés de traitement peuvent varier au fil du temps, il est important de effectuer une surveillance régulière de la concentration et les caractéristiques de la MON et d'évaluer ses effets sur le traitement et la qualité de l'eau ainsi que les conditions du réseau de distribution.

Le présent document vise à fournir aux provinces, aux territoires, aux autres ministères et aux intervenants (comme les propriétaires de réseaux d'eau, les consultants, les fournisseurs d'équipement et les laboratoires) des conseils sur les répercussions de la MON sur la qualité globale de l'eau potable, y compris ses effets potentiels sur les procédés de traitement de l'eau potable et, par conséquent, sur la salubrité de l'eau potable. Il résume les facteurs qui influent sur la concentration et le caractère de la MON et examine les points à prendre en considération lors de l'élaboration d'une stratégie de contrôle de la MON. Il fournit également des conseils spécifiques sur le traitement, la surveillance et les objectifs de qualité de l'eau.

Considérations internationales

Les recommandations, normes et/ou directives relatives à la qualité de l'eau potable établies par des gouvernements étrangers ou des agences internationales peuvent varier en raison des connaissances scientifiques disponibles au moment de l'évaluation, ainsi que de l'utilisation de différentes politiques et approches. Les organisations internationales n'ont pas établi de limites numériques quant à la présence de MON dans l'eau potable. Le règlement sur les désinfectants et les sous-produits de désinfection de l'United States Environmental Protection Agency prévoit l'enlèvement du carbone organique total (COT) par les installations de traitement des eaux de surface utilisant un procédé de traitement de l'eau conventionnel ou un procédé d'adoucissement à la chaux, où les niveaux de COT se situent au-dessus de 2 mg/L dans l'eau brute. L'Organisation mondiale de la Santé suggère d'optimisée l'enlèvement de la MON comme moyen de réduire la prolifération de biofilms dans le réseau de distribution. La réglementation de l'Union européenne comprend le COT comme un indicateur de la qualité générale de l'eau; certains pays utilisent la demande chimique en oxygène au lieu du COT. En Australie, des lignes directrices ont été élaborées pour aider les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable à comprendre et limiter les répercussions de la MON.

Table des matières

• Renseignements généraux sur les documents de conseils
• Sommaire
  • Évaluation
  • Considérations internationales
• Partie A. Conseils sur la matière organique naturelle dans l'eau potable
  • A.1 Introduction
  • A.2 Application
    • A.2.1 Étude de traitabilité propre à la source
    • A.2.2 Surveillance
      • A.2.2.1 Évaluations de l'eau brute
      • A.2.2.2 Traitement et surveillance opérationnelle
      • A.2.2.3 Réseau de distribution
      • A.2.2.4 Paramètres et fréquences suggérés
• Partie B. Renseignements à l'appui
  • B.1 Description de la matière organique naturelle
  • B.2 Sources et présence de la matière organique naturelle
    • B.2.1 Sources
    • B.2.2 Présence de la matière organique naturelle
      • B.2.2.1 Concentration
      • B.2.2.2 Caractéristiques
  • B.3 Considérations environnementales
    • B.3.1 Effets saisonniers ou liés aux conditions météorologiques
    • B.3.2 Autres influences de l'environnement
  • B.4 Effet de la matière organique naturelle
    • B.4.1 Effets indirects sur la santé
      • B.4.1.1 Réductions logarithmiques des pathogènes
      • B.4.1.2 Formation de sous-produits de désinfection
      • B.4.1.3 Stabilité biologique
      • B.4.1.4 Effets de la corrosion
    • B.4.2 Enjeux opérationnels
      • B.4.2.1 Procédé de coagulation
      • B.4.2.2 Filtration sur membranes
    • B.4.3 Valeur esthétique
  • B.5 Mesure et caractérisation
    • B.5.1 Mesures à envisager pour quantifier la matière organique naturelle
    • B.5.2 Caractérisation de la matière organique naturelle
      • B.5.2.1 Absorbance ultraviolet spécifique
      • B.5.2.2 Utilisation de produits chimiques
      • B.5.2.3 Sous-produits de la désinfection
      • B.5.2.4 Autres méthodes
    • B.5.3 Stabilité biologique
  • B.6 Considérations relatives au traitement et au réseau de distribution
    • B.6.1 Choix du traitement approprié
    • B.6.2 Options de traitement
      • B.6.2.1 Coagulation optimisée
      • B.6.2.2 Filtration sur membranes
      • B.6.2.3 Échange d'ions
      • B.6.2.4 Charbon actif
      • B.6.2.5 Traitement biologique
      • B.6.2.6 Procédés d'oxydation
    • B.6.3 Réseau de distribution
  • B.7 Objectifs de surveillance et de qualité de l'eau traitée
  • B.8 Considérations internationales
• Partie C. Références, acronymes et tableaux
  • C.1 Références
  • C.2 Acronymes
  • C.3 Tableaux

Partie A. Conseils sur la matière organique naturelle dans l'eau potable

A.1 Introduction

La matière organique naturelle (MON) est un mélange extrêmement complexe de composés organiques qui varient considérablement sur le plan des caractéristiques physiques et chimiques. La MON existe naturellement dans l'environnement, comme elle peut aussi découler d'activités humaines. On retrouve la MON sous forme particulaire, colloïdale et dissoute dans toutes les eaux souterraines et de surface, ainsi que dans les eaux pluviales. Même si l'exposition à la MON dans l'environnement est courante et non associée à des effets directs sur la santé, la présence et les caractéristiques de la MON auront des incidences importantes sur les procédés de traitement de l'eau potable destinés à protéger la santé publique.

La MON joue un rôle crucial dans le traitement de l'eau potable pour un certain nombre de raisons. D'abord et avant tout, la MON peut contribuer à des effets indirects sur la santé, à savoir.

• Elle entraîne une augmentation de la demande en coagulant qui peut mener à des conditions de coagulation sous-optimales et à une baisse de la capacité d'enlèvement des pathogènes;

• elle entraîne une augmentation de la demande en désinfectant chimique ou entrave la désinfection aux ultraviolets (UV), ce qui peut conduire à une baisse de la capacité d'inactivation des pathogènes;

• elle forme des sous-produits de la désinfection (SPD) réglementés et non réglementés après la réaction avec des désinfectants;

• elle favorise le développement de biofilms dans les réseaux de distribution, lesquels peuvent héberger des agents pathogènes;

• elle a des effets sur la corrosion et peut créer des conditions qui augmentent la concentration en plomb et/ou en cuivre, étant donné la corrosion de matériaux composés de plomb et/ou de cuivre (p. ex., conduites, raccords).

Les systèmes d'approvisionnement en eau potable peuvent aussi être grandement touchés par un certain nombre de problèmes opérationnels causés par la MON, notamment :

• une dose accrue de coagulant;

• une piètre floculation ou décantation des flocs;

• des périodes de filtration raccourcies;

• des lavages à contre-courant plus fréquents;

• une production accrue de boues;

• une capacité hydraulique réduite;

• un colmatage des membranes, une pression transmembranaire et une consommation énergétique plus élevées, un nettoyage chimique plus fréquent et une durée de vie des membranes raccourcie;

• une efficacité réduite des procédés d'adsorption et d'échange d'ions.

La MON peut aussi mener à une augmentation de plaintes de la part des consommateurs, car elle peut donner une couleur, un goût et une odeur indésirables à l'eau potable. Ces problèmes et d'autres sont présentés en détail dans les sections suivantes du présent document.

A.2 Application

Tous les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient adopter une approche de gestion du risque comme une approche à l'approche de la source au robinet ou du plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau, pour assurer la salubrité de l'eau. Ces approches exigent une évaluation des systèmes qui comprend : la caractérisation de la source d'eau, la description des barrières de traitement qui préviennent ou réduisent la contamination, la mise en évidence des conditions pouvant causer une contamination et la détermination de mesures de contrôle. Une surveillance opérationnelle est alors établie et des protocoles opérationnels et de gestion sont instaurés (p. ex., des procédures opératoires normalisées, des mesures correctives et des interventions en cas d'incident). Une surveillance de la conformité est établie et d'autres protocoles pour valider le plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau sont mis en œuvre (p. ex., tenue de dossiers, satisfaction des consommateurs). Une formation des opérateurs est aussi requise pour assurer en tout temps l'efficacité du plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau.

Au moment d'élaborer et de mettre en œuvre une approche axée sur la gestion des risques, il est important de comprendre comment la MON peut occasionner des effets indirects sur la santé. La quantité de MON peut augmenter avant qu'une variation de la turbidité et du débit soit visible et peut demeurer élevée après un retour aux valeurs de départ. Par conséquent, il se peut que les variations de la MON soient indécelables et que la capacité d'enlèvement ou de l'inactivation des pathogènes diminue, si une surveillance adéquate n'est pas en place. Le but d'une stratégie de contrôle de la MON devrait être la protection contre les risques microbiens en tout temps, tout en minimisant les concentrations de SPD, de plomb et de cuivre ainsi que de la formation de biofilm dans le réseau de distribution.

Les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau devrait s'efforcer en tout temps de bien caractériser et enlever la MON pour atteindre les objectifs de qualité de l'eau. Il se peut que les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau doivent faire appel à plusieurs procédés de traitement pour trouver un équilibre entre les risques microbiens et chimiques, tout au long de l'année. Les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau devraient contacter les autorités responsables de l'eau potable concernées de la province ou du territoire pour vérifier si des exigences particulières s'appliqueront à leur source d'approvisionnement ou réseau de distribution.

A.2.1 Étude de traitabilité propre à la source

Il est recommandé d'effectuer des études de traitabilité propres à la source d'eau brute afin de déterminer les options de traitement les plus efficaces pour enlever adéquatement la MON et atteindre les objectifs en matière de la qualité de l'eau quant aux risques microbiens, aux SPD, à la stabilité biologique et au contrôle de la corrosion. Il est nécessaire de bien connaître la source d'approvisionnement en eau pour choisir une stratégie de traitement fiable, robuste et résiliente. Il faut examiner la source, avant même la conception de l'installation, pour évaluer les variations saisonnières de la MON et prédire les conditions extrêmes dues aux variations climatiques. L'étude de traitabilité devrait comprendre des analyses en laboratoire et/ou des études pilotes, ainsi que des essais de formation potentielle de SPD représentatifs des conditions du réseau de distribution.

A.2.2 Surveillance

La concentration et les caractéristiques de la MON devraient être surveillés dans l'eau brute, l'eau traitée et l'eau du réseau de distribution, afin de s'assurer que :

• le traitement est optimisé pour l'enlèvement de la MON et de la turbidité;

• les concentrations de SPD, de plomb et de cuivre sont au plus bas niveau que l'on puisse raisonnablement atteindre;

• la formation de biofilms est réduite au maximum.

Un plan de surveillance propre à la source devrait être élaboré pour s'assurer que les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable soient au fait :

• des changements de la qualité de l'eau brute quant à la concentration et aux caractéristiques de la MON;

• de l'effet que la MON produit sur les procédés de traitement de l'eau dans toutes les conditions de qualité de l'eau;

• de l'impact que le traitement a sur la concentration et les caractéristiques de la MON;

• des répercussions sur la qualité de l'eau du réseau de distribution.

Le plan de surveillance devrait être exhaustif et comprendre la caractérisation de la source et la surveillance opérationnelle et de la conformité, en plus de démontrer que les objectifs touchant à la qualité de l'eau sont régulièrement atteints en ce qui a trait aux risques microbiens, aux SPD, à la stabilité biologique et au contrôle de la corrosion. Les sources très variables (c.-à-d. celles qui fluctuent et connaissent des épisodes de précipitations ou de fonte de la neige) et les procédés critiques (p. ex., la coagulation) devraient idéalement faire l'objet d'une surveillance en ligne et en continu.

A.2.2.1 Évaluations de l'eau brute

Les évaluations de l'eau brute devraient faire partie des évaluations routinières des systèmes. Elles doivent inclure : une compréhension des sources de MON dans le bassin versant ou l'aquifère; les conditions menant à un changement des concentrations ou des caractéristiques de la MON (p. ex., épisodes de précipitations/fonte de la neige, prolifération d'algues, sécheresse, incendie); et les facteurs qui accentuent la réactivité de la MON à former des SPD (p. ex., les conditions de réaction, l'âge de l'eau, les composés inorganiques comme l'ammoniac, le bromure, l'iodure et le soufre).

Les sources d'eau de surface et d'eau souterraine devraivent être caractérisées en ce qui concerne la MON et les composés inorganiques. La fréquence de surveillance de la caractérisation des eaux brute dépendra de la variabilité de la source; les sources très variables devraient être surveillées avec une plus grande fréquence.

A.2.2.2 Traitement et surveillance opérationnelle

La concentration et les caractéristiques de la MON peuvent influer grandement sur la sélection, la conception et le fonctionnement des procédés de traitement de l'eau. Pour déterminer les procédés de traitement les plus appropriés, les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable doivent connaître :

• l'origine, la présence et les fluctuations de la MON;

• les interactions entre la MON et les autres constituants de l'eau (p. ex., une réactivité accrue due au bromure);

• les interactions avec les produits chimiques utilisés pendant le traitement (p. ex., la MON crée une demande de désinfectant et de coagulant qui doit être prise en charge pour assurer la salubrité microbiologique de l'eau potable);

• les interactions entre la MON et les procédés (p. ex., colmatage des matériaux adsorbants et des membranes par la MON); et

• les impacts sur la qualité de l'eau du réseau de distribution (p. ex., SPD et stabilité biologique).

Le type et le niveau de traitement appropriés doivent prendre en compte les fluctuations de la qualité de l'eau propres à la source, notamment la dégradation saisonnière et à court terme, la variabilité du rendement du traitement et les conditions dans le réseau de distribution.

Un suivi opérationnel continu et l'optimisation du traitement permettra de s'assurer que les exploitants des services d'eau potable atteignent les objectifs de qualité de l'eau et maximisent la protection de la santé publique pour l'ensemble des problématiques de la qualité de l'eau. Se tenir au courant des pratiques exemplaires et des avancées dans le secteur de l'eau potable est un aspect important de l'approche de la source au robinet ou du plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau, pour assurer la salubrité de l'eau.

A.2.2.3 Réseau de distribution

La matière organique biodégradable (MOB) favorise la formation de biofilms dans le réseau de distribution. Les biofilms peuvent contribuer à la survie des pathogènes ayant réussi à traverser les barrières de traitement de l'eau potable ou à entrer directement dans le réseau de distribution à cause d'une rupture de l'intégrité des conduites. Les éléments les plus importants pour contrôler la croissance de bactéries dans les réseaux de distribution sont le maintien d'une concentration résiduelle de désinfectant, la limitation de la MOB et le contrôle de la corrosion. Le maintien de l'intégrité physique et hydraulique du réseau de distribution et la réduction des phénomènes de pression négative ou de basse pression constituent d'autres éléments clés d'une approche de la source au robinet ou du plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau, pour assurer la salubrité de l'eau.

La qualité de l'eau du réseau de distribution doit faire l'objet d'une surveillance régulière, y compris les SPD et les indicateurs de stabilité biologique (p. ex., variabilité des concentrations de désinfectant résiduel, taux de formation de biofilms et taux de corrosion). Des programmes de fonctionnement et d'entretien doivent aussi être en place (p. ex., contrôle de l'âge de l'eau, nettoyage de la conduite principale, prévention des contamination croissées, maintien des infrastructures), en plus d'une hygiène rigoureuse qui doit être pratiquée durant tous les travaux sur la conduite principale (p. ex., réparation, entretien et nouvelle installation), afin que l'eau potable soit acheminée jusqu'au consommateur avec une perte minimale de sa qualité.

A.2.2.4 Paramètres et fréquences suggérés

Le tableau 1 dresse la liste des paramètres, lieux de surveillance et des fréquences proposés sur lesquels un programme exhaustif de surveillance peut se fonder. Bon nombre des paramètres énumérés (p. ex., désinfectant résiduel, SPD) font déjà l'objet d'une surveillance dans la plupart des installations de traitement dans le cadre d'une approche de la source au robinet pour produire une eau potable salubre. D'autres paramètres sont relativement faciles à mesurer (p. ex. absorbance ou transmittance UV) et offrent des résultats rapides. On trouvera au tableau 2 les objectifs de qualité de l'eau proposés. Ces objectifs sont proposés à titre indicatif uniquement et ont été relevés à la suite d'un examen des publications réalisé au moment de la rédaction du présent document. Comme certaines sources d'approvisionnement en eau peuvent être extrêmement réactives (p. ex., forment davantage de SPD), des objectifs de qualité de l'eau plus rigoureux pourraient être nécessaires.

Les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau devraient employer les méthodes et les paramètres les plus pertinents pour surveiller régulièrement la qualité de l'eau brute, traitée et du réseau de distribution, établir des conditions de base et déceler les variations qui commandent une modification des procédés. On peut diminuer la surveillance pour les systèmes qui présentent des concentrations faibles de SPD, une qualité biologique de l'eau stable (p. ex., biostabilité) et des données de référence indiquant que la MON n'influence pas la corrosion.

Partie B. Renseignements à l'appui

B.1 Description de la matière organique naturelle

La MON est un mélange extrêmement complexe de composés organiques dont la polarité, l'acidité, la densité de charge, et la masse moléculaire peuvent varier; la MON peut aussi être plus biodégradable (c.-à-d., labile ou semi-labile) ou moins biodégradable (c.-à-d., récalcitrante ou réfractaire). Puisque la MON comprend de nombreux composés organiques, elle peut être catégorisée en fonction de sa polarité (c.-à-d. hydrophobe ou hydrophile) et ses propriétés acides, neutres ou basiques. Cette approche donne six fractions de MON, décrites au tableau 3. Des classes de composés à l'intérieur de ces fractions ont aussi été déterminées. Les classes de composés procurent le degré de spécificité le plus élevé possible en raison du nombre de composés pouvant être présents (Minor et coll., 2014).

La taille et la forme de la MON sont influencées par le pH et la force ionique; à pH faible et à force ionique élevée, la MON peut être rigide, compacte et avoir une forme hélicoïdale, alors qu'à pH élevé et à force ionique faible, elle peut être filamenteuse et flexible (Ghosh et Schnitzer, 1980; Braghetta et coll., 1997). Certains composés peuvent afficher des propriétés tant hydrophobes qu'hydrophiles (c.-à-d. amphipathique) (Leenheer et Croué, 2003) et posséder à la fois des groupements fonctionnels de charges négatives et positives (c.-à-d. amphotère) (Ghosh et Schnitzer, 1980; Braghetta et coll., 1997; Her et coll., 2007; Amy, 2008). Les fractions contenant des polysaccharides, des protéines et des sucres aminés affichent les poids moléculaires les plus élevés (>10 kDa), alors que les masses moléculaires des acides humiques et fulviques se situent entre 2 à 5 kDa et 0,5 à 2 kDa, respectivement (Bond et coll., 2012; Sillanpää et coll., 2015a). Les dérivés des lignines et des tanins sont aussi abondants dans les fractions dont le poids moléculaire varie entre élevé et moyen. Les plus petites fractions de MON (<0,5 kDa) sont souvent des composés hydrophiles (Sillanpää et coll., 2015a). Les fractions les plus biodégradables comprennent des glucides, des acides aminés et des protéines, tandis que les plus résistantes contiennent des lignines, des tanins et des terpénoïdes.

B.2 Sources et présence de la matière organique naturelle

La concentration et les caractéristiques (c.-à-d. les propriétés chimiques, physiques et de biodégradabilité) de la MON peuvent être très variables en raison des nombreux processus hydrologiques et biogéochimiques qui touchent les sources de MON (Aiken et Cotsaris, 1995). Cette variabilité est brièvement décrite dans les sections qui suivent, ainsi que les paramètres qui ont auparavant été utilisés pour quantifier la matière organique, notamment : 1) la couleur attribuable à la matière organique, en tant que mesure de la quantité des acides humiques et fulviques; et 2) le carbone organique, principal constituant de la MON (Thurman, 1984). D'autres paramètres pouvant être retenus pour mesurer et caractériser la MON sont présentés plus loin dans le présent document.

B.2.1 Sources

Il existe deux sources naturelles de MON : allochtone (c.-à-d. provenant de l'écosystème terrestre) et autochtone (c.-à-d. provenant des plantes et des microorganismes en croissance dans le plan d'eau) (Aiken et Cotsaris, 1995). Les activités anthropiques (d'origine humaine) peuvent aussi contribuer à la MON.

La MON allochtone est acheminée vers les milieux aquatiques à mesure que les précipitations se déplacent dans l'atmosphère et le couvert végétal, infiltrent les couches de sol organique et percolent à travers les couches de sol minéral (Aitkenhead-Peterson et coll., 2003). L'humus du sol, la litière végétale, la biomasse microbienne et les exsudats racinaires contribuent à la MON allochtone (Kalbitz et coll., 2000). La MON allochtone tend à être de nature hydrophobe. Ces facteurs et d'autres qui influent sur la concentration et les caractéristiques de la MON allochtone sont décrits au tableau C-3.1 du présent document.

La MON autochtone provient de phytoplancton, d'algues, de cyanobactéries et de macrophytes (c.-à-d. des plantes fixées sur le substrat des lacs et des cours d'eau ou enracinées dans ceux-ci) qui peuvent représenter entre 5 et 100 % de la concentration de MON en fonction de certaines conditions (Bertilsson et Jones, 2003; Wetzel, 2003; Bade et coll., 2007; Tomlinson et coll., 2016). Si les intrants allochtones sont élevés, comme dans les sources d'eau colorée ou durant des épisodes de précipitations/fonte de la neige (c.-à-d. des conditions de débit d'orage), la proportion de MON autochtone est généralement faible. À l'inverse, si les intrants allochtones sont faibles, comme dans les sources d'eau claire ou durant des périodes de sécheresse où il y a très peu d'eaux de ruissellement, la proportion de MON autochtone est généralement élevée. La MON autochtone englobe un vaste éventail de composés, dont les monosaccharides et polysaccharides, les acides aminés, les peptides, les protéines, les acides nucléiques, les acides organiques, les lipides et les acides gras (Pivokonsky et coll., 2006, Henderson et coll., 2008). Le COD est généré par la production et la décomposition de la biomasse microbienne et végétale dans les sources d'eau (Nguyen et coll., 2002; Zhou et coll., 2014). Les algues ont tendance à dominer dans les grands lacs, alors que les macrophytes sont généralement le facteur majeur dans les petits lacs (Wetzel, 1992; Bertilsson et Jones, 2003). Les efflorescences d'algues et de cyanobactéries, en particulier, représentent une source de COD pouvant être périodique et intense. Les proliférations cyanobactériennes pourraient être liées à d'autres problèmes de qualité de l'eau imputables à la présence possible de toxines de cyanobactéries. La MON autochtone a tendance à être de nature hydrophile et riche en azote.

Les sources anthropiques de la MON comprennent les fosses septiques, le traitement des eaux usées et les rejets d'eaux pluviales, le ruissellement agricole et les rejets industriels. La MON anthropique serait en général de nature hydrophile (Imai et coll., 2001) et riche en azote (Dotson et Westerhoff, 2009; Mitch et coll., 2009). Les bassins versants fortement touchés par des sources anthropiques pourraient connaître une diminution de COT ou COD après une amélioration du traitement des eaux usées ou pluviales (Reckhow et coll., 2007).

Les concentrations de MON dans l'eau brute représentent l'effet net des processus hydrologiques et biogéochimiques dans le bassin versant ou l'aquifère (Eckhardt et Moore, 1990). La concentration et les caractéristiques de la MON et, par conséquent, sa traitabilité (c.-à-d. le potentiel d'enlèvement) et sa réactivité (c.-à-d. le potentiel de formation de SPD), varient énormément d'une source à l'autre parce que chaque source d'eau possède ses propres caractéristiques. À titre d'exemple, Kerekes et coll. (1982) ont rapporté que deux lacs en Nouvelle-Écosse, à une distance de seulement 1 km l'un de l'autre, affichaient des concentrations de COT de 5,6 et 17,2 mg/L, respectivement. Dans le lac faible en COT, la période de rétention était de 1,27 année et il n'y avait pas de sols organiques, alors que dans le lac élevé en COT, la période de rétention était de 0,35 année et il s'y trouvait des sols organiques. Les longues périodes de rétention tendent à abaisser la concentration de COD, comme le montre le tableau C-3.1. Néanmoins, Curtis et Adams (1995) ont rapporté que l'évapoconcentration de la MON réfractaire avait donné lieu à des concentrations plus élevées de COD avec une période de rétention accru dans les zones sous-humides et semi-arides en Alberta. D'autres chercheurs ont rapporté des constatations semblables à l'égard de la variabilité et des caractéristiques uniques de la MON dans le cas de sources situées à proximité les unes des autres (Aiken et Cotsaris, 1995; Ågren et coll., 2007; Reckhow et coll., 2007; Goss et Gorczyca, 2013; Kent et coll., 2014).

Les concentrations de MON sont en général inférieures dans les sources d'eaux souterraines parce que la matière organique est soumise à des processus d'adsorption et de dégradation microbienne à mesure qu'elle est transportée dans le sol (Thurman, 1985; Aiken et Cotsaris, 1995; Aitkenhead-Peterson et coll., 2003). Ces processus sont toutefois limités par la quantité de MON biodégradable présente. À l'opposé, certaines eaux souterraines s'écoulent dans des matières riches en matière organique de l'aquifère, ce qui donne lieu à des concentrations élevées de carbone organique (Thorstenson et coll., 1979; Hem, 1985; Aravena et coll., 1995; Lemieux et coll., 2019). Selon des publications, la concentration de carbone organique dans certaines eaux souterraines de l'Amérique du Nord varie de < 0,1 à 22 mg/L (voir le tableau C-3.2). Une variabilité saisonnière peut être observée selon les puits, donc le recours à un seul échantillon pour représenter la qualité des eaux souterraines peut être trompeur (Département de la Santé de l'État de Washington et Université de Washington, 2017).

La MON dans les eaux souterraines tend à être de nature plus hydrophile et résistante (Diem et coll., 2013) et presque aussi réactive que la MON dans l'eau de surface sur une base de mg/L de COD (Owen et coll., 1995; Reckhow et coll., 2007; Tubić et coll., 2013). À titre d'exemple, le Département de la Santé de l'État de Washington et Université de Washington (2017) a fait état de rendements en SPD spécifiques de 67 μg trihalométhanes (THM)/mg COD et de 29 μg acides haloacétiques (AHA)/mg COD pour les petites réserves d'eau souterraine ayant été chlorées. Les sources d'eau souterraine peuvent présenter des concentrations de bromure (Chowdhury, 2018) ou d'iodure (Lemieux et coll., 2019) qui peuvent rendre l'eau réactive (c.-à-d. potentiel de formation des SPD).En résumé, les conditions locales jouent un rôle très important dans l'établissement des concentrations et des caractéristiques de la MON (Bourbonniere, 1989; Mulholland, 2003; Reckhow et coll., 2007; Sillanpää, 2015). Les données relatives à la présence de MON présentées ci-dessous mettent en évidence la variabilité possible, avec ou sans changement connexe de la concentration de COD. Les données montrent aussi que, bien que les eaux souterraines tendent à avoir des concentrations plus faibles de MON, certaines sources peuvent avoir des concentrations élevées. Par conséquent, à la fois les sources d'eau de surface et d'eau souterraine devraient être caractérisées.

B.2.2 Présence de la matière organique naturelle

La concentration et les caractéristiques (c.-à-d. les propriétés chimiques, physiques et de biodégradabilité) de la MON peuvent être très variables en raison des nombreux processus hydrologiques et biogéochimiques qui exportent, génèrent ou dégradent la MON, tel que décrit dans le tableau C-3.1.

B.2.2.1 Concentration

Les données de surveillance ayant servi au présent examen sont résumées ci-dessous (voir les tableaux 4 et 5). Les données de non-détection ont été exclues de l'analyse statistique. Les résultats sont présentés pour montrer la variabilité spatiale des concentrations décelables.

Les données de surveillance des provinces et des territoires pour le COT et la couleur de l'eau brute sont présentées au tableau 4. Ces données indiquent que la concentration de COT et la couleur attribuable à la matière organique varient dans l'espace et sont généralement plus faibles dans l'eau souterraine (bien que certaines sources d'eau souterraine peuvent présenter des concentrations élevées). Le tableau 5 présente les données de surveillance du COD recueillies en 2009 et en 2010 dans certaines sources d'eau potable de chaque région du Canada (Santé Canada, 2016). D'après ces données, la concentration de COD dans l'eau souterraine est plus faible et la différence est minime entre l'eau brute et l'eau traitée. Pour les sources d'approvisionnement en eau de surface examinées, le COD moyen de l'eau traitée varie de 3,2 à 3,4 mg/L en été et de 2,8 à 3,5 mg/L en hiver. Comme certaines provinces et territoires ne figurent pas au tableau 4, le tableau C-3.3 fournit les données de surveillance à long terme du COD de l'eau de surface d'Environnement Canada (2000 à 2015) pour certaines régions ou bassins fluviaux de l'ensemble du Canada (Environnement Canada, 2017). Ces données indiquent aussi qu'il existe une variabilité spatiale importante des concentrations de MON.

B.2.2.2 Caractéristiques

Un certain nombre d'études ont caractérisé les six fractions de MON (voir le tableau 3) dans plusieurs eaux de source canadienne (Montreuil, 2011; ministère de l'Environnement et de la Conservation de Terre-Neuve-et-Labrador, 2011; Lamsal et coll., 2012; Goss et Gorczyca, 2013). Ces études sont résumées au tableau C-3.4. Montreuil (2011) a étudié un lac en Nouvelle-Écosse et y a observé une variabilité temporelle importante dans les six fractions de MON alors que les concentrations de COD demeuraient faibles avec peu de variation. Goss et Gorczyna (2013) ont étudié une rivière au Manitoba et y ont aussi observé une variabilité temporelle importante dans les six fractions de MON, mais avec des fluctuations dans les concentrations de COD. Les deux autres études ont montré que les caractéristiques de la MON peut varier grandement selon le lieu.

Les résultats de ces études de fractionnement montrent la variabilité qui peut survenir dans les caractéristiques de la MON, avec ou sans changement de la concentration de COD. En outre, les résultats indiquent que la fraction neutre hydrophile peut parfois comprendre une part importante de MON. Cette fraction peut s'avérer particulièrement problématique, comme il est expliqué dans les sections subséquentes.

La MON peut aussi être fractionnée en utilisant des méthodes plus rapides ou en fonction de sa taille ou fluorescence, comme il est souligné à la section B.5.2.4. Les propriétés de biodégradabilité de la MON sont présentées en détail dans les sections subséquentes.

B.3 Considérations environnementales

Des facteurs environnementaux pourraient changer la concentration de MON et/ou la contribution relative des intrants allochtones, autochtones ou anthropiques et modifier ainsi ses caractéristiques. Ces changements peuvent avoir une incidence sur les sources d'eau et les procédés de traitement de l'eau, comme il est présenté ci-dessous.

B.3.1 Effets saisonniers ou liés aux conditions météorologiques

Bon nombre de chercheurs notent une augmentation de la concentration de MON et un changement de ses caractéristiques à la suite de la fonte de la neige, du ruissellement printanier ou d'une pluie abondante (Gregory, 1998; Billica et Gertig, 2000; Tseng et coll., 2000; Goslan et coll., 2002; Volk et coll., 2002; Eikebrokk et coll., 2004; Fearing et coll., 2004a, 2004b; Hurst et coll., 2004; Chow et coll., 2006; Sharp et coll., 2006; Parsons et coll., 2007; Reckhow et coll., 2007; Kraus et coll., 2010; Carpenter et coll., 2013; Kundert, 2014; McVicar et coll., 2015; James et coll., 2016). Les concentrations de COD peuvent rapidement augmenter par un facteur de quatre à cinq durant des épisodes de précipitations et de fonte de la neige qui transportent la MON terrestre vers un plan d'eau (Thurman, 1985; Saraceno et coll., 2009). Les concentrations les plus élevées peuvent être observées en été et en automne, lorsque les températures sont plus élevées, l'activité biologique est élevée et les pluies torrentielles de forte intensité mais de courte durée sont fréquentes (Aitkenhead-Peterson et coll., 2003).

Les épisodes de précipitations et de fonte de la neige peuvent nuire grandement au procédé de coagulation, pour un certain nombre de raisons. Premièrement, les changements de la qualité de l'eau surviennent dans des conditions de débit d'orage qui créent des conditions difficiles de coagulation (p. ex., pH, alcalinité, force ionique, concentration d'ions divalents) (Gregory, 1998; Billica et Gertig, 2000; Tseng et coll., 2000; Davis et Edwards, 2014). Deuxièmement, on observe que la MON augmente avant des changements de turbidité ou de débit et qu'elle peut demeurer élevée une fois la turbidité et le débit revenus à leurs conditions de base (Soulsby, 1995; Hurst et coll., 2004; McVicar et coll., 2015; James et coll., 2016). Par conséquent, si la dose de coagulant est contrôlée en fonction du débit ou de la turbidité, elle pourrait être insuffisante et mener à des conditions de coagulation sous-optimales (Hurst et coll., 2004; Parsons et coll., 2007; Kundert et coll., 2014; McVicar et coll., 2015; James et coll., 2016). Il est bien connu que les conditions de coagulation sous-optimales mènent à une diminution importante des taux d'enlèvement des pathogènes (Ongerth et Pecoraro, 1995; Patania et coll., 1995; Edzwald et Kelley, 1998; Coffey et coll., 1999; Emelko et coll., 1999, 2005; Dugan et coll., 2001; Harrington et coll., 2001; Huck et coll., 2001, 2002; Dai et Hozalski, 2002; Betancourt et Rose, 2004; Hendricks et coll., 2005; O'Melia, 2006; Hijnen et Medema, 2007). Les pluies torrentielles durant l'hiver ou le printemps peuvent être préoccupantes, car les basses températures peuvent réduire l'efficacité du procédé de coagulation (Hurst et coll., 2004).

B.3.2 Autres influences de l'environnement

Depuis plusieurs décennies une augmentation des concentrations de COD a été signalée au Canada (Eimers et coll., 2008; Keller et coll., 2008; Couture et coll., 2012; Chowdhury, 2018), en Amérique du Nord (Driscoll et coll., 2003; SanClements et coll., 2012), au Royaume-Uni (Evans et coll., 2005; Sharp et coll., 2006; Worrall et Burt, 2009), en Europe du Nord (Eikebrokk et coll., 2004) et au Japon (Imai et coll., 2001). Aux emplacements où le COD a augmenté, les eaux sont souvent aussi devenues plus colorées (Ekström et coll., 2011; Kritzberg et Ekström, 2012; Weyhenmeyer et coll., 2014).

Pagano et coll. (2014) ont mené une revue exhaustive des études sur la hausse des tendances du COD et ont noté que les chercheurs avancent que la diminution du dépôt acide atmosphérique (c.-à-d. contrôles des émissions de soufre) et les agents de changements climatiques sont deux considérations clés. Monteith et coll. (2007) ont examiné les données pour l'Amérique du Nord, le Royaume-Uni et l'Europe et ont relevé que la diminution du dépôt acide expliquait plus de 85 % de la hausse des tendances du COD, sauf au Royaume-Uni et à Terre-Neuve. Dans ces régions, l'augmentation des dépôts de sel de mer expliquait la baisse du COD dans certains secteurs. Les auteurs n'ont trouvé aucune tendance entre le COD et l'augmentation de la température ou de la concentration atmosphérique de dioxyde de carbone. Ekström et coll. (2011) ont mené des expériences d'acidification sur des parcelles et ont confirmé que la réduction du dépôt acide donne lieu à des concentrations accrues de COD et de couleur, ce qui implique une hausse de la mobilité de la MON avec la limitation des émissions de soufre. En ce qui a trait à la couleur organique, cette tendance a été liée à la complexation du fer avec le COD (Weyhenmeyer et coll., 2014). Toutefois, les mécanismes ne sont pas entièrement compris. Black et Christman (1963) ont aussi découvert que du fer était toujours présent avec la couleur organique, mais aucun lien n'a pu être établi entre le contenu en fer et la couleur.

Une augmentation des concentrations de COD et/ou de la couleur peuvent avoir des effets importants sur les services d'eau employant des procédés de coagulation et de filtration. Anderson et coll. (2017) ont signalé une augmentation quadruplée de la dose d'alun (c.-à-d. de 12,9 à 49,5 mg/L) ainsi qu'une augmentation de l'utilisation de chaux par un facteur de 1,75 dans des installations à grande échelle où la couleur vrai est passée d'environ 20 en 1990 à environ 50 en 2015. Les auteurs ont aussi précisé que la capacité hydraulique de l'usine avait été réduite de 26 %. Parsons et coll. (2007) ont noté que la dose moyenne de coagulant à des installations à grande échelle au Royaume-Uni est passée d'environ 40 mg/L entre 1992 et 1997 à 70 à 100 mg/L entre 1998 et 2002 en raison de la couleur accrue. Eikebrokk et coll. (2004) ont mené une étude à l'échelle pilote et ont signalé qu'une hausse de 75 % de la couleur dans des eaux de faible turbidité (<0,3 UTN) a fait augmenter la dose de coagulant, la production de boues, le nombre de lavages à contre-courant et le COT résiduel de 64 %, 64 %, 87 % et 26 %, respectivement. En outre, les périodes de filtration et la capacité hydraulique ont été réduites de 47 % et 10 %, respectivement. Les auteurs prévoient aussi une consommation accrue de substances chimiques pour l'ajustement du pH et une croissance biologique accrue dans le réseau de distribution en raison des concentrations plus élevées de carbone organique résiduel. D'autres chercheurs ont remarqué que les concentrations plus élevées de carbone organique résiduel contribuent à la formation accrue de SPD (Imai et coll., 2001; Sharp et coll., 2006). Chowdhury (2018) a analysé 15 ans de données sur la qualité de l'eau (2000 à 2015) de 304 sources d'eau de surface et 137 sources d'eau souterraine à Terre-Neuve-et-Labrador et a observé une tendance à la hausse pour le COD, la couleur attribuable à la matière organique et les trihalométhanes (THM).

D'après les chercheurs, les feux de friches peuvent entraîner une dégradation de la qualité de l'eau à long terme (> 10 ans) qui modifie considérablement la concentration et les caractéristiques de la MON. Par conséquent, ces feux ont une incidence importante sur les procédés de traitement de l'eau (Emelko et coll., 2011a; Geng et coll., 2011; Emelko, 2019). On prévoit que la fréquence des feux de friches augmente en raison du changement climatique (van der Linden et coll., 2018). Parmi les autres modifications à venir touchant la qualité de l'eau à la suite de changements climatiques qui aggraveront les effets sur la MON, citons les facteurs suivants : une augmentation de la température de l'eau, une hausse de la variabilité du ruissellement et une élévation de la charge en nutriments attribuable à des événements extrêmes de ruissellement (van der Linden et coll., 2018). On s'attend à ce qu'une augmentation de la fréquence et de la gravité de la prolifération des algues et des efflorescences de cyanobactéries soit associée à ces changements (van der Linden et coll., 2018). Une revue exhaustive des effets attendus des changements climatiques sur la traitabilité de la MON peut être consultée ailleurs (Ritson et coll., 2014). On s'attend à ce que les régions arctique et subarctique réagissent différemment en comparaison avec les régions tempérées (Pagano et coll., 2014).

B.4 Effet de la matière organique naturelle

Bien que la MON n'ait pas d'effet direct sur la santé, elle influe de façon importante sur le traitement de l'eau potable et peut contribuer à des effets indirects sur la santé, ainsi qu'à des problèmes opérationnels et esthétiques.

B.4.1 Effets indirects sur la santé

B.4.1.1 Réductions logarithmiques des pathogènes

Le traitement de l'eau potable comprend habituellement des procédés d'enlèvement mécanique (clarification ou filtration par exemple) auxquelles sont attribuées des taux (crédits) « d'enlèvement logarithmique » de pathogènes, et des procédés d'inactivation (c.-à-d. désinfection primaire) auxquelles sont attribuées des taux « d'inactivation logarithmique ». La MON a des effets importants sur les deux.

En ce qui a trait aux procédés de clarification et de filtration avec procédé chimique, la MON exerce une demande de coagulant qui doit être satisfaite avant que les particules neutres de floc puissent se former. Il est crucial que des particules neutres de floc se forment pour que les filtres exercent adéquatement leur fonction et que les exigences de turbidité soient respectées pour l'élimination des agents pathogènes (Hall et Packham, 1965; Semmens et Field, 1980; Dempsey et coll., 1984; Edwards et Amirtharajah, 1985; Amy et coll., 1989; Edzwald et Van Benschoten, 1990; White et coll., 1997; Shin et coll., 2008). Comme les concentrations de MON peuvent s'accroître sans qu'il y ait une modification de la turbidité ou du débit, cette hausse peut donc passer inaperçue. Néanmoins, les concentrations accrues de MON stimulent le besoin d'augmenter la dose de coagulant pour que des particules neutres de floc puissent se former. Sinon, on est en présence de conditions de coagulation sous-optimales et il s'ensuit une perte de la capacité d'enlèvement des agents pathogènes.

James et coll. (2016) ont signalé la présence de Cryptosporidium et une augmentation du nombre de particules (2 à 5 μm, 5 à 10 μm et 10 à 15 μm) dans une usine de traitement par filtration directe à pleine échelle en raison d'une augmentation de la couleur dans la source d'eau. D'autres chercheurs ont relevé la présence de particules de moins de 2 μm à l'échelle pilote durant des périodes de COT élevé (Billica et Gertig, 2000; Carlson et Gregory, 2000). Plusieurs autres études (Ongerth et Pecoraro, 1995; Patania et coll., 1995; Dugan et coll., 2001; Huck et coll., 2001) ont signalé que l'enlèvement de Cryptosporidium par clarification/filtration peut se dégrader considérablement lorsque les conditions de coagulation ne sont pas optimales (p. ex., l'efficacité du traitement a diminué par un facteur de 2,0 à 3,4 logs par comparaison avec les conditions optimales).

Il est bien connu que la MON exerce une demande de produit chimique oxydant (c.-à-d. chlore, dioxyde de chlore, ozone) qui doit être satisfaite avant que les exigences relatives à l'inactivation des pathogènes ne puissent l'être (AWWA, 2011a; MWH, 2012). Grunet et coll., (2018) et Léziart et col. (2019) ont confirmé de nouveau que la MON a des effets cruciaux sur la désinfection primaire. Grunet et coll., (2018) ont étudié le chlore et le dioxyde de chlore. Les auteurs ont observé que la concentration de désinfectant baissait rapidement lorsque les concentrations de COD étaient ≥ 2 mg/L. Il est recommandé d'effectuer une surveillance étroite lorsque ces conditions prévalent. D'après Léziart et coll. (2019), une turbidité attribuable à la matière organique de 1 UTN, produite par une concentration de 2 mg/L d'acides humiques, a entravé l'efficacité du chlore tandis que 5 UTN de turbidité occasionnée par de la matière inorganique, attribuable à des carbonates provenant de la craie (p. ex. matières provenant de la formation d'aquifères), n'a eu aucune incidence mesurable. La désinfection suit généralement les procédés de traitement visant l'enlèvement de la MON si l'on souhaite une inactivation efficace des agents pathogènes et une formation minimale de SPD (voir la section B.4.1.2). Des informations supplémentaires sur la façon dont la MON influe sur la demande en oxydant, la décantation et la désinfection sont publiées ailleurs (Santé Canada, 2009a, 2018).

Plusieurs études ont examiné l'effet des particules sur l'efficacité de la désinfection aux rayons UV; dans la majorité des cas, on a conclu que la réaction des microorganismes à la dose de rayons UV n'était pas influencée par des variations de turbidité de 10 UTN ou moins (Christensen et Linden, 2002; Batch et coll., 2004; Mamane-Gravetz et Linden, 2004; Passantino et coll., 2004). Cependant, on a constaté que la présence de particules d'acides humiques et de coagulants influe considérablement sur l'efficacité de la désinfection aux rayons UV, l'inactivation obtenue étant plus faible en présence de ces substances. Templeton et coll. (2005, 2007) ont découvert que dans des échantillons d'influents non filtrés (fourchette = 4,4 à 9,4 UTN), la désinfection aux rayons UV des bactériophages en présence de particules d'acide humique était réduite de façon statistiquement significative (≈ 0,5 log) en comparaison avec une eau sans particule. Templeton et coll. (2005) ont aussi découvert que les particules organiques qui absorbent les rayons UV (c.-à-d. la MON) protégeaient contre la lumière UV les bactériophages liés aux particules, alors que les particules inorganiques de kaolinton (c.-à-d. la turbidité inorganique) ne le faisaient pas. Le degré de protection dépend fort probablement du type de particules (p. ex., la taille, la structure, la composition chimique), du nombre de grosses particules (p. ex., 25 µm et plus), du degré d'agrégation des pathogènes avec la matière particulaire et du degré d'inactivation souhaité par rapport au degré de turbidité (Caron et coll., 2007; Hargy et Landry, 2007; Templeton et coll., 2008; Kollu et Örmeci, 2012). En outre, la transmittance UV à une longueur d'onde de 254 nm subit les effets des matières dissoutes et particulaires qui inhibent la pénétration de la lumière UV dans l'eau. En général, chaque baisse de 10 % de la transmittance des ultraviolets se traduit par une réduction de 50 % de la dose de rayons UV (Hofmann, 2008). Par conséquent, une eau ayant une transmittance UV de 85 % aura besoin d'une plus grande quantité d'espèces réactives pour répondre aux exigences liées à l'inactivation des agents pathogènes que de l'eau ayant une transmittance UV de 95 %. Les fabricants précisent habituellement une transmittance UV minimale sous laquelle l'appareil ne fonctionnera pas optimalement. Un prétraitement destiné à enlever la MON pourrait être nécessaire pour répondre à la spécification du fabricant quant à la transmittance minimale des rayons UV afin de respecter les exigences liées à l'inactivation des pathogènes et d'assurer le fonctionnement sécuritaire de l'équipement.

Il est important que les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable comprennent les réductions des pathogènes pouvant être réalisées dans des conditions d'exploitation optimales et l'effet des perturbations du système de traitement à court et à long terme (Hurst et coll., 2004). L'application de l'« indice de robustesse » suggérée par Huck et coll. (2001) fournit un moyen simple et pratique de repérer des événements et des périodes où les procédés de coagulation et de clarification deviennent instables. Il existe aussi de l'information sur la façon d'utiliser une évaluation quantitative du risque microbien (ÉQRM) pour évaluer la robustesse des procédés d'enlèvement mécanique et/ou des procédés d'inactivation (Santé Canada, 2019a).

B.4.1.2 Formation de sous-produits de désinfection

Les désinfectants chimiques réagissent avec la MON pour former des SPD potentiellement nocifs (Rook, 1974; Stevens et coll., 1976). Après bon nombre d'années de recherche, il est généralement reconnu que toutes les fractions de MON contribuent à la formation de SPD, même si certaines fractions forment plus de SPD que d'autres (Hoehn et coll., 1980; Croué et coll., 1993; Owen et coll., 1993, 1995; Martin-Mousset et coll., 1997; Goslan et coll., 2002; Liang et Singer, 2003; Hua et Reckhow, 2007a; Bond et coll., 2014; Hua et coll., 2014). On sait aussi que certains SPD non réglementés sont plus cytotoxiques et génotoxiques que les SPD réglementés, par exemple les THM et les AHA (Stalter et coll., 2016; Wagner et Plewa, 2017). Les THM et les AHA peuvent servir d'indicateurs de la présence d'autres SPD (Santé Canada, 2006, 2008a), mais il est important de savoir que leur voie de formation et leur vitesse de réaction sont distinctes (Reckhow et Singer, 1984; Liang et Singer, 2003; Hua et Reckhow, 2007a; Bond et coll., 2012). Ainsi, Plourde-Lescelleur et coll. (2015) ont observé des ratios de formation potentielle de THM:AHA de 0,66 à 3,35 pour six sources canadiennes d'eau de surface (conditions d'essai = pH à 8,0, chlore résiduel à 1,0 mg/L à 22 °C pendant 24 h). Archer et Singer (2006a) ont noté qu'à mesure que la fraction hydrophile augmente, il se forme plus de THM que d'AHA. Ainsi, les THM et les AHA devrait être gérés conjointement.

D'autres facteurs influent sur la formation de SPD, notamment : la température de l'eau, le pH, les conditions de désinfection (c.-à-d. le désinfectant, la dose, le temps de contact, le résiduel de désinfectant) et la présence d'espèces réactives comme le bromure, l'iodure, l'ammoniac et le soufre (Liang et Singer, 2003; Ates et coll., 2007; Hua et Reckhow, 2007b; Reckhow et coll., 2007; Fabris et coll., 2008; Kristiana et coll., 2009). Il a été démontré que le bromure, en particulier, augmentait les taux de formation de SPD par un facteur de trois à dix (Symons et coll., 1993; Westerhoff et coll., 2004; Heeb et coll., 2014). En conséquence, des concentrations de COD similaires peuvent produire un vaste éventail de concentrations de SPD selon les caractéristiques et la réactivité de la MON (Fabris et coll., 2008). Par exemple, Hua et Reckhow (2007a) ont relevé que la réactivité de l'eau brute pour Winnipeg, au Manitoba, (COD = 7,9 mg/L; bromure <10 µg/L) se situait à environ la moitié de celle de Repentigny, au Québec (COD = 7,1 mg/L; bromure = 46 µg/L). Dans certains cas, la MON est riche en azote et elle contribue à la formation de SPD azotés (SPD-N) (Leenheer et Croué, 2003; Mitch et coll., 2009). Des précipitations peuvent aussi transporter du COD riche en précurseurs, augmentant ainsi les concentrations de SPD (Goslan et coll., 2002; Fearing et coll., 2004a, 2004b; Reckhow et coll., 2007; Kraus et coll., 2010; Delpla et Rodriguez, 2016; Wright et coll., 2016).

Bond et coll. (2011, 2012) ont réalisé une revue exhaustive de la littérature et ils ont résumé le potentiel de divers composants de la MON à former des THM, des AHA et des SPD-N comme le montre le tableau 6. Reckhow et coll. (2007) ont constaté que les tanins et les lignines étaient des précurseurs importants, représentant 60 % et entre 25 et 30 % du potentiel de formation des THM, respectivement. Les auteurs ont aussi avancé que les protéines pourraient être des précurseurs importants au cours des premières phases de la formation de la MON, mais qu'elles se biodégraderaient (voir la section B.4.1.3) et les terpénoïdes les remplaceraient en tant qu'autre source importante de précurseurs de THM.

Il est important que les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable comprennent la réactivité de la MON propre à la source lorsqu'ils choisissent un désinfectant, afin d'atténuer la formation de SPD potentiellement nocifs (Hua et Reckhow, 2007a). Il peut être utile de déterminer le rendement de SPD spécifiques (c.-à-d. μg de SPD/mg de COD) parce que l'enlèvement du COD est en général plus facile à réaliser qu'une baisse de la réactivité, surtout en présence de bromure (Croué et coll., 1993; Goslan et coll., 2002; Reckhow et coll., 2007; Fabris et coll., 2008; Tubić et coll., 2013). Différentes mesures d'atténuation pourraient s'avérer nécessaires pour réduire un groupe de SPD par rapport à un autre groupe, selon la réactivité de la MON; des technologies ciblant l'enlèvement de certaines fractions de MON pourraient être nécessaires (Bond et coll., 2011). En outre, Kastl et coll. (2016) ont noté que les exigences d'enlèvement de la MON devraient être liées aux conditions du réseau de distribution. Ainsi, un réseau de distribution avec un temps de séjour de 7 jours et une température supérieure à 15 °C supposera un niveau d'enlèvement de la MON différent pour respecter les seuils recommandés de SPD par rapport à un réseau ayant un temps de séjour de 3 jours et une température inférieure à 15 °C (Rodiguez et Sérodes, 2001; Kastl et coll., 2016).

Des études de traitabilité propres à la source, notamment des analyses du potentiel de formation de SPD, devraient être réalisées au moment d'évaluer différentes mesures d'atténuation et/ou d'autres options de traitement. Pour s'assurer qu'une stratégie efficace de contrôle de la MON est mise en place, l'étude de traitabilité doit être conçue spécifiquement pour : 1) évaluer les variations saisonnières de la MON; et 2) être représentative des conditions dans le réseau de distribution. Il est important de noter que les analyses du potentiel de formation qui font appel à des doses très élevées de chlore pourraient ne pas permettre de déterminer correctement les variations du rendement en SPD en présence de bromure (Bond et coll., 2014). Ce phénomène a lieu parce que le chlore peut entrer en compétition avec le bromure lorsque le chlore est en excès. Dans les conditions normales d'exploitation, le bromure est beaucoup plus efficace pour former des SPD que le chlore (Bond et coll., 2014). Des méthodes normalisées existent pour évaluer le potentiel de formation des SPD (APHA et coll., 2017). La mise en place de conditions uniformes de formation (Summers et coll., 1996) permet de comparer directement les résultats pour évaluer l'efficacité de diverses options de traitement (AWWA, 2011a). Un guide pratique pour faciliter l'analyse du potentiel de formation des SPD est à la disposition des responsables des réseaux d'approvisionnement en eau (Alexander et coll., 2019).

Les documents techniques portant sur les THM et les AHA précisent que les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable doivent tout faire pour maintenir les concentrations au niveau le plus bas qu'il soit raisonnablement possible d'atteindre. C'est la raison pour laquelle l'enlèvement de la MON est une pratique exemplaire recommandée qui permet de réduire au minimum la formation des SPD réglementés ou non réglementés (Santé Canada, 2006; 2008a). Cette pratique pourrait nécessiter une surveillance particulière qui garantirait l'élimination des précurseurs (voir les tableaux 1 et 2 dans la section A.2.3).

Il est essentiel que les efforts visant à réduire la formation de SPD ne nuisent pas à l'efficacité de la désinfection. De plus amples renseignements peuvent être obtenus dans les documents techniques sur les THM, les AHA, le chlore/chlorate, la N-nitrosodiméthylamine et le bromate (Santé Canada, 2006, 2008a, 2008b, 2011, 2018).

B.4.1.3 Stabilité biologique

La stabilité biologique de l'eau potable fait référence au concept de maintien de la qualité microbiologique de l'eau du point de production jusqu'au point de consommation (Prest et coll., 2016). Les organismes hétérotrophes constituent la majorité des bactéries dans l'eau potable et ils tirent leur énergie de la croissance, la multiplication et la production de matières de la matrice de biofilm provenant de la dégradation des composés de carbone organique (Vu et coll., 2009; Prest et coll., 2016). La matière organique biodégradable (MOB) favorise la croissance bactérienne et la formation de biofilms dans le réseau de distribution et la plomberie des bâtiments, ce qui peut conduire à des problèmes importants pour la santé publique. Les biofilms constituent un habitat propice à la survie des pathogènes d'origine fécale susceptibles d'avoir franchi les barrières de traitement de l'eau potable ou d'être entrés directement dans le réseau de distribution en raison d'une rupture de l'intégrité des conduites (Leclerc, 2003). Il a été démontré que les virus et les protozoaires entériques peuvent être détectés dans les biofilms (Howe et coll., 2002; LeChevallier, 2003; Chang et Jung, 2004); bien que ces organismes ne peuvent croître dans ce milieu, ils peuvent s'accumuler et être libérés pendant une longue période (Howe et coll., 2002; Warnecke, 2006; Wingender et Flemming, 2011). En outre, des pathogènes opportunistes dans la plomberie des bâtiments, comme la Legionella pneumophila et les mycobactéries non tuberculeuses (p. ex., M. avium, M. intracellulare), se sont adaptés pour croître et persister dans les biofilms dans les réseaux de distribution et la plomberie. Les biofilms peuvent aussi créer des difficultés pour maintenir un niveau adéquat de désinfectants résiduels et ils peuvent contribuer à la nitrification dans le réseau de distribution si de la chloramine est employée (Wilczak, 2006).

Même si les microorganismes dans les biofilms consomment d'abord les composants dont les demi-vies de biodégradation sont les plus courtes, ils peuvent consommer tout type de composant de la MON qui quitte les installations de traitement, pour soutenir leur croissance dans le réseau de distribution (Fischer, 2003; Camper, 2014). Le tableau 7 résume la demi-vie de biodégradation des composants de la MON (Reckhow et coll., 2007).

Les procédés de traitement influent aussi grandement sur la composition et la concentration des nutriments organiques. Ainsi, des oxydants tels que le chlore et l'ozone produisent des produits biodégradables lorsqu'ils réagissent avec la MON (Alarcon-Herrera et coll., 1993; Bursill, 2001; Reckhow et coll., 2007). Il est bien connu que l'ozone transforme la MON en MOB (Owen et coll., 1993, 1995) de façon telle qu'une filtration biologique active pourrait être nécessaire pour stabiliser l'eau traitée (GLUMRB, 2012). Le chlore peut aussi réagir avec une matière organique et accroître les quantités de carbone organique assimilable (COA) et de COD biodégradable (CODB), ainsi qu'aggraver le problème de croissance des biofilms dans les réseaux de distribution (Drikas et coll., 2003; Reckhow et coll., 2007; Croft, 2012; Camper, 2014).

Quelques publications ont mesuré cet aspect et les valeurs numériques signalées variaient d'un site à l'autre (Camper, 2014). LeChevallier et coll. (1992) ont observé des hausses de COA de 20 % et 44 % lorsque des échantillons d'eau filtrée par charbon actif et de sable traités avec 1 mg/L de chlore libre ou 2 mg/L de monochloramine pendant 30 minutes, respectivement. Zacheus et coll. (2001) ont examiné à grande échelle la qualité microbiologique de l'eau et les dépôts dans la canalisation de 16 réseaux de distribution de la Finlande. La vitesse moyenne de la production de biomasse bactérienne était plus élevée dans l'eau du réseau de distribution (1,0 ng carbone/L/h) que dans l'eau à la sortie des installations de traitement (0,22 ng carbone/L/h). Liu et coll. (2002) ont remarqué que les variations de COA dans les réseaux de distribution étaient influencées par l'oxydation au chlore (augmentation de COA) et l'activité bactérienne (baisse de COA). Des tendances différentes ont été observées dans différents réseaux de distribution et selon les saisons. Dans un réseau, les auteurs ont observé une augmentation de 120 % de la concentration de COA entre l'usine de traitement et l'extrémité du réseau de distribution durant le mois de décembre, alors qu'une baisse de 35 % de la concentration de COA a été observée aux mêmes endroits au printemps de l'année suivante (Liu et coll., 2002).

Dans les systèmes de distribution d'eau potable en Amérique du Nord, des concentrations minimalesen désinfectant résiduel sont en général recommandées pour contrôler la croissance des biofilms (LeChevallier et coll., 1996; LeChevallier et Au, 2004). Dans certains pays européens, l'approche adoptée pour atteindre une stabilité biologique passe par la réduction dans l'eau des nutriments soutenant la croissance (Lautenschlager et coll., 2013). Aux Pays-Bas, les entreprises d'approvisionnement en eau cherchent à limiter la reviviscence dans l'eau distribuée en l'absence de désinfectant résiduel en respectant des cibles strictes de COA (10 μg/L) (Lautenschlager et coll., 2013). Les niveaux de MOB (p. ex., COA, CODB) sont un facteur important dans la biostabilité de l'approvisionnement en eau potable, tout en étant qu'un seul élément influant sur les changements de la qualité de l'eau (Prest et coll., 2016). On a relevé d'autres composés jouant un rôle dans le contrôle de la croissance microbienne dans le réseau de distribution, dont le phosphore, l'ammoniac, le manganèse, le fer et les substances humiques (Camper, 2004; Prest et coll., 2016).

De multiples facteurs influent sur la biostabilité de l'eau distribuée : le type et la concentration des nutriments organiques et inorganiques; le type et la concentration de désinfectant résiduel; les biofilms et les sédiments et les conditions dans le réseau de distribution (p. ex., la désintégration du résidu de désinfectant, la température de l'eau, le temps de séjour, les conditions hydrauliques, la matière et le diamètre des tuyaux, le pH, le taux de corrosion) (LeChevallier et coll., 2015a; Prest et coll., 2016).

On peut trouver ailleurs des examens exhaustifs de la stabilité biologique (Prévost et coll., 2005; van der Kooij et van der Wielen, 2014; LeChevallier et coll., 2015a, 2015b; Prest et coll., 2016). En général, les stratégies visant à améliorer la biostabilité et réduire la formation de biofilms dans le réseau de distribution et la plomberie des bâtiments comprennent l'enlèvement optimisée de la MON; le maintien d'un résidu de désinfectant efficace; le maintien de niveaux faibles d'indicateurs de biostabilité dans l'eau traitée (p. ex., COA, CODB, taux de formation des biofilms); le contrôle de la corrosion et la gestion de la température de l'eau (p. ex. optimiser le taux de renouvellement des installations de stockage; installer des mélangeurs pour prévenir une stratification thermique). Il existe d'autres conseils sur la surveillance de la stabilité biologique des réseaux de distribution de l'eau potable (Santé Canada, en préparation).

B.4.1.4 Effets de la corrosion

La corrosion est la détérioration d'un matériau, résultant de son interaction avec son environnement. La corrosion dans les réseaux de distribution d'eau potable peut être causée par plusieurs facteurs, y compris le type de matériaux utilisés pour les tuyaux et les raccords, l'âge de la tuyauterie et des raccords, le temps de stagnation de l'eau et la qualité de l'eau dans le réseau, dont son pH et son alcalinité. La température et les teneurs en calcium, en chlore libre résiduel, en chloramines, en chlorure, en sulfate et en MON constituent d'autres paramètres de la qualité de l'eau potable pouvant influer sur la corrosion (Santé Canada, 2009b).

Il a été démontré que la MON influe sur la corrosion du plomb et du cuivre (Korshin et coll., 1996, 2000, 2005; Edwards et Sprague, 2001; Dryer et Korshin, 2007; Liu et coll., 2009; Valentine et Lin, 2009; Schock et Lytle, 2011; Arnold et coll., 2012; Zhou et coll., 2015; Masters et coll., 2016). Les effets de la MON sur des surfaces métalliques peuvent être variés. La MON peut servir de pellicule de protection, diminuer la corrosion (en particulier sur de longues périodes), ou elle peut augmenter la corrosion par divers mécanismes : 1) la MON pourrait s'associer à des ions calcium et empêcher la formation d'une couche protectrice; ou 2) la MON pourrait agir comme source de nourriture pour des microorganismes qui pourraient, à leur tour, s'attaquer à la surface de la tuyauterie et accroître la corrosion (Schock et Lytle, 2011).

Schock et coll. (1996) ont mis en évidence divers effets de la MON sur la solubilité du plomb et du cuivre. Dans certaines situations, on a observé que la MON formait des complexes organiques solubles avec le plomb, résultant en une augmentation des concentrations de plomb dissous. La MON peut aussi se fixer par adsorption/adhérer à la surface intérieure de la tuyauterie en plomb, réduisant la solubilité du plomb. Korshin et coll. (2005) ont démontré que la MON peut influer à la fois sur la morphologie (structure physique) et la distribution par taille des particules de plomb et peut prévenir ou réduire la formation des dépôts plus stables de cérusite et d'hydrocérusite. On a observé que la MON prévenait la formation de cérusite et réduisait la formation d'hydrocérusite (c.-à-d. on a observé des cristaux imparfaits et dispersés). Plus précisément, en l'absence de MON, environ 90 % des particules de plomb mesuraient plus de 5 µm. L'ajout de MON a diminué la taille des particules, les grosses particules ayant éclaté en raison de l'accumulation de la charge superficielle. Les hausses les plus marquées de la concentration de plomb soluble ont été observées entre 0 et 3,5 mg/L de COD (Korshin et coll., 2005) et entre 0 et 2 mg/L de COD (Korshin et coll., 2000). Dans une expérience réalisée selon un plan factoriel, Zhou et coll. (2015) ont observé que les augmentations de MON (de 1 à 7 mg/L de COD) ont mené à des hausses importantes de relargage de plomb lors de simulations de remplacement partiel des conduites de plomb. Dans le cadre de travaux en laboratoire menés par Trueman et coll. (2017), les auteurs ont observé que la présence d'acide humique a fait augmenter le relargage de plomb provenant de coupons de plomb, tant à la suite d'une corrosion uniforme que d'une corrosion galvanique. Même si l'ajout d'orthophosphate a réduit le relargage de plomb, l'ajout de substances humiques a rendu l'orthophosphate moins efficace. Les auteurs ont suggéré que la complexation du plomb et de substances humiques inhibe la précipitation du plomb avec le phosphate.

De même, on a observé que la MON augmentait les relargages de cuivre, même à des concentrations faibles (0,1 à 0,2 mg/L de COD), et ce, même si le rapport entre le COD et les relargages de cuivre n'a pas semblé linéaire (Korshin et coll., 1996). Les auteurs ont avancé que la MON s'adsorbe sur les structures de cristal inorganique à des concentrations élevées de COD, causant une mobilisation et une dispersion, alors qu'à de très faibles concentrations, la MON ne peut couvrir toute la surface, ce qui conduit à des plaques éparses de produit cristallin et crée des conditions de piqûres du cuivre. Les effets en apparence contradictoires de la MON sur les relargages de cuivre ont été étudiés en détail par Edwards et Sprague (2001). Les auteurs ont observé que la MON interfère avec le vieillissement des tuyaux par la formation d'hydroxyde de cuivre, de carbonate de cuivre et de complexes cuivre-MON plus solubles qui préviennent la formation de la malachite qui est plus stable. Le vieillissement des tuyaux de cuivre est un facteur important dans le contrôle des relargages de cuivre, les tuyaux de cuivre plus âgés étant associés à des incrustations de ténorite et de malachite plus stables (Lagos et coll., 2001; Edwards et McNeill, 2002). La MON peut aussi protéger le cuivre, en agissant comme source de nourriture pour les bactéries, consommant l'oxygène dissous et déclenchant le redépôt du cuivre en présence d'un catalyseur approprié (Edwards et Sprague, 2001). La présence de MON peut mener à des rejets moindres de cuivre, car la MON peut se fixer sur les surfaces fraîches de tuyaux de cuivre, ce qui diminue la capacité de complexation du cuivre soluble et cause un redépôt (Edwards et Sprague, 2001). En pratique, Arnold et coll. (2012) ont démontré que l'enlèvement de la MON était une méthode efficace pour réduire les problèmes d'eau bleue dans une école dotée d'une nouvelle plomberie en cuivre. Les auteurs ont suggéré que l'enlèvement de la MON avait accéléré le processus de vieillissement naturel.

Peng et coll. (2013) ont observé une augmentation des relargages de fer en présence de MON (COD = 1 mg/L) et que d'autres matières inorganiques (plomb, vanadium, chrome, cuivre et arsenic) pourraient être libérées par le fer à divers niveaux de chlorure (0 à 250 mg/L).

Les interactions entre la MON et les surfaces métalliques sont complexes, de multiples facteurs influant sur les interactions, comme la durée d'exposition et le pH (Korshin et coll., 2005; Liu et coll., 2009). On a aussi observé que les caractéristiques de la MON sont importantes en ce qui concerne les rejets de plomb et de cuivre (Willison et Boyer, 2012) et sans conséquence dans le cas du plomb (Dryer et Korshin, 2007). D'autres recherches sont nécessaires pour explorer l'effet important et les mécanismes de la MON et des rejets de métaux, tant dans le réseau de distribution que dans les matériaux utilisés pour la plomberie des bâtiments. Les chercheurs recommandent couramment l'enlèvement de la MON pour réduire les concentrations de plomb et de cuivre (Valentine et Lin, 2009; Arnold et coll., 2012; Zhou et coll., 2015). D'autres informations sur le contrôle de la corrosion, le plomb et le cuivre peuvent être consultées ailleurs (Santé Canada, 2009b, 2019b, 2019c).

B.4.2 Enjeux opérationnels

B.4.2.1 Procédé de coagulation

L'objectif de la coagulation est de déstabiliser (c.-à-d. de neutraliser la charge) les particules colloïdales (y compris les pathogènes) afin qu'elles s'agglomèrent bien pendant la floculation et soient par la suite éliminées par clarification et/ou filtration. La coagulation intervient aussi dans l'enlèvement de la MON par un changement de phase qui convertit la matière organique dissoute en particules directement par précipitation ou adsorption sur des particules créées par le coagulant (Edzwald et Haarhoff, 2012). Si des coagulants métalliques sont ajoutés à l'eau, des réactions chimiques se produisent, tant avec les particules que la MON. Par conséquent, lorsqu'un coagulant est ajouté, la MON agit comme un ligand qui s'associe aux ions métalliques chargés positivement, exerçant une demande de coagulant devant être satisfaite avant que la floculation ne se produise (Edzwald et Haarhoff, 2012). Les caractéristiques de la MON influent beaucoup aussi sur le procédé de coagulation. Par exemple, il faut doubler la dose de coagulant pour favoriser la coagulation de concentrations de masse équivalente d'acides fulviques par comparaison avec les acides humiques (Edzwald, 1993; Rigobello et coll., 2011).

Par conséquent, la coagulation devrait être perçue comme un procédé « intégré » qui prend en considération à la fois la MON et les particules (c.-à-d. la turbidité) tout en tenant compte de leurs différentes caractéristiques de coagulation (Edzwald et Haarhoff, 2012). À titre d'exemple, en ce qui a trait aux conditions du pH de la plupart des sources d'eau (pH 6 à 8), la MON et les particules ont une charge négative qui devient plus négative avec l'augmentation du pH. Néanmoins, la charge négative de la MON se situe en général entre 5 et 15 µeq/mg de carbone, alors que celle des particules varie de 0,05 à 0,5 µeq/mg de particules, selon le type de particule (Edzwald, 1993). Pernitsky et Edzwald (2006) a estimé la charge de la MON et des éléments des particules d'une variété de sources d'eau dans le but de démontrer que, dans la plupart des cas, la dose de coagulant est contrôlée par la MON, non pas par la turbidité. La turbidité doit augmenter substantiellement, en l'absence d'une augmentation connexe de la MON, pour que la turbidité contrôle la dose de coagulant. Comme les concentrations de MON peuvent augmenter rapidement, de quatre à cinq fois, durant des épisodes de fortes précipitations, il est important que les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable aient une bonne compréhension de l'effet de la MON sur la dose de coagulant (Edzwald, 1993; Pernitsky, 2003; Hurst et coll., 2004 McVicar et coll., 2015; James et coll., 2016). Le fait de ne pas ajuster la dose de coagulant en fonction d'un changement de la MON peut contribuer à des conditions de coagulation sous-optimales et une baisse de la capacité d'enlèvement des pathogènes (Edzwald, 2017).

Étant donné l'importance de la chimie de coagulation pour assurer l'enlèvement des pathogènes, les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable doivent tenir compte de la MON et de la turbidité au moment de définir le pH optimal et les conditions de dose de coagulant (Edzwald, 1993; Edzwald et Tobiason, 1999; Edzwald et Haarhoff, 2012). Les jar tests sont l'une des techniques les plus couramment employées pour simuler un traitement par coagulation et pour déterminer le potentiel de coagulation d'une source d'eau (Black et Willems, 1961; Chow et coll., 2004). Il est à noter cependant que certaines fractions de MON ne peuvent être enlevées par coagulation, peu importe le pH ou la dose (Kavanaugh, 1978; Babcock et Singer, 1979; Owen et coll., 1993, 1995; Volk et coll., 2002; Chow et coll., 2004, 2006; Carpenter et coll., 2013). Il existe ailleurs des présentations plus détaillées sur les principes de la coagulation et l'optimisation du procédé (Edzwald et Van Benschoten, 1990; Edzwald, 1993; Gregor et coll., 1997; Edzwald et Tobiason, 1999; Pernitsky, 2003; Eikebrokk et coll., 2006; Dempsey, 2006; Pernitsky et Edzwald, 2006; Edzwald et Kaminski, 2009; AWWA, 2011a, 2011b; Edzwald et Haarhoff, 2012; Davis et Edwards, 2014).

B.4.2.2 Filtration sur membranes

La MON a été observée dans de nombreuses études comme étant responsable du colmatage des membranes, ce qui nuit considérablement aux opérations de traitement de l'eau. Il est généralement reconnu que la fraction neutre hydrophile de la MON, comprenant des polysaccharides et des protéines sous forme macromoléculaire et/ou colloïdale (c.-à-d. les biopolymères) est responsable du colmatage des membranes (Amy et Cho, 1999; Carroll et coll., 2000; Cho et coll., 2000; Fan et coll., 2001; Kimura et coll., 2004; Lee et coll., 2006; Her et coll., 2007; Amy, 2008; Kennedy et coll., 2008; Hallé et coll., 2009; Peldszus et coll., 2011; Croft, 2012; Chen et coll., 2014; Kimura et coll., 2014; Rahman et coll., 2014; Siembida-Lösch et coll., 2014, 2015; Yamamura et coll., 2014; Chon et Cho, 2016).

On suppose qu'une fois le colmatage amorcé par des biopolymères, une baisse des forces électrostatiques permet à la MON hydrophobe de s'adsorber aux membranes causant ainsi un colmatage accru (Peldszus et coll., 2011; Croft, 2012; Chon et Cho, 2016). Rahman et coll. (2014) ont indiqué que des concentrations de biopolymères aussi faibles que 0,1 mg/L donnaient lieu à un colmatage réversible (c.-à-d. pouvant être enlevé par lavage à contre-courant/par injection d'air) et irréversible (c.-à-d. pouvant être enlevé par nettoyage chimique). Her et coll. (2007) ont fait état d'un colmatage par des substances semblables à des protéines qui n'ont pas été détectées dans l'eau d'alimentation en raison de leurs faibles concentrations (limite de détection non donnée).

D'autres facteurs influent sur le colmatage des membranes, dont : les caractéristiques des membranes (type de membrane, distribution granulométrique des pores, matières, charge superficielle, hydrophobicité); les conditions de fonctionnement (flux, rendement, prétraitement, lavage à contre-courant, nettoyage chimique) et la qualité de l'eau (pH, force ionique, concentration et caractéristiques des dépôts) (Amy, 2008; Huck et Sozański, 2011).

Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient bien comprendre la façon dont la MON dans leur eau de source interagira avec les membranes pour éviter des configurations menant à un colmatage important. Un prétraitement pourrait s'avérer nécessaire pour réduire les concentrations de biopolymères (Carroll et coll., 2000; Peldszus et coll., 2011; Siembida-Lösch et coll., 2014; Chon et Cho, 2016). Un prétraitement devrait être personnalisé pour chaque source, car l'efficacité est propre à la source (Fabris et coll., 2007; Gao et coll., 2011; Siembida-Lösch et coll., 2015). Un programme de lavages à contre-courant réguliers et de nettoyage chimique périodique effectué en employant les bons produits chimiques de nettoyage en fonction des dépôts, devrait aussi être en place pour enlever les dépôts accumulées (Alspach et coll., 2014).

B.4.3 Valeur esthétique

Il est bien établi que la MON est responsable de diverses préoccupations esthétiques comme la couleur, le goût et l'odeur (Hassler, 1947).

La couleur causée par la présence de substances organiques peut s'observer tant dans les eaux de surface que les eaux souterraines (Black et Christman, 1963; Thurman, 1984; Tan et Sudak, 1992). La couleur organique est généralement causée par la présence d'acides humiques et fulviques qui sont des substances de couleur variant du noir au jaune (Stevenson, 1982). Black et Christman (1963) ont indiqué que 87 % des composés responsables de la couleur dans dix sources aux États-Unis étaient colloïdaux et de taille variant entre 3,5 et 10 nm. Par contre, selon Ratnaweera et coll. (1999), 40 % des composés responsables de la couleur dans sept sources finlandaises étaient inférieurs à 10 kDa (environ 1 nm). Les sources très colorées tendent à avoir une concentration élevée d'acides humides de poids moléculaire élevé, ce qui pourrait expliquer les différences dans la distribution granulométrique (Edwards et Amirtharajah, 1985; Aitkenhead-Peterson et coll., 2003). Les acides fulviques représentent un mélange plus complexe de composés de faible poids moléculaire qui sont plus hydrophiles par comparaison avec les acides humiques, et ils influent grandement sur la dose de coagulant nécessaire (voir à la section B.4.2.1). En outre, une plus grande proportion d'acides fulviques n'ont pas la capacité de se coaguler, peu importe le pH ou la dose de coagulant (Hall et Packham, 1965; Kavanaugh, 1978; Babcock et Singer, 1979). Comme les acides humiques et fulviques sont des précurseurs importants de SPD, il pourrait s'avérer nécessaire d'enlever la couleur de façon adéquate pour respecter la recommandation relative aux SPD (Chaulk, 2015). Par exemple, Tan et Sudak (1992) ont fait état d'un potentiel de formation de THM variant de 250 à 262 μg/L (analyse du potentiel de formation de 7 jours à 20 °C et à un pH d'environ 8) pour une source d'approvisionnement en eau souterraine très colorée ayant naturellement des acides humiques et fulviques (COT = 3,93 à 4,70 mg/L; absorbance UV = 0,1829 à 0,1907).

Les goûts et les odeurs peuvent être causés par des composés volatils produits par la biomasse microbienne (p. ex., des actinomycètes, des cyanobactéries, des champignons) qui provient du milieu terrestre ou est naturellement présente dans le système aquatique/l'aquifère (Hrudey et coll., 1992; Zaitlin et Watson, 2006; AWWA, 2011a). Watson (2003) a relevé environ 200 composés organiques volatils qui produisent des goûts et des odeurs indésirables. Les terpénoïdes (la géosmine et le 2-méthylisobornéol notamment), les sulfures et les acides gras polyinsaturatés ont été jugés les plus malodorants. La géosmine et le 2-méthylisobornéol sont des composés stables dans l'environnement (c.-à-d. qui ne se biodégradent pas facilement) pouvant être transportés sur de grandes distances depuis l'endroit où ils ont été produits (Satchwill et coll., 2007). D'autres chercheurs ont identifié les pyrimidines comme étant problématiques (Chorus et coll., 1992; Zaitlin et Watson, 2006; Peter et coll., 2009). Zacheus et coll. (2001) ont découvert que les actinomycètes et les champignons peuvent survivre dans les dépôts accumulés contenant de la matière organique et inorganique des réseaux de distribution d'eau. En conséquence, le réseau de distribution pourrait constituer une source de problèmes de goût et d'odeur.

Les réactions du chlore avec la MON pourraient aussi contribuer aux goûts et aux odeurs (AWWA, 2011a). Plus précisément, la MON riche en azote peut former des aldéhydes (Hrudey et coll., 1988), des N-chloraldimines (Freuze et coll., 2004, 2005) ou des nitriles ayant une odeur (Freuze et coll., 2004, 2005; Brosillon et coll., 2009) si le chlore ou les chloramines sont en présence de certaines conditions. Les voies de réaction dépendent des facteurs suivants : le désinfectant choisi, la fraction molaire de désinfectant par rapport à celle des acides aminés, le pH, la température et le temps de réaction (Froese et coll., 1999; Brosillon et coll., 2009). Il a été déterminé que les acides aminés sont les principaux précurseurs responsables de l'odeur et ces derniers peuvent être libérés par la lyse de bactéries ou d'algues unicellulaires, ou par l'oxydation de protéines (How et coll., 2018). Au tableau 8, on trouvera la concentration seuil de ces composés à partir de laquelle on perçoit une odeur dont font état des publications scientifiques. Comme ils sont associés à une concentration seuil plus élevée de perception olfactive (voir le tableau 8), les nitriles ne jouent habituellement pas de rôle dans les événements associés à un goût ou une odeur (Freuze et coll., 2005). Les composés causant une odeur (p. ex. les terpénoïdes) et leurs précurseurs (p. ex. acides aminés, protéines) ne sont pas efficacement enlever par les procédés conventionnels. Par conséquent, il se peut que d'autres procédés soient nécessaires pour réduire au minimum le goût et les odeurs (Rice et Gomez-Taylor, 1987; Bruchet et coll., 1992; Froese et coll., 1999). Une fois formés, les composés responsables d'une odeur peuvent persister dans le réseau de distribution durant une période pouvant aller jusqu'à 500 heures (environ 21 jours) à 15 °C (Freuze et coll., 2004, 2005). La concentration peut aussi s'élever dans le réseau de distribution en raison de la libération d'acides aminés ou de peptides par les biofilms (Brosillon et coll., 2009). Il existe ailleurs des documents énonçant des recommandations pour aider les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable à évaluer et réduire au minimum les goûts et odeurs inacceptables (AWWA, 2011c).

B.5 Mesure et caractérisation

Une stratégie de contrôle efficace de la MON exige une bonne compréhension de l'origine, la présence et la variation de cette matière dans l'eau de source (Volk et coll., 2002). Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable doivent avoir une bonne compréhension de :

• leur source d'eau et de la nature et la production de la MON;

• des changements qu'elle subit selon les saisons ou des épisodes de précipitations et de fonte de la neige; et

• comment elle interagit avec les procédés de traitement.

B.5.1 Mesures à envisager pour quantifier la matière organique naturelle

Même si les nombreux composés organiques qui contribuent à la MON ne peuvent être mesurés directement, il existe un certain nombre de substituts qui peuvent être utilisés pour fournir une indication de la concentration de MON. Le COT, le COD, l'absorbance UV et la demande chimique en oxygène (DCO) comptent parmi les substituts les plus couramment utilisés (Sillanpää et coll., 2015b). En outre, comme l'absorbance UV et la transmittance UV sont mathématiquement liées, cette dernière peut aussi donner une indication de la concentration de MON. Comme la MON contribue grandement à la couleur organique, ce paramètre pourrait aussi être pertinent (Matilainen et coll., 2011).

Le COT quantifie tout le carbone organique dans un échantillon d'eau et il est la somme du carbone organique particulaire et dissous. Le COD se définit d'un point de vue opérationnel comme le carbone organique ayant traversé un filtre de 0,45 μm (APHA et coll., 2017). Comme le filtre peut introduire un peu de carbone organique dans l'échantillon, il est recommandé de faire passer au moins 50 mL d'eau exempte de matières organiques à travers le filtre et l'ensemble de filtration avant de filtrer l'échantillon de COD (Karanfil et coll., 2002, 2005). Le COT et le COD sont mesurés indirectement à partir du dioxyde de carbone produit par une oxydation chimique catalysée par des rayons UV ou une combustion à haute température.

L'absorbance de lumière des rayons UV et rayons visible à 254, 350 et 440 nm peut être corrélée linéairement à une concentration de COD dans certains réseaux d'eau douce. Néanmoins, des corrélations linéaires sont moins susceptibles d'être établies pour les sources avec de forts intrants autochtones ou anthropiques ou là où le COD a été largement dégradé par une lumière UV naturelle (p. ex., longue période de rétention dans un lac) (Minor et coll., 2014). La mesure des rayons UV₂₅₄ est utilisée depuis longtemps dans l'industrie de l'eau (Edzwald et coll., 1985). Les échantillons doivent être filtrés pour éliminer les variations attribuables à la présence de particules lorsqu'on mesure l'absorbance UV (APHA et coll., 2017). Il est généralement reconnu qu'un changement de l'absorbance UV fournit une bonne indication des changements de la MON (Pernitsky, 2003; Wright et coll., 2016). Une surveillance en ligne ou quotidienne de l'absorbance UV fournit des informations précieuses aux opérateurs sur les effets possibles sur la dose de coagulant, étant donné que les concentrations de MON peuvent changer sans fluctuation observée de l'écoulement ou de la turbidité (voir à la section B.3.1). Autrement, les opérateurs ne sont pas au courant d'une dose insuffisante de coagulant, tant qu'ils ne constatent pas des pics de turbidité dans l'eau clarifiée ou l'eau filtrée. Il est important que des corrélations soient établies sur une base propre à la source parce que la relation entre la MON et l'absorbance UV est propre à chaque source (Pernitsky, 2003). Dans certains cas, il n'est pas possible d'établir une corrélation entre l'absorbance UV ₂₅₄ et le COD (Cho et coll., 2010; Sadrnourmohamadi et coll., 2013; Minor et coll., 2014). La surveillance de l'absorbance des rayons UV et rayons visible sur un plus large éventail de longueurs d'onde pourrait être plus appropriée dans certains cas (Wright et coll., 2016). Alternativement, l'absence de corrélation pourrait être imputable à la présence de MON ayant une faible absorbance UV (p. ex., des protéines, des sucres) ou une teneur élevée en nitrates qui pourrait interférer avec cette mesure (Leenheer et Croué, 2003). La surveillance de l'absorbance des rayons UV et rayons visible sur un plus large éventail de longueurs d'onde pourrait aussi fournir une caractérisation plus poussée.

La transmittance UV est une mesure relative de la quantité de lumière qui traverse un échantillon d'eau (à une longueur d'onde de 254 nm en général à travers un échantillon d'une épaisseur de 1 cm) par rapport à la quantité de lumière qui traverse une eau pure désionisée (laquelle a une transmittance UV de 100 %). Comme l'absorbance UV et la transmittance UV sont liées mathématiquement selon la formule ci-dessous (Bolton, 2013), aucune information n'est perdue en choisissant un paramètre plutôt que l'autre.

Un tableau pour la conversion de la transmittance UV en absorbance UV (et l'inverse) se trouve au tableau C-3.5 du présent document.

La demande chimique en oxygène sert à fournir certaines indications sur la concentration de matières organiques oxydables dans un échantillon d'eau (Frisch et Kunin, 1960; Stoddart et Gagnon, 2014). Historiquement, la méthode d'essai de la demande chimique en oxygène (à l'aide de dichromate de potassium) n'était pas suffisamment précise pour l'eau potable (Rittman et Huck, 1989). Des méthodes plus sensibles ont, depuis, été mises au point. L'une d'elles fait appel au permanganate potassium en tant qu'oxydant (ISO, 1993); une autre est une méthode mesurant la demande en oxyène de façon photoélectrochimique (DCOpe) à l'aide de dioxyde de titane activé aux UV comme oxydant (Zhao et coll., 2004; ASTM, 2017). Des informations sur l'état d'oxydation moyen du carbone organique durant le traitement de l'eau peuvent aussi être glanées en calculant le ratio des concentrations molaires de la DCO et du COT/DCO (Li et coll., 2018).

La couleur est depuis longtemps mesurée par colorimétrie. La présence de particules en suspension (p. ex. argile, oxydes de manganèse et de fer) peut donner à l'eau une couleur dite apparente. Ces particules devraient donc être enlevées en filtrant l'échantillon au moyen d'un filtre de 0,45 μm avant de mesurer la couleur conférée par la MON (p. ex. couleur principalement induite par la présence d'acides humiques et fulviques - voir la section B.4.3); après filtration, l'échantillon est défini, sur le plan opérationnel, comme ayant la « couleur vraie » (APHA et coll., 2017). Les chercheurs ont aussi employé l'absorbance de la lumière visible à 420 nm pour mesurer la couleur organique (Ekström et coll., 2011; Weyhenmeyer et coll., 2014). Néanmoins, une longueur d'onde entre 450 et 465 nm est proposée comme méthode spectrophotométrique standard (APHA et coll., 2017). La méthode spectrophotométrique exige que les échantillons soient filtrés au moyen d'un filtre de 0,45 μm (Hongve et Åkesson, 1996; APHA, 2017). La comparaison des résultats des couleurs vraie et apparente peut aider les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable à déterminer si les plaintes liées à la couleur sont associées à la MON. La couleur apparente est celle des échantillons non filtrés et constitue une mesure utile pour évaluer la présence d'oxydes de fer et de manganèse dans le réseau de distribution (Reiber et Dostal, 2000; Imran et coll., 2005).

La mesure des paramètres indiqués ci-dessous est simple et rapide à effectuer, certains pouvant être automatisés, et ils peuvent indiquer si un changement de la qualité de l'eau est en cours. Par contre, ils ne donnent aucune information à propos des caractéristiques de la MON. Edzwald et coll. (1985) ont découvert que l'absorbance UV₂₅₄ divisée par le nombre de mg/L de COD était un indicateur utile des caractéristiques de la MON. Ce concept est plus tard devenu l'absorbance UV spécifique (SUVA), laquelle est expliquée ci-dessous. Le calcul d'une couleur spécifique (c.-à-d. la couleur vrai divisée par le nombre de mg/L de COD) peut aussi fournir des renseignements utiles (Chow et coll., 2005).

B.5.2 Caractérisation de la matière organique naturelle

B.5.2.1 Absorbance ultraviolet spécifique

Le concept d'absorbance UV spécifique (SUVA) a été élaboré pour servir d'indicateur fonctionnel des caractéristiques de la MON et de l'efficacité de la coagulation requise pour enlever la MON (Edzwald et Van Benschoten, 1990; Edzwald et Tobiason, 1999). Le tableau 9 présente les rapports généralement acceptés entre le SUVA, la composition de la MON, l'absorbance UV, la coagulation et l'enlèvement potentielle du COT. Le SUVA est largement utilisée pour évaluer les caractéristiques de la MON, car son calcul est simple et peu coûteux, et parce qu'elle constitue un bon indicateur des changements de la qualité de l'eau brute (Westerhoff et coll., 1999, Imai et coll., 2001, Weishaar et coll. 2003, Reckhow et coll., 2007). Par exemple, Volk et coll. (2002) ont fait le suivi journalier du COD et des UV₂₅₄ dans la rivière White (Muncie, Indiana) pendant 22 mois. Au cours de cette période, le SUVA variait de 1,40 à 10,51 L/ mg∙m. Les valeurs inférieures correspondaient à des périodes de faible ruissellement et de forte activité algale (c.-à-d. MON hydrophile et autochtone), alors que les valeurs élevées correspondaient aux périodes de fonte de la neige et de ruissellement des eaux pluviales. Au cours d'un épisode de pluie typique, le SUVA passait de 2,6 à 4,5 L/mg∙m en 12 heures, ce qui indique que la MON hydrophobe et allochtone se déversait dans la source à partir du bassin versant terrestre. Archer et Singer (2006b) ont analysé 18 mois de données sur les eaux de surface recueillies conformément à la règle de collecte d'information de l'United States Environmental Protection Agency (U.S. EPA) et ont découvert un lien étroit entre le SUVA, les caractéristiques de l'eau brute et l'efficacité de la coagulation à enlever le carbone organique.

En général, les sources élevées de SUVA (>4 L/mg m) comportent une MON propice à la coagulation. Cependant, la fraction neutre hydrophile peut présenter un SUVA élevée, ce qui peut s'avérer trompeur en ce qui concerne le potentiel d'enlèvement du carbone organique par la coagulation (Edzwald, 1993). De plus, le respect des seuils recommandés de SPD dépendra de la concentration de MON dans l'eau brute et du potentiel d'enlèvement d'une quantité suffisante de MON réactive. Si le résidu de COD post-coagulation reste réactif en ce qui concerne la formation de SPD, il pourrait être nécessaire de recourir à d'autres technologies ciblant l'enlèvement de fractions spécifiques de MON (Bond et coll., 2011). Comme les acides humiques et fulviques sont d'importants précurseurs des SPD, une enlèvement adéquate de la couleur peut être nécessaire pour respecter les seuils de SPD recommandés (Chaulk, 2015). Les sources à faible SUVA ont tendance à comporter de la MON qui n'est pas susceptible à la coagulation (Pernitsky, 2003).

B.5.2.2 Utilisation de produits chimiques

Le suivi de l'utilisation des produits chimiques (p. ex., dose de coagulant, demande de chlore) et le calcul de la dose ou de la demande spécifique (c.-à-d. mg/L par mg/L de COD) peut aider les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable à évaluer les changements de propriétés de la MON. Par exemple, Chow et coll. (2005) ont montré que la dose spécifique de coagulant diminuait lorsque les intrants de MON allochtone augmentaient. De plus, Hwang et coll. (2001) ont indiqué que la fraction de base hydrophile de MON génère une importante demande de chlore, tel qu'indiqué dans le tableau 10. Cette fraction comprend des composés qui sont biodégradables (p. ex., acides aminés). Ainsi, l'enlèvement de ces composés à l'aide de techniques de filtration biologique (voir section B.6.2.5) peut diminuer la demande en chlore et les SPD (Prévost et coll., 1998). Summers et coll. (2013) ont signalé l'absence de corrélation entre le COD et la demande de chlore, d'une part, et les THM et acides haloacétiques (AHA5, à savoir acide monochloroacétique, acide monobromoacétique, acide dichloroacétique, acide dibromoacétique et acide trichloroacétique) d'autre part, en raison de la présence de certains composés qui présentent une forte demande en chlore mais ne produisent pas de SPD. En revanche, Roccaro et coll. (2008) ont établi une corrélation linéaire entre les THM et la consommation de chlore (R² = 0,94). Les auteurs ont noté que la consommation de chlore pouvait être utilisée pour prévoir les concentrations de THM dans le réseau de distribution lorsque les processus d'oxydation et d'halogénation de la MON dominent par rapport aux autres réactions consommatrices de chlore (oxydation d'espèces inorganiques, processus photolytiques et corrosion). De la prudence est recommandé lors de l'évaluation des tendances liées à la demande en chlore ou à la demande spécifique en chlore, puisque les réactions pourraient varier en fonction des saisons et des conditions météorologiques, des procédés de traitement en place et de l'endroit où le chlore a été ajouté.

B.5.2.3 Sous-produits de la désinfection

Les concentrations réelles de SPD mesurées dans le réseau de distribution fournissent une bonne indication de la réactivité de la MON. Il est recommandé de mesurer les paramètres utilisés pour caractériser la MON de pair avec les échantillons de SPD afin d'estimer le rendement de SPD spécifiques (p. ex., μg SPD/mg COD). De plus, il est conseillé de déterminer les propriétés des composés inorganiques (c.-à-d. ammoniac, bromure, iodure et soufre) qui augmentent la réactivité de la MON et contribuent à la formation de SPD.

B.5.2.4 Autres méthodes

Il est possible de fractionner les composés de MON en utilisant des sorbants d'extraction en phase solide offerts sur le marché. Cependant, la mesure des six fractions de MON (voir le tableau C-3.4) exige beaucoup de temps et d'effort (Minor et coll., 2014, Goss et coll., 2015) et peut ne pas donner de corrélation claire avec les résultats du potentiel de formation de SPD (Wright et coll., 2016). Plusieurs chercheurs ont étudié des méthodes d'évaluation plus rapides (Martin-Mouseet et al., 1997; Chow et coll., 2004, 2006, Rosario-Ortiz et coll., 2007, Dittmar et coll., 2008, Ratpukdi et coll., 2009). Goss et coll. (2017) ont comparé trois cartouches d'extraction en phase solide préemballées utilisées pour isoler des fractions hydrophobes et hydrophiles de trois sources d'eau de surface au Manitoba. Les auteurs estimaient que les usines de traitement de l'eau pourraient utiliser cette méthode pour évaluer rapidement la qualité de l'eau brute, adapter les procédés de traitement et vérifier le rendement du traitement. En revanche, Wright et coll. (2016) ont indiqué que les cartouches d'extraction en phase solide laissaient échapper des quantités variables de carbone organique, faussaient les résultats de COT et produisaient une faible corrélation avec les résultats du potentiel de formation de SPD. Les auteurs se sont abstenus de recommander cette méthode comme outil de surveillance.

Les composés de MON peuvent également être fractionnés physiquement en fonction des différences de taille moléculaire en utilisant un fractionnement membranaire ou une chromatographie d'exclusion stérique sur gel (Koudjonou et coll., 2005). La MON est généralement fractionnée en quatre plages granulométriques : <1, 1-10, 10-30 et >30 kDa. La chromatographie d'exclusion stérique peut également être complétée par une détection du carbone organique et/ou de l'azote organique (Huber et coll., 2011). Ces méthodes sont couramment décrites dans la littérature examinée par les pairs, mais ne sont pas encore d'usage courant dans les services d'eau.

La fluorescence est une autre méthode qui s'avère prometteuse (McKnight et coll., 2001; Wright et coll., 2016). Parmi les avantages de la fluorescence, on compte l'analyse rapide qui requiert une préparation minimale de l'échantillon (Fellman et coll., 2010; Bridgeman et coll., 2011; Markechová et coll., 2013; Sanchez et coll., 2013). Les fractions fluorescentes de MON présentent des pics d'intensité à des longueurs d'onde spécifiques. Cela permet de déterminer leur classification, soit de matière organique d'origine terrestre, microbienne ou anthropique, ainsi que les composés humiques, fulviques ou protéiniques. Des chercheurs ont élaboré des outils ou algorithmes mathématiques pour évaluer les ensembles de données volumineux générés et pour comparer les différences entre les échantillons. Les unités de terrain sont disponibles sur le marché, et la recherche se poursuit sur la façon dont cette méthode pourrait être intégrée comme outil de surveillance courante (Bridgeman et coll., 2011; Murphy et coll., 2013; Wright et coll., 2016; Peleato et coll., 2017; Frank et coll., 2018; Li et coll., 2020).

Une revue complète de ces méthodes et d'autres méthodes d'isolement et d'analyse de la MON est présentée ailleurs (Minor et coll., 2014).

B.5.3 Stabilité biologique

Les deux paramètres les plus utilisés pour mesurer la stabilité biologique de l'eau sont le CODB et COA.

Le CODB désigne la portion de COD pouvant être utilisée par des bactéries hétérotrophes (Escobar et Randall, 2001). Les essais consistent à mesurer le COD dans l'eau avant et après incubation avec l'inoculum d'une population bactérienne naturelle. La valeur du CODB est considérée comme une mesure de la fraction hydrolysable de carbone disponible pour la recroissance bactérienne.

Le COA représente la partie du CODB la plus facilement dégradable qui peut être absorbée par les bactéries et convertie en biomasse organique (Escobar et Randall, 2001). L'analyse du COA détermine le potentiel de croissance dans l'eau en mesurant le rendement de croissance de deux souches de bactéries pures (Pseudomonas fluorescens - souche P17, Spirillum - souche NOX) sur plusieurs jours et en comparant ces observations à une courbe d'étalonnage de la croissance obtenue en utilisant des solutions standards de carbone organique (p. ex., acétate ou oxalate) (LeChevallier et coll., 2015a). La concentration de COA est considérée comme une mesure de la biostabilité de l'eau aux fins de la croissance bactérienne hétérotrophique (Escobar et Randall, 2001). Le COA est souvent utilisé comme critère pour prévoir la recroissance bactérienne, car il donne une valeur correspondant à une numération de bactéries (Escobar et Randall, 2001).

Des chercheurs ont avancé que le rapport COA/CODB peut servir d'indicateur de la stabilité biologique relative des composés organiques biodégradables présents dans l'eau potable (Escobar et Randall, 2001). Les deux méthodes prennent beaucoup de temps et nécessitent une grande expertise analytique. Camper (2004) et van der Kooij et coll. (2015) ont indiqué que les composés de carbone non mesurés par le COA et le CODB peuvent également influencer la croissance du biofilm et que ces mesures ne suffisent pas pour estimer le potentiel de recroissance.

L'industrie de l'eau potable a enquêté les avantages de méthodes plus rapides utilisant des mesures de l'adénosine triphosphate (ATP) ou la technologie de l'imagerie par cytométrie en flux (Hammes et coll., 2012; Besmer et coll., 2014; Nescerecka et coll., 2014; Pharand et coll., 2014; Gilmore et Summers, 2015; Liu et coll., 2015; van der Kooij et coll., 2015; Besmer et Hammes, 2016; Elhadidy et coll., 2016).

Les mesures de l'ATP gagnent en popularité en tant qu'indicateurs de la biomasse microbiologique (Siebel et coll., 2008). Les méthodes utilisant l'ATP sont abordables, rapides et nécessitent une formation sommaire (LeChevallier et coll., 2015a). Cependant, il est nécessaire de bien saisir la signification des mesures en rapport avec d'autres dimensions de la qualité de l'eau, comme le nombre de cellules viables et cultivables, lorsqu'on envisage d'inclure l'analyse ATP dans un programme de surveillance (Siebel et coll., 2008; Hammes et coll., 2010).

La cytométrie en flux se révèle également un outil possible de surveillance en ligne rapide de la qualité microbienne générale de l'eau (Prest et coll., 2013, 2016). En raison de sa capacité à mesurer les changements dans le nombre de cellules bactériennes, la cytométrie en flux a été proposée comme une des méthodes d'évaluation de la stabilité biologique (Lautenschlager et coll., 2013, Prest et coll., 2013, 2016, Nescerecka et coll., 2014). Il s'agit d'une technologie de pointe qui est exigeante en fait d'équipement, de formation des utilisateurs et de traitement des données (Hammes et Egli, 2010). Plusieurs études ont porté sur la surveillance de la biostabilité en ligne à l'aide de la cytométrie en flux, mais aucune méthode normalisée n'a encore été mise au point pour les applications relatives à l'eau potable (Hammes et Egli, 2010, Lautenschlager et coll., 2013, Prest et coll., 2013). Dans une étude sur les réseaux d'eau potable chlorée à pleine échelle, Nescerecka et coll. (2014) ont conclu que la cytométrie en flux en combinaison avec des mesures d'ATP fournissait des renseignements plus significatifs que les dénombrements de plaques hétérotrophes en ce qui a trait à l'évaluation et à la détermination de la stabilité biologique à divers points dans le réseau de distribution. Selon van der Kooij et coll. (2015), l'utilisation de méthodes ATP pour évaluer le potentiel de formation de biofilm et les taux d'accumulation de biofilms a permis de mieux définir l'instabilité biologique dans l'eau potable (sans un désinfectant résiduel) comparativement à ce qu'une simple évaluation du COA aurait révélé.

LeChevallier et coll. (2015a) ont réalisé une analyse statistique des données à grande échelle dans six services d'eau et ont conclu que les mesures les plus utiles pour évaluer la stabilité biologique étaient la variabilité du désinfectant résiduel (mesurée à l'aide du coefficient de variation), le taux de formation de biofilm (mesuré par l'ATP accumulé sur des coupons en acier doux) et les changements dans les taux de corrosion (mesurés d'après la résistance de polarisation linéaire à l'aide de coupons en acier doux). LeChevallier et coll. (2015b) donnent des conseils pour aider les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable à fournir de l'eau biologiquement stable et à établir un programme de surveillance adapté au réseau de distribution. Des conseils sur la surveillance de la stabilité biologique des réseaux de distribution d'eau potable sont également disponibles (Santé Canada, en préparation).

B.6 Considérations relatives au traitement et au réseau de distribution

L'approche de la source au robinet ou du plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau, qui implique une sélection rigoureuse de la source d'eau en fonction de sa qualité et de la protection des sources d'eau, est acceptée pour gérer les risques liés à la salubrité de l'eau potable (O'Connor, 2002; CCME, 2004; OMS, 2012). Des études de traitabilité propres à la source d'eau brute, notamment des analyses en laboratoire et/ou à l'échelle pilote, devraient être réalisées afin de déterminer les solutions de rechange les plus appropriées pour le traitement de toutes les conditions de qualité de l'eau (Valade et coll., 2009; Huck et Sozański, 2011).

Les écarts temporels de la concentration et des caractéristiques de la MON peuvent avoir une influence notable sur le choix, la conception et le déroulement des procédés de traitement de l'eau (Sillanpää, 2015). La variabilité croissante des conditions météorologiques due aux changements climatiques justifieront de porter plus d'attention au choix des procédés appropriés (Huck et Coffey, 2004) et à la surveillance journalière des procédés (Wright et coll., 2016). Les responsables des systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient tenir compte des risques liés aux changements climatiques (p. ex. prolifération d'algues, sécheresses, feux, inondations) dans l'application des procédés afin de maximiser la fiabilité, la robustesse et la résilience de leurs réseaux (Emelko et coll ., 2011b; Irias, 2019).

B.6.1 Choix du traitement approprié

Afin de choisir, de concevoir et d'exploiter correctement les installations de traitement de l'eau, il faut bien comprendre les variations de la concentration et des caractéristiques de la MON - pour l'ensemble des conditions observées au cours de l'année dans les sources d'eaux souterraines et de surface (AWWA, 2011a; Sillanpää, 2015). Pour déterminer les procédés de traitement les plus appropriés, les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable doivent aussi avoir des connaissances concernant ce qui suit (Ivančev-Tumbas, 2014) :

• l'origine, la présence et les fluctuations de la MON

• les interactions avec les autres constituants de l'eau (p. ex., réactivité accrue due au bromure)

• les interactions avec les produits chimiques utilisés pendant le traitement (p. ex., la MON suscite une demande de désinfectant et de coagulant qui doit être satisfaite pour produire une eau potable microbiologiquement sûre)

• les interactions avec les procédés individuels (p. ex., la MON encrasse les adsorbants et les membranes)

• les impacts sur la qualité de l'eau du réseau de distribution

Le type et le niveau de traitement appropriés doivent prendre en compte les fluctuations de la qualité de l'eau propres à la source d'eau brute, notamment la dégradation de l'eau à court terme, la variabilité du rendement du traitement et les conditions dans le réseau de distribution (Kastl et coll., 2016).

Il conviendrait de réaliser une étude de traitabilité propre à la source d'eau brute afin d'évaluer et de comparer les options de traitement ciblant l'enlèvement de la MON (Goss et Gorczyca, 2013, Plourde-Lescelleur et coll., 2015, Kastl et coll., 2016). Cette étude de traitabilité devrait comprendre des analyses en laboratoire et/ou à l'échelle pilote et tenir compte des objectifs concomitants de qualité de l'eau liés aux risques microbiens, aux SPD, à la stabilité biologique et contôle de la corrosion. Les paramètres à considérer dans le cadre d'une étude de traitabilité comprennent les doses de produits chimiques et les résidus, la turbidité, le contenu organique (p. ex., COD, UV₂₅₄, DCO, couleur), les propriétés organiques (p. ex., hydrophobie, granulométrie, absorbance UV spécifique), le pH et l'alcalinité, les anions (p. ex., bromure, chlorure, fluorure, nitrate/nitrite, orthophosphate, sulfate), le potentiel de formation de SPD représentatif du réseau de distribution, la biostabilité et les caractéristiques de corrosion (Gregor et coll., 1997; Karanfil et coll., 2007; Shin et coll., 2008; Cho et coll., 2010; Brown et Cornwell, 2011). La solution optimale sera propre à la source d'eau brute, et il est possible que de multiples procédés de traitement seront requis pour bien enlever la MON en toute période de l'année (Collins et coll., 1986; Chang et coll., 2001; Hua and Reckhow, 2007a; Karanfil et coll., 2007; Fabris et coll., 2008; Kristiana et coll., 2009; Carpenter et coll., 2013; Hua et coll., 2015; Sillanpää, 2015). L'absence d'une étude de traitabilité propre à la source peut entraîner la sélection d'un traitement inapproprié, une hausse des concentrations de sous-produits de désinfection après la mise en œuvre du traitement, ou toutes autres conséquences inattendues.

B.6.2 Options de traitement

Plusieurs options de traitement sont disponibles pour enlever la MON. La coagulation optimisée est la méthode la plus couramment utilisée, puisqu'elle est efficace dans la plupart des applications. Toutefois, son applicabilité devrait être analysée attentivement en fonction de la source puisque la coagulation peut seulement enlever certaines fractions de MON; les fractions restantes (c.-à-d. celles qui n'ont pas été enlevées par coagulation) peuvent réagir en présence de désinfectants, de telle sorte qu'il est impossible de donner suite aux recommandations pour les SPD. Par exemple, la MON allochtone tend à être de nature hydrophobe et se prête généralement bien à la coagulation, alors que la MON hydrophile tend à être plus difficile à traiter (Volk et coll., 2002, Chow et coll., 2004, 2006). En fait, dans le cas des sources riches en MON hydrophile neutre, la coagulation enlèvera peu ou pas de MON (Chow et coll., 2006). Par conséquent, il est très important de réaliser des jar tests et faire l'analyse du potentiel de formation de SPD afin de déterminer la faisabilité d'une coagulation optimisée pour enlever la MON. Parmi les options de traitement additionnels ou de rechange, on compte les procédés de nanofiltration, d'échange ionique, le charbon actif en poudre (CAP) ou en grains (CAG), et les procédés d'oxydation et de filtration biologique.

La littérature comprend une mise en garde concernant la possibilité que la production de SPD spécifiques (c.-à-d. μg SPD/mg COD) soit parfois plus importante dans l'eau traitée que dans l'eau brute désinfectée. (Jacangelo et coll., 1995; Singer et coll., 2007; de la Rubia et coll., 2008; Ministère de l'Environnement et de la Conservation de Terre-Neuve-et-Labrador, 2011). Cette possibilité s'explique par un ratio bromure/COD plus élevé après le traitement. Comme la plupart des procédés de traitement n'éliminent pas le bromure, une quantité accrue de SPD bromés peut se former après le traitement lorsque l'enlèvement de la MON est déficiente. Par conséquent, il est très important de faire une étude de traitabilité propre à la source d'eau brute pour évaluer et comparer les options de traitement; cette étude devra inclure des analyses en laboratoire et/ou à l'échelle pilote pour déterminer le potentiel de formation de SPD.

Un bref aperçu des options de traitement et de leur efficacité relatée est présenté plus bas. Les résultats sont présentés afin de démontrer que l'enlèvement de la MON peut varier grandement. De l'information plus détaillée sur le traitement est disponible dans d'autres sources (Parsons et coll., 2007; AWWA, 2011a; Bond et coll., 2011; Huck et Sozański, 2011; Sillanpää, 2015).

Il est important que les opérateurs de systèmes de traitement de l'eau comprennent bien les mécanismes d'enlèvement de la MON, car les changements dans les pratiques de traitement peuvent avoir un effet notable sur la qualité de l'eau (Ivančev-Tumbas, 2014). Ainsi, les opérateurs doivent également recevoir une formation pour assurer en tout temps le bon fonctionnement des barrières de traitement (Smeets et coll., 2009). Se tenir au courant des pratiques exemplaires et des avancées dans le secteur de l'eau potable est un aspect important de l'approche de la source au robinet ou du plan de gestion de la sécurité sanitaire de l'eau, pour assurer la salubrité de l'eau.

B.6.2.1 Coagulation optimisée

La coagulation est un procédé chimique complexe pouvant être optimisé pour l'enlèvement de la MON et de la turbidité (Edzwald et Harhoff, 2012). Deux principaux mécanismes régissent la coagulation : l'un consiste en une neutralisation de la charge et la formation de précipités insolubles; l'autre fait intervenir l'adsorption de la MON sur de l'aluminium ou sur un floculat d'hydroxyde ferrique (c.-à-d. la coagulation par balayage) (Dempsey et coll., 1984). L'efficacité de chacun de ces mécanismes dépend d'un ensemble particulier de conditions opérationnelles liées au pH et à la dose de coagulant. Lorsque le pH augmente, la MON devient de plus en plus chargée négativement, mais les produits d'hydrolyse coagulants ayant une plus faible charge positive dominent. Ainsi, à un pH >7, il faut quadrupler la dose de coagulant pour surmonter la charge négative de la MON par rapport à un pH de 5,5. Lorsque le pH dépasse 7, l'efficacité d'enlèvement de la MON diminue (Semmens et Field, 1980; Edzwald et Van Benschoten, 1990; Edzwald et Tobiason, 1999). Des facteurs physiques tels que le mélange de coagulants et les conditions de mélange dans le floculateur peuvent influer sur la formation de floc mais, dans la plupart des cas, la chimie de la coagulation régit le procédé (Kavanaugh, 1978; Vadasarukkai et Gagnon, 2015; Vadasarukkai, 2016).

Le choix du coagulant dépend des caractéristiques de l'eau à traiter. Les choix de coagulants disponibles (p. ex., coagulants à base d'aluminium et de fer, polymères floculants inorganiques, polyélectrolytes organiques, coagulants composites et nouveaux coagulants) peut être consultée ailleurs (Sillanpää et Matilainen, 2015; Sillanpää, 2018). Alors que certains coagulants fournissent une fenêtre opérationnelle plus large en ce qui concerne le pH, il est à noter que le pH correspondant à la solubilité minimale augmente lorsque la température diminue, et ce pour tous les coagulants métalliques (Pernitsky, 2003). Pour l'alun, l'efficacité optimale se situe généralement à des pH proches du point de solubilité minimale (de 6,5 à 6,7 à 4 °C et de 6,0 à 6,2 à 20 °C) (Edzwald et Kaminski, 2009). Comme le pH de solubilité minimale est plus élevé à des températures plus basses, une dose de coagulant plus élevée peut être nécessaire pour surmonter la charge plus fortement négative de la MON avec une charge positive inférieure sur les produits d'hydrolyse coagulants, tel que mentionné ci-dessus. Une stricte surveillance du pH doit être exercée pour obtenir une coagulation optimale; le pH devrait être maintenu à une valeur constante, de l'ajout de coagulant jusqu'à l'étape suivant la filtration de façon à enlever efficacement les particules floculées. Même une faible variation du pH peut libérer de la MON précédemment incorporée aux flocs (Slavik et al., 2012). Il est recommandé de réaliser des jar tests pour optimizer la sélection du coagulant.

La MON détermine également la taille, la structure et la force des flocs, contrôlant à la fois l'ampleur et le rythme des processus de clarification ou de filtration (Eikebrokk et Saltnes, 2001; Newcombe et Dixon, 2006; Parsons et coll., 2007). Plusieurs études ont montré que les flocs de MON de faible densité se prêtent mieux à la flottation qu'à la sédimentation (Plummer et coll., 1995; Edzwald et Kelley, 1998; Edzwald et coll., 1999, 2000, 2003; Harrington et coll., 2001; Edzwald, 2010; Gregory et Edzwald, 2011). En revanche, l'ajout d'un adjuvant coagulant (p. ex., silice activée, bentonite, chaux, polymère) peut être nécessaire pour former des flocs décantables (Semmens et Field, 1980; Edwards et Amirtharajah, 1985; Gregor et coll., 1997).

La nature de la coagulation de la MON due à la charge justifie le recours à la surveillance par électrophorèse (Bond et coll., 2011). Autrement, les opérateurs ne sont pas conscients du sous-dosage de coagulant avant que se manifestent des pics de la turbidité de l'eau décantée ou de l'eau filtrée (Pernitsky, 2003). Idéalement, on doit surveiller l'eau brute de façon continue afin d'optimiser la dose de coagulant (Pernitsky, 2003; Newcombe et Dixon, 2006; Sharp et coll., 2006; Shin et coll., 2008). Les outils de surveillance en ligne de la MON comprennent le COT, le COD, l'absorbance/transmittance UV et la DCO; pour la déstabilisation des particules, on utilise le potentiel zêta ou le courant d'écoulement (Conio et coll., 2002; Newcombe et Dixon, 2006; AWWA, 2011b). L'enlèvement de la MON est maximisée lorsque la charge des particules coagulées est presque neutre, selon la mesure du potentiel zêta (Sharp et coll., 2006; Sharp, 2015) oucourant d'écoulement (McVicar et coll., 2015).

En défaut d'ajuster la dose de coagulant en réponse à une variation de la MON, l'opérateur risque de créer des conditions de coagulation sous-optimales et de réduire la capacité d'enlèvement du pathogène (Edzwald, 2017).

Le tableau 11 résume la variabilité de l'enlèvement du COD obtenue dans plusieurs usines de filtration à assistance chimique à grande échelle. Une enlèvement du carbone organique allant de faible à nulle est observée à certaines périodes. Hargesheimer et coll. (1994) ont constaté un taux d'enlèvement de 0 % à divers moments en 1993, soit au début de mars, en mai, en août et en décembre. Il est possible que ces périodes correspondent à des conditions de couverture de neige (mars, décembre) ou de débit de base et des apports d'eau à faible teneur en MON allochtone (mai et août). Carpenter et coll. (2013) ont signalé un taux d'enlèvement de 0 % au début de septembre 2011 à l'usine 1 et en août 2011 à l'usine 2. On peut s'attendre à ce que la MON provienne de sources autochtones à cette époque de l'année (c.-à-d. fin de l'été) et qu'elle serait probablement de nature hydrophile.

Le tableau 12 résume les données de surveillance de la conformité du COT publiées par l'U.S. EPA (2016) dans le cadre de son troisième examen sur six ans. Les données représentent le pourcentage d'enlèvement du COT obtenu dans les installations de traitement conventionnel des eaux de surface en fonction de la matrice de la qualité de l'eau brute établie selon la règle des désinfectants/SPD. En général, l'U.S. EPA a conclu que les installations réglementées obtiennent des taux d'enlèvement plus importants que prévu (voir la section B.8), bien que certaines installations n'aient pas été en mesure de respecter les seuils d'enlèvement requis. Le rapport émet une mise en garde sur le fait que l'analyse des données n'a pas permis de savoir quelles installations sont autorisées à déterminer d'autres critères de performance ou qui pourraient avoir traité de l'eau avec un COT inférieur à 2 mg/L (U.S. EPA, 2016).

Dans le cadre d'une étude à l'échelle pilote, Braun et coll. (2014) ont évalué un procédé conventionnel (parallèlement à un procédé de filtration membranaire, d'échange ionique et par CAG) sur trois ans, soit pendant une période de sécheresse prolongée et deux périodes d'inondations distinctes. Les auteurs ont signalé un enlèvement variable de la COD avec un procédé conventionnel (plage = 32-61 %; dose d'alun = 20-160 mg/L; pH de coagulation = 6,0-6,5). Les auteurs ont également noté que la qualité de l'eau était à son meilleur pendant la période de sécheresse, mais que le procédé conventionnel n'a permis d'atteindre que le pourcentage d'enlèvement le plus faible de COD et la plus grande variabilité au cours de cette même période. Pendant les périodes de sécheresse, la MON a tendance à être générée par des sources autochtones et à être de nature hydrophile. Cela va dans le même sens que les résultats de l'étude à grande échelle, qui indiquent que la MON hydrophile peut être difficile à traiter.

Les résultats de nombreuses études en laboratoire ont été passés en revue, puis résumés par Bond et coll. (2011). Au cours de ces études, les pourcentages d'enlèvement étaient déterminés pour le COD, l'UV ₂₅₄ et les précurseurs de THM et d'AHA pour de nombreux procédés de traitement, y compris la coagulation et la coagulation combinée à d'autres procédés (voir le tableau 13). Un sommaire des résultats d'essais en laboratoire publiés par Plourde-Lescelleur et coll. (2015) est également présenté au tableau 13. Dans le cadre de cette étude, deux coagulants ont été comparés pour le traitement conventionnel et la coagulation à l'alun combinée à l'échange d'ions, à l'ozonation ou au CAP a été évaluée pour six sources d'eau de surface. Les résultats présentés au tableau 13 confirment la variabilité du rendement pouvant être atteint par la coagulation seule, et qu'il est possible d'atteindre des pourcentages d'enlèvement accrus en intégrant la coagulation à d'autres procédés.

Ensemble, les résultats des études à grande échelle, à l'échelle pilote et en laboratoire révèlent que le procédé de coagulation peut être efficace; toutefois, des résultats peu convaincants ont également été observés. À la lumière de ces résultats, il convient de réitérer la nécessité de réaliser des jar tests pour confirmer l'applicabilité du procédé de coagulation et ainsi assurer l'enlèvement adéquat de la MON et des précurseurs de SPD pour l'éventail complet des conditions déterminant la qualité de l'eau. Les autres procédés énoncés dans le tableau 13 sont exposés plus en détail dans les sections qui suivent.

B.6.2.2 Filtration sur membranes

Quatre types de membranes sous pression sont utilisés à l'heure actuelle pour le traitement de l'eau potable : la microfiltration (MF), l'ultrafiltration (UF), la nanofiltration (NF) et l'osmose inverse (OI). Les membranes sont généralement classées en fonction du type de substances qu'elles enlèvent, de la pression d'opération et du diamètre des pores ou du seuil de rétention de poids moléculaire. La MF et l'UF utilisent des membranes à faible pression pour retenir des particules et des organismes pathogènes. Le mécanisme d'enlèvement prédominant est le criblage ou l'exclusion de particules en fonction de leur granulométrie. La NF et l'OI utilisent des membranes à haute pression servant à enlever la MON et les substances inorganiques (p. ex., sodium, chlorure, calcium, magnésium). Le mécanisme d'enlèvement prédominant est la différence de solubilité ou de diffusivité.

La répartition granulométrique de la MON varie d'une source à l'autre, mais généralement plus de 50 % des molécules de MON ont un poids moléculaire <1 kDa, et 80 % ont un poids moléculaire <10 kDa (Sillanpää et coll., 2015a). Par conséquent, il faut utiliser une membrane de NF étanche pour enlever la plupart des précurseurs de SPD, comme le montre la figure 1. Des études indiquent que le seuil de masse moléculaire optimal pour l'enlèvement de la MON varie de 0,2 à 0,3 kDa (Jacangelo et coll., 1995, 1997, Bond et coll., 2011, Sillanpää et coll., 2015a).

Figure 1. Fractions de matière organique naturelle éliminées par les procédés membranaires (d'après Sillanpää et coll., 2015a)

Ceci est une illustration des fractions de matière organique éliminées par des procédés membranaires. Au bas de l'illustration, une échelle de poids moléculaire commence à gauche par une valeur de 0,1 kDa et augmente à droite pour atteindre un maximum de 100 kDa. L'osmose inverse élimine un intervalle de moins de 0,1 kDa à environ 1 kDa, la nanofiltration (NF) élimine un intervalle d'environ 0,3 kDa à environ 7 kDa, l'ultrafiltration (UF) élimine un intervalle d'environ 1 kDa à un peu plus de 100 kDa et la microfiltration (MF) élimine un intervalle qui dépasse 100 kDa.

La figure 1 montre que les membranes de MF ne permettent d'enlever aucune fraction de MON à part les biopolymères. Les membranes UF peuvent enlever une partie de la MON, comme il est indiqué à la figure 1, mais le potentiel de formation de SPD peut ne pas diminuer de manière adéquate. Par exemple, Lamsal et coll. (2012) ont relevé une enlèvement globale de COD de 66 % à l'aide de membranes UF à grande échelle (taille absolue des pores = 0,01 μm). Les potentiels de formation de THM et d'AHA ont diminué de 54 % et 77 % respectivement, mais sont restés élevés : 200 μg/L et 80 μg/L respectivement (conditions d'essai : chlore 1,0 ± 0,4 mg/L à température ambiante pendant 24 h). Ødegaard et coll. (2000; 2010) ont fait état d'un enlèvement de la couleur de >85 % dans 27 installations utilisant la filtration sur membrane NF en Norvège (couleur de l'eau brute = 35-50 mg Pt/L; seuil de masse moléculaire = 1-2 kDa).

Dans le cadre d'une étude à échelle pilote, Braun et coll. (2014) ont évalué un système membranaire intégré (taille nominale de MF = 0,2 μm; seuil de masse moléculaire de NF = 270 Da) au cours de la même période de trois ans que celle décrite plus haut pour un procédé conventionel (voir la section B.6.2.1). Le pourcentage d'enlèvement de COD s'établissait entre 89 et 97 % (interprétation des données d'un graphique) et représentait le pourcentage d'enlèvement le plus élevé comparativement à celui obtenu par les procédés conventionnel, par échange d'ions et par CAG, lesquels ont été mis à l'essai parallèlement au système membranaire intégré. À l'instar du procédé conventionnel (voir la section B.6.2.1), le procédé de MF/NF a permis d'atteindre le pourcentage d'enlèvement de COD le plus bas au cours de la période de sécheresse. Un sommaire des résultats d'essais en laboratoire sur membranes de NF, publiés par Bond et coll. (2011) et Plourde-Lescelleur et coll., (2015) figure dans le tableau 13. Les pourcentages d'enlèvement signalés sont élevés, similaires aux résultats de l'étude à l'échelle pilote.

Les résultats regroupés des essais à grande échelle, à l'échelle pilote et en laboratoire révèlent que le procédé membranaire peut être efficace lorsque le seuil de masse moléculaire est optimale pour l'enlèvement de la MON (≈200-300 Da). Il importe toutefois de considérer le potentiel de colmatage, puisque la MON comprends des substances colmatantes. Les indicateurs du potentiel de colmatage englobent une faible absorbance UV spécifique (SUVA), une fraction hydrophile élevée et une concentration élevée de biopolymère ou d'azote dissous (Lee et coll., 2006; Amy, 2008; Croft, 2012; Kimura et coll., 2014; Siembida-Lösch et coll., 2014). De plus, les membranes UF ne permettent pas d'enlever le COA (habituellement <1 kDa) à moins d'être utilisées conjointement avec une membrane NF étanche ou OI ou avec un traitement biologique (Sillanpää et coll., 2015a). L'utilisation d'un coagulant ou d'un absorbant peut améliorer l'enlèvement du précurseur de SPD au moyen des procédés MF/UF (Jacangelo et coll., 1997). Les exigences de prétraitement applicables à l'enlèvement de la MON doivent être prises en compte dans le cadre d'une étude de traitabilité propre à la source d'eau brute lorsque le seuil de masse moléculaire optimal (0,2-0,3 kDa) pour l'enlèvement de la MON n'est pas utilisé. Un essai pilote est recommandé pour évaluer le potentiel de colmatage et la nécessité de procéder à un prétraitement (Huehmer et Voutchkov, 2007).

B.6.2.3 Échange d'ions

L'échange d'ions est un procédé dans lequel les ions contenus dans l'eau brute sont échangés avec des ions dans la phase solide d'une résine. Au début des années 1960, on a admis que l'échange d'ions pouvait enlever la MON, principalement parce que cette dernière causait le colmatage des résines échangeuses d'ions utilisées pour enlever d'autres contaminants (Ungar, 1962, AWWA, 2011a).

Le principal mécanisme d'enlèvement (c'est-à-dire le mécanisme électrostatique) fait appel à l'échange d'ions, l'adsorption hydrophobe et la liaison avec l'hydrogène jouant également un rôle (Fu et Symons, 1990, Bolto et coll., 2002).

L'échange d'ions peut enlever efficacement les composés chargés de la MON de poids moléculaire faible et élevé, ce qui rend ce procédé généralement plus efficace que la coagulation. Toutefois, tout comme la coagulation, l'échange d'ions est moins efficace pour enlever les composés hydrophiles neutres (p. ex. non chargés) (Kim et Symons, 1991; Bolto et coll., 2002; 2004; Parsons et coll., 2007; Cornelissen et coll., 2008; Humbert et coll., 2008). Fettig (1999) a signalé que la fraction de MON qui ne peut être enlevée par les stations de traitement utilisant l'échange d'ions à grande échelle pourrait varier de < 10 % à environ 40 %. Hongve et coll. (1999) ont constaté que l'échange d'ions à grande échelle était plus efficace pour enlever le COD (diminution de 8,1 mg/L à 1,7 mg/L) que la couleur (diminution de 75 mg/L Pt à 30 mg/L Pt). Des temps de contact plus longs, ou tout autre procédé de traitement, peuvent s'avérer nécessaires lorsqu'un procédé amélioré d'enlèvement de la couleur est requis (Hongve et coll., 1999; Ødegaard et coll., 1999).

L'échange d'ions fait l'objet d'une attention particulière depuis 2000, en raison de la mise au point de la résine magnétique échangeuse d'ions spécialement conçue pour enlever la MON (Slunjski et coll., 2000; Drikas et coll., 2003; Fearing et coll., 2004c; Budd et coll., 2005; Singer et coll., 2007, 2009; Bond et coll., 2010; Brown et Cornwell, 2011). Levchuk et coll. (2018) ont présenté un sommaire des résultats de 22 études (1 étude à grande échelle et 21 études en laboratoire) menées entre 1997 et 2016, dont 50 % évaluaient l'efficacité de l'échange d'ions magnétiques.

Les facteurs qui influent sur l'efficacité de l'échange d'ions comprennent la concentration et les propriétés de la MON, la qualité de l'eau (en particulier la concentration d'anions concurrents, comme le bicarbonate et le sulfate), les propriétés de la résine (composition du polymère, porosité et groupes fonctionnels chargés) et les variables opérationnelles (dose de résine, durée de contact, fréquence de régénération). Cependant, le procédé d'échange d'ions n'élimine pas la turbidité, de sorte qu'il est typiquement appliqué de pair avec un procédé d'enlèvement de la turbidité (Drikas et coll., 2003).

Plusieurs chercheurs ont constaté que l'échange d'ions était plus efficace que la coagulation pour l'enlèvement de la MON, seul (Drikas et coll., 2003; Singer et coll., 2007, 2009) ou en combinaison avec la coagulation (Drikas et coll., 2003; Brown et Cornwell, 2011; Braun et coll., 2014).

Drikas et coll. (2011) ont fait état d'un pourcentage d'enlèvement moyen de COD s'établissant à 54 % dans une installation où des essais à grande échelle d'échange d'ions et de coagulation par l'alun sont réalisés (dose de résine ≈8-16 mL/L pendant 10 minutes; dose d'alun ≈6-10 mg/L). Les auteurs ont attribué à la résine échangeuse d'ions magnétiques la majeure partie de l'enlèvement de COD. Singer et coll. (2009) ont fait une revue complète de nombreuses études à l'échelle pilote et à grande échelle portant sur 21 sources en Australie et aux États-Unis, et ont constaté des taux d'enlèvement de COD de 36 à 80 % (dose de résine de 0,2 à 2,8 mL/L, durée de contact non fournie). Les auteurs ont attribué cette large plage de taux d'enlèvement du COD à la présence de MON hydrophile présentant une charge basique et neutre.

Les résultats de plusieurs études pilotes sont résumés au tableau 14. Les chercheurs qui étudient l'échange d'ions avec résine magnétique (seul ou avec la coagulation) ont constaté une grande variabilité dans l'enlèvement du COD. Les caractéristiques de la MON ont influé sur le taux d'enlèvement du COD (Fearing et coll., 2004c, Singer et coll., 2007, Braun et coll., 2014) et les taux d'enlèvement de COD augmentaient de pair avec le SUVA (Singer et al., 2009). Braun et coll. (2014) ont démontré que l'intégration de CAG comme procédé supplémentaire peut améliorer l'enlèvement de la MON. Les auteurs ont également observé que l'échange d'ions avec résine magnétique produisait le plus faible pourcentage d'enlèvement de COD et la plus grande variabilité lors d'une période de sécheresse, un peu comme le procédé conventionnel et membranaire expliqué plus haut. Fearing et coll. (2004c) ont porté une attention particulière à la variabilité induite par la dose de résine et le temps de contact.

Le tableau 15 présente un sommaire des résultats tirés de plusieurs études en laboratoire dans le cadre desquelles d'autres résines avaient été analysées. Les résultats ont montré une variabilité possible du rendement selon la résine et le système utilisés, un peu comme les résultats de l'échange d'ions magnétiques présentés plus haut.

Le recours à l'échange d'ions de pair avec d'autres procédés peut présenter des avantages et des inconvénients sur le plan opérationnel qui doivent être pris en compte dans une étude de traitabilité propre à la source d'eau brute. Par exemple, l'échange d'ions avant la coagulation peut réduire: la dose de coagulant et la production de boues qui en découle; la turbidité de l'eau décantée; l'utilisation de produits chimiques pour l'ajustement du pH; et la dose de désinfectant. De plus, l'échange d'ions peut stabiliser les résidus de chlore dans le réseau de distribution (Budd et coll., 2005; Brown et Cornwell, 2011). Les procédés d'échange d'ions peuvent également enlever une partie du bromure des sources présentant une faible alcalinité et de faibles concentrations de sulfate, en raison d'une concurrence minimale autour des sites d'échange d'ions (Singer et coll., 2007). Humbert et coll. (2008) ont noté une amélioration de l'efficacité du charbon actif pour ce qui est d'enlever les pesticides lorsque l'échange d'ions était utilisé pour accroître l'enlèvement de la MON. Toutefois, Brown et Cornwell (2011) ont fait remarquer que le traitement par échange d'ions (p. ex., addition de chlorure) et le recours à des doses plus faibles de coagulants à base de sulfate pouvaient augmenter le potentiel de corrosion à cause des changements du ratiochlorure/sulfate. De plus amples renseignements sur le ratio chlorure/sulfate et ses répercussions sont disponibles à Santé Canada (2019b).

Ensemble, les résultats des études à grande échelle, à l'échelle pilote et en laboratoire révèlent que l'échange d'ions peut être efficace lorsque la dose de résine et le temps de contact sont optimisés de façon pour enlever la MON; toutefois des résultats peu convaincants ont également été observés. À la lumière de ces résultats, il convient de réitérer la nécessité de réaliser une étude de traitabilité, y compris des essais à l'échelle pilote ou du laboratoire, pour déterminer la configuration optimale et évaluer les conséquences inattendues pour l'éventail complet des conditions déterminant la qualité de l'eau (Fearing et coll., 2004c; Brown et Cornwell, 2011). Les enjeux liés au traitement des résidus produits par les procédés d'échange ionique doivent aussi être pris en compte.

Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable qui utilisent l'échange d'ions pour enlever d'autres anions (p. ex., arsenic, chrome, nitrate, uranium) doivent savoir que la MON est en concurrence autour des sites d'échange ionique et qu'elle peut donc nuire à l'efficacité du procédé (Ungar, 1962). Un prétraitement peut être nécessaire pour enlever la MON afin de s'assurer que le procédé reste économique compte tenu de l'usage auquel l'eau est destinée (Bursill, 2001).

B.6.2.4 Charbon actif

Le charbon actif est un matériau absorbant qui fournit une surface sur laquelle les ions ou les molécules contenus dans l'eau brute peuvent se concentrer. Il peut être appliqué de deux façons : dans des boues en utilisant du charbon actif en poudre (CAP) ou à l'aide de réacteurs à lit fixe contenant du charbon actif granulaire (CAG) (AWWA, 2011a). Les mécanismes d'enlèvement font intervenir l'adsorption de la matière organique dissoute sur le CAP ou le CAG, ainsi que la biodégradation de la MOB dans les réacteurs à lit fixe du CAG si un biofilm actif se forme. Chowdhury et coll. (2010) ont constaté que les biofilms peuvent se former dans les macropores du CAG, même en présence de chlore.

Le CAP et le CAG sont principalement utilisés dans le traitement de l'eau pour enlever les micropolluants ainsi que les composés qui confèrent un goût et des odeurs à l'eau. L'utilisation du CAP offre l'avantage de fournir du carbone vierge lorsque cela est nécessaire (p. ex., pendant la saison où le goût et les odeurs sont plus prononcés). Les réacteurs à lit fixe de CAG fonctionnent de la même manière que les filtres conventionnels à débit rapide; les caractéristiques du CAG (type, granulométrie, mode de réactivation) et les conditions de fonctionnement (vitesse du filtre, temps de contact en fût vide, régime de lavage à contre-courant, durée de filtration) influent donc sur leur rendement.

La grande surface spécifique et une structure poreuse bien développée de CAG peuvent fournir une capacité de sorption élevée pour les molécules organiques (Simpson, 2008). Cependant, le CAG n'est pas largement utilisé comme moyen de contrôle principal de la MON, car sa capacité d'adsorption (de l'ordre de plusieurs mois) tend à s'épuiser rapidement, et la régénération peut être coûteuse (Prévost et coll., 1998; Huck et Sozański, 2011). À titre d'exemple, l'U.S. EPA (2016) fait état d'une fréquence de réactivation de 120 jours pour les systèmes présentant une teneur de COD <6 mg/L, avec une durée de contact de 10 minutes en fût vide. L'enlèvement de la MON hydrophobe à poids moléculaire élevé par les procédés de traitement conventionnels peut augmenter notablement la durée de vie opérationnelle du CAG (Karanfil et coll., 2007). De plus, une fois la capacité d'adsorption épuisée, le CAG peuvent continuer à enlever la MON grâce au mécanisme de biodégradation, bien qu'à des taux de rendement plus faibles (Bond et coll., 2011; Gibert et al, 2013a).

Par conséquent, l'intégration d'un procédé additionnel comme un procédé utilisant le CAP ou le CAG peut favoriser l'enlèvement de la MON (AWWA, 2011a). Quant au CAP, la dose et le temps de contact sont des facteurs importants à prendre en considération. Les résultats obtenus dans deux installations de traitement conventionnels (ayant toutes deux recours à la coagulation par l'alun) sont consignés dans la littérature. Dans l'une de ces installations, la dose de CAP de 150 mg/L utilisée a permis d'accroître l'enlèvement de COD et de précurseurs de THM à raison de 20 % et de 80 %, respectivement (Kristiana et coll., 2011). Dans l'autre installation, la dose de CAP de 11 mg/L a permis d'accroître de 7 % l'enlèvement de COD, mais n'a pas permis d'améliorer le pourcentage d'enlèvement des précurseurs de THM (Carrière et coll., 2009). Il est recommandé de réaliser des jar tests pour optimiser le type de CAP, ainsi que la dose et le temps de contact. Quant au CAG, des études révèlent que le volume des pores devrait se situer dans une plage de tailles correspondant à la MON propre à la source pour que le CAG soit efficace (Karanfil et coll., 2007; Gibert et coll., 2013b). Karanfil et coll. (2007) font observer que la surface et le volume total des pores ne sont pas suffisants pour choisir le CAG comme moyen d'enlèvement de la MON, car ces paramètres ne fournissent pas d'information sur la région des pores accessibles. Les auteurs avancent que les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable demandent de l'information détaillée sur la répartition granulométrique des pores et sur le pH de la valeur de charge nulle pour les CAG envisagés. Des essais rapides en colonne à petite échelle devraient être effectués pour comparer le rendement d'autres CAG, en particulier pour les sources à faible SUVA (Ates et coll., 2007; Karanfil et coll., 2007). L'abrasion des particules de CAG doit également être prise en compte, car elle peut causer la perte de particules de CAG et sa stratification dans le lit, deux processus qui sont indésirables (Gibert et coll., 2013b).

Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable qui utilisent du charbon actif pour enlever les pesticides ou d'autres contaminants à l'état de trace doivent savoir que la MON est en concurrence autour des sites d'adsorption et qu'elle peut nuire à l'efficacité du procédé (Haist-Gulde et Happel, 2012). Un prétraitement peut être requis pour enlever la MON, afin de s'assurer que le procédé reste économique en fonction de l'usage auquel il est destiné (Bursill, 2001).

B.6.2.5 Traitement biologique

Le traitement biologique consiste à cibler l'enlèvement de la fraction de MOB qui favorise la croissance du biofilm dans le réseau de distribution (section B.4.1.3) et qui augmente la demande de chlore (section B.5.2.2) (Prévost et coll., 1998). L'efficacité du traitement biologique dépend donc de la quantité de MOB présente dans l'eau à traiter, de la communauté microbienne qui consomme la MOB et de la température (Drewes et coll., 2009; Diem et coll., 2013). Il est peu probable que les processus biologiques éliminent la MON récalcitrante ou réfractaire, à moins qu'elle ne soit oxydée et se transforme en MOB. Le traitement biologique améliore généralement la stabilité biologique de l'eau et diminue les concentrations de SPD ainsi que les goûts et les odeurs (Servais et coll., 2005).

Les principaux procédés de traitement biologique de l'eau potable sont la filtration sur les berges, la filtration rapide des milieux granulaires sans le maintien d'une charge résiduelle de désinfectant à travers le lit et la filtration lente sur sable.

Filtration sur berge

La filtration sur berge (FB) consiste à installer des puits d'alimentation en eau verticaux ou horizontaux près d'une rivière afin d'utiliser les berges et l'aquifère adjacent comme filtre naturel pour enlever les contaminants, y compris la MOB. À mesure que l'eau se dirige vers la nappe phréatique, l'adsorption, la biodégradation et la dilution avec les eaux souterraines diminuent les concentrations de contaminants (Piet et Zoeteman, 1980; Bize et coll., 1981; Kuehn et Mueller, 2000; Ray et coll., 2002).

Kuehn et Mueller (2000) ont noté que la FB permet de réduire les concentrations de COD et de COA de 27 % et 63 %, respectivement. Weiss et coll. (2003) ont surveillé trois stations de FB à grande échelle et ont observé des concentrations de COT/COD et des potentiels de formation de THM/AHA plus faibles dans les puits de FB, soit de 35 à 70 % et de 50 à 80 % environ, respectivement. Wang et coll. (2002) ont constaté que la FB permet de réduire les concentrations de COT d'environ 50 % et d'enlever complètement le CODB. Drewes et coll. (2009) ont indiqué que les concentrations de COT mesurées à trois stations de FB à grande échelle étaient régulièrement réduites de 3 à 10 mg/L à entre 1 et 3,5 mg/L.

Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable qui envisagent d'utiliser la FB doivent savoir que la demande en oxygène créée par la MON biodégradable et d'autres contaminants, comme l'ammoniac, peuvent modifier les conditions d'oxydoréduction et provoquer la dissolution du manganèse, ce qui peut nécessiter un traitement (Appelo et Postma, 1996). On trouvera de l'information supplémentaire sur le manganèse dans l'eau potable ailleurs (Santé Canada, 2019d).

Filtration biologique ou biofiltration

La filtration biologique prévoit l'utilisation de filtres granulaires (anthracite/sable ou CAG) sans le besoin de maintenir un résidu de désinfectant à la largeur du lit. L'activité biologique qui a cours dans les filtres peut être influencée par plusieurs facteurs, dont la qualité de l'eau, la température, la dose et le type d'oxydant, ainsi que les procédures de lavage à contre-courant (Huck et coll., 2001). Le procédé est normalement précédé d'une étape d'oxydation (p. ex., ozonation) qui transforme la MON en MOB pour la rendre plus facilement biodégradable (Evans et coll., 2013a). En l'absence d'une étape de traitement biologique après l'ozonation, il faut s'attendre à une augmentation de la croissance du biofilm dans le réseau de distribution (Juhna et Melin, 2006).

Emelko et coll. (2006) ont fait état de taux d'enlèvement de COT de 13 à 23 % et de MOB de 72 à 93 % (mesurés en oxalate) dans une usineà grande échelle, et à des températures élevées (21-25 °C) et basses (1-3 °C). Evans et coll. (2013b) ont observé des taux d'enlèvement moyens de COA de 31 à 42 % dans 14 filtres biologiques à grande échelle sur une période d'un an. Stoddart et Gagnon (2015) ont constaté une diminution des THM et des AHA de 10-20 μg/L et de 6-10 μg/L, respectivement, à la suite de la conversion de filtres anthracite-sable en filtres biologiques dans une usine de filtration directe à pleine échelle.

Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable qui envisagent d'adopter la filtration biologique dans une installation existante doivent savoir que certains de leurs homologues ont observé la présence d'algues indésirables ou une croissance biologique, des durées de filtration plus courtes et des difficultés liées à la présence de chlore résiduel (Brown et coll., 2016). De nombreux conseils existent pour aider les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable à comprendre les mécanismes liés à la filtration biologique, ainsi qu'à isoler et à mettre en œuvre une surveillance appropriée (Prévost et coll., 2005; Juhna et Melin, 2006; Evans et coll., 2013a, 2013b; Brown et coll., 2016; Nyfennegger et coll., 2016).

Filtration lente sur sable

La filtration lente sur sable (FLS) consiste généralement à faire passer l'eau non traitée au travers d'une couche de sable poreux submergé. Pendant la filtration, une croissance biologique se produit dans le lit de sable et le substrat de gravier. De plus, des bactéries et d'autres matières provenant de la source d'eau s'accumulent à la surface pour former un « schmutzdecke ». La croissance biologique dans le filtre et le schmutzdecke contribuent à l'efficacité de la FLS. Selon la qualité de l'eau brute, il peut s'écouler des semaines ou des mois avant que cette croissance biologique ne débute (Bellamy et coll., 1985a, 1985b; Logsdon et coll., 2002).

Amy et coll. (2006) ont indiqué que la FLS conventionnelle peut réduire les concentrations de CODB et de COA de <80 % et <65 %, respectivement, tandis que l'enlèvement des précurseurs du COD et des THM restait limitée entre <15-30 % et <20-35 %, respectivement. Cependant, ce niveau d'enlèvement ne suffit généralement pas pour respecter les seuils de SPD dans l'eau potable (Pyper, 1985; Collins et coll., 1991; Graham, 1999), particulièrement en hiver lorsque les températures basses ralentissent l'activité biologique (Collins et coll., 1992). Des chercheurs ont signalé que l'ajout d'ozone ou de CAG permet de réduire la couleur et d'améliorer l'enlèvement des précurseurs de SPD (Graham, 1999; DiBernardo et Pereira Tangerino, 2006; Ødegaard et coll., 2006; Steele et coll., 2006).

Dans une revue de la littérature, Graham (1999) a relevé qu'avec la préozonation, les taux d'enlèvement de COD et de le potentielle de formation des THMs variaient de 18 à 55 % et de 20 à 64 %, respectivement. Dans l'ensemble, l'auteur a laissé entendre que l'ajout d'ozone améliorait l'enlèvement du COD de 10 % et réduisait le potentiel de formation des THMs de moitié. DiBernardo et Pereira Tangerino (2006) ont fait des expériences en laboratoire et observé que le taux d'enlèvement de la couleur augmentait de 33 % à 63 % lorsqu'ils ajoutaient du CAG (après la FLS) et qu'il variait de 21,5 à 53 % lorsque l'eau était oxydée (avant la FLS) avec de l'ozone ou avec du peroxyde d'hydrogène (H₂O₂) et de l'ozone. Lorsque les chercheurs ont eu recours au CAG et à l'oxydation au moyen de l'ozone ou du H₂O₂ et de l'ozone, de pair avec la FLS, ils ont obtenu une réduction de la couleur variant entre 44 % à 68 %.

Le renforcement de la FLS par l'ajout d'ozone et/ou l'emploi de CAG peut présenter plusieurs difficultés d'ordre opérationnel. L'ozone peut contribuer à augmenter la perte de charge du filtre et raccourcir ainsi les cycles de filtration (Graham, 1999; Logsdon et coll., 2002; DiBernardo et Pereira Tangerino, 2006). Le résidu d'ozone doit également être neutralisé avant d'atteindre leschmutzdecke, sinon la biomasse deviendrait inactive et le filtre produirait de l'eau biologiquement instable (Melin et coll., 2006; Ødegaard et coll., 2006). L'eau traitée filtrée peut également présenter des concentrations élevées de bactéries hétérotrophes qui devraient être éliminées/inactivées (Ødegaard et coll., 2006). Steele et coll. (2006) ont également souligné la nécessité de tenir compte de la demande en oxygène dissous lors de l'inclusion d'une couche de CAG. De plus, la température de l'eau est un facteur important dans la conception de la FLS et la sélection de tout procédé auxiliaire (Jabur, 2006).

Bien que Gottinger et coll. (2011) aient conclu que la FLS renforcée permet d'obtenir des réductions significatives de couleur et de matière organique, il est recommandé de faire des essais pilotes pour s'assurer que l'eau brute peut être traitée avec satisfaction (Logsdon et coll., 2002). Il convient également de mentionner que l'ozonation de l'eau contenant du bromure naturel peut entraîner la formation de bromate. Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable utilisant de l'ozone doivent évaluer les propriétés de leur eau brute afin de connaître les paramètres de qualité de l'eau (bromure, température, pH, alcalinité, MON, ammoniac) et comment ils évoluent selon les saisons. Il est recommandé de mener une surveillance trimestrielle du bromure dans l'eau brute pour connaître les caractéristiques de l'eau brute et permettre la corrélation avec le bromate (et les SPD bromés). On peut obtenir plus d'information sur le bromate auprès de Santé Canada (2018).

B.6.2.6 Procédés d'oxydation

Les procédés d'oxydation comprennent l'usage d'ozone et de dioxyde de chlore ainsi que les procédés d'oxydation avancés de l'ozone / UV, de l'ozone / H₂O₂, UV / H₂O₂ et la réaction de Fenton. Dans des conditions typiques de traitement de l'eau, les procédés d'oxydation transforment la nature des composés organiques plutôt que d'enlever la MON (Owen et coll., 1993; Świetlik et coll., 2004). Par conséquent, ces procédés d'oxydation sont généralement utilisés pour la désinfection, le contrôle du goût et des odeurs et la dégradation des contaminants organiques cibles. L'ozone et le dioxyde de chlore ont tendance à réduire la réactivité de la MON au contact du chlore, ce qui provoque généralement une réduction des THM et des tri-AHA; cependant, certains SPD peuvent augmenter, notamment les halonitrométhanes et les halocétones (Reckhow, 2017). Les procédés d'oxydation avancés permettent, en principe, d'enlever une variété de MON, mais ils peuvent également accroître la formation de SPD et d'acide dichloroacétique (ADCA) en particulier (Bond et coll., 2011). Les auteurs ont passé en revue quelques études faisant état de différences entre la formation ADCA et la formation d'acide trichloroacétique (voir le tableau 13). L'obtention de valeurs négatives s'expliquait par une hausse des SPD suivant le traitement. Les auteurs recommandent d'évaluer minutieusement les procédés d'oxydation lorsqu'ils sont utilisés pour le contrôledes SPD.

Étant donné que les procédés d'oxydation peuvent entraîner la réduction de certains SPD tout en favorisant la présence d'autres SPD, les mesures d'atténuation ont tendance à porter d'abord sur la réduction de la formation de SPD en maximisant l'enlèvement de la MON (AWWA, 2011a). L'utilisation d'autres désinfectants pour réduire la formation de SPD devrait donc être envisagée avec prudence (Reid Crowther & Partners, 2000).

Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable doivent savoir que tous les oxydants, y compris le chlore, génèrent des produits biodégradables lors de leur réaction avec la MON (voir section B.4.1.3). En conséquence, une filtration biologiquement active peut être nécessaire pour stabiliser l'eau traitée (voir section B.6.2.5). Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable doivent également savoir que tous les oxydants réduisent l'absorbance UV, ce qui nuit à le SUVA sans réduction correspondante de la concentration de MON. Il importe donc de sélectionner des sites d'échantillonnage pertinents lorsque l'absorbance UV est mesurée pour calculer le SUVA.

B.6.3 Réseau de distribution

La fraction biodégradable de la MON (c.-à-d. la MOB) a des effets sur la qualité de l'eau du réseau de distribution en fournissant une source de nutriments qui contribue à la recroissance des bactéries et à la formation du biofilm. Les biofilms peuvent constituer un habitat propice à la survie des agents pathogènes d'origine fécale susceptibles d'avoir franchi toutes les barrières de traitement de l'eau potable. Les agents pathogènes opportunistes dans la plomberie des bâtiments (APOPB), commeLegionella et les mycobactéries non tuberculeuses (p. ex., M. avium, M. intracellulare) se retrouvent aussi couramment dans les biofilms des réseaux d'adduction d'eau potable (Fricker, 2003, Falkinham, 2015). La possibilité de prolifération des APOPB dans les réseaux de distribution et les biofilms des systèmes de plomberie préoccupe de plus en plus l'industrie de l'eau potable. Aux États-Unis, la cause la plus fréquente d'éclosion dans l'eau potable est la Legionella, qui prolifère dans les systèmes de plomberie des bâtiments (principalement dans les hôpitaux et les établissements de santé qui ne relèvent pas de la compétence des services d'eau) (Beer et coll., 2015).

Les chercheurs ont examiné l'incidence des taux de carbone organique sur la croissance et la survie des APOPB après le traitement de l'eau potable. Falkinham et coll. (2001) ont observé des dénombrements de mycobactéries plus élevés dans les échantillons du réseau de distribution que dans ceux prélevés directement en aval des installations de traitement, et l'augmentation était en corrélation avec les taux de COA et de CODB (r²= 0,65). Les bactéries M. avium et M. intracellulare n'ont pas été détectées dans des échantillons d'eau prélevés directement après le traitement; cependant, elles pourraient être récupérées dans le réseau de distribution et dans des échantillons de biofilm provenant de compteurs d'eau dans ces mêmes réseaux (Falkinham et coll., 2001).

Des études examinant les effets du carbone organique sur le dénombrement d'APOPB dans les réseaux de distribution d'eau potable en l'absence de désinfectant résiduel ont également été menées afin de fournir des données précises sur l'incidence des taux de nutriments sur la croissance de ces APOPB dans les biofilms. Norton et coll. (2004) ont noté que la bactérie M. avium pourrait être récupérée à partir de biofilms à des taux de nutriments de 50 μg/L COA dans des réseaux de distribution modèles où aucune désinfection n'a été appliquée. Van der Wielen et van der Kooij (2013) ont observé la présence sporadique de copies de gènes L. pneumophila dans des eaux potables non chlorées provenant d'usines de traitement des eaux de surface et des eaux souterraines présentant des taux de COA supérieurs à 10 μg/L, et ont observé leur absence dans des réseaux présentant des taux de COA inférieurs à 5 μg/L. Wullings et coll. (2011) ont observé que l'ADN de L. pneumophila était décelée plus fréquemment dans des échantillons de biofilm prélevés dans un réseau de distribution alimenté en eau potable présentant une forte concentration de MON (8 ppm de carbone) que dans des échantillons de biofilm provenant d'un réseau de distribution d'eau potable à faible concentration de MON.

Prises ensemble, ces études soulignent l'importance de l'enlèvement du carbone organique et du maintien d'un résidu de désinfectant efficace pour minimiser la formation d'un biofilm dans le réseau de distribution et la plomberie des bâtiments. Des documents d'orientation visant à aider les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable à élaborer des programmes de contrôle de l'eau potable traitée sont disponibles ailleurs (LeChevallier et Au, 2004). En général, les points à surveiller pour enrayer la prolifération des bactéries dans les réseaux de distribution sont le maintien d'un résidu de désinfectant, l'enlèvement de la MON et le contrôle de la corrosion.

Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable doivent savoir que lorsqu'ils utilisent le chlore libre et les chloramines comme désinfectants secondaires, ces agents présentent une efficacité différente au chapitre du pouvoir désinfectant, de la réactivité avec les matériaux organiques et inorganiques, de la pénétration du biofilm, du potentiel de formation de SPD et de la nitrification. Des conseils détaillés sont proposés dans d'autres publications pour aider les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable à choisir les désinfectants chimiques (LeChevallier et Au, 2004, AWWA 2011a, Santé Canada, 2013).

Un réseau de distribution bien entretenu est une composante essentielle de de la source au robinet visant à fournir de l'eau potable saine (Fisher et coll., 2000). L'optimisation du réseau de distribution est un processus complexe faisant intervenir de nombreux objectifs concomitants (p. ex., risques microbiens, SPD, corrosion, intégrité physique). Il faut surveiller régulièrement la qualité de l'eau du réseau de distribution, y compris les indicateurs de stabilité biologique (voir section B.5.3). Des programmes de fonctionnement et d'entretien doivent être en place (p. ex., contrôle du temps de séjour de l'eau, nettoyage des conduites, prévention de contamination croissée, maintien des infrastructures) et une hygiène rigoureuse doit être pratiquée pendant les réparations des conduites afin que l'eau potable soit acheminée jusqu'au consommateur sans importante perte de qualité (Kirmeyer et coll., 2001, 2014).

B.7 Objectifs de surveillance et de qualité de l'eau traitée

Les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable devraient recueillir de l'information sur la qualité de l'eau afin d'optimiser leurs procédés de traitement de l'eau, de respecter les exigences réglementaires relatives aux SPD, au plomb et au cuivre et de minimiser la formation de biofilms. Les conditions propres au site et les objectifs de traitement influent sur les besoins de surveillance, incluant, mais sans s'y limiter, le choix des paramètres ainsi que la méthode et la fréquence d'analyse. La fréquence de la surveillance est généralement basée sur la variabilité de la source et/ou la nature critique d'un procédé de traitement. Les sources d'eau hautement variables et les procédés critiques doivent faire l'objet d'un suivi plus fréquent.

Il faut effectuer une surveillance de l'eau brute pour caractériser la source et mieux comprendre les conditions qui modifient les concentrations ou les caractéristiques de la MON (p. ex., précipitations, fonte de la neige, proliférations d'algues, sécheresse, incendie) ainsi que les facteurs qui augmentent la réactivité de la MON pour former des SPD (p. ex., conditions de réaction, âge de l'eau, composés inorganiques tels que l'ammoniac, le bromure, l'iodure et le soufre). Une surveillance opérationnelle continue et l'optimisation du traitement permettront de s'assurer que les services d'eau enlèvent adéquatement la MON afin d'atteindre les objectifs concomitants de qualité de l'eau liés aux risques microbiens, aux SPD, à la stabilité biologique et la corrosion. Le tableau 1 (voir la section A.2.3) propose des paramètres et recommande des fréquences d'échantillonnage. Des conseils supplémentaires peuvent être obtenus ailleurs (Kornegay et coll., 2000; OMS, 2014).

Une fois les données recueillies, il faut les analyser pour évaluer ce qui suit :

• si la qualité de l'eau brute change, et comment (p. ex., couleur vrai, absorbance/transmittance UV, COD, SUVA);

• s'il existe une corrélation entre le COD dans l'eau brute et les autres substituts utilisés pour mesurer la concentration de MON (p. ex., couleur vrai, absorbance UV, transmittance UV);

• la façon dont la MON influe sur les procédés de traitement de l'eau (p. ex., utilisation de produits chimiques et dose/demande spécifique de produits chimiques) et si des seuils de surveillance doivent être établis;

• la façon dont le traitement influe sur la MON (p. ex., concentration de MON résiduelle, modification de SUVA, rendement en SPD spécifiques, couleur spécifique) et si des seuils de surveillance doivent être établis;

• les incidences du réseau de distribution (p. ex., concentrations de SPD, de plomb et de cuivre);

• la stabilité biologique (p. ex., variabilité du résidu de désinfectant, taux de formation de biofilms, variation des taux de corrosion);

• s'il existe une corrélation entre les substituts de MON dans l'eau traitée (p. ex., COD, couleur vrai, absorbance/transmittance UV, DCO) et la qualité de l'eau du réseau de distribution (p. ex., SPD, rendement en SPD spécifiques, plomb, cuivre, stabilité biologique).

Un processus d'amélioration continue devrait être mis en place pour s'assurer que le traitement de l'eau est optimisé de manière à atteindre les objectifs de qualité de l'eau et de maximiser la protection de la santé publique pour l'éventail complet des conditions de qualité de l'eau. Des objectifs de qualité de l'eau traitée sont proposés au tableau 2 (voir la section A.2.3) pour les paramètres de substitution les plus couramment utilisés afin de fournir une indication des concentrations de MON. Les objectifs de qualité de l'eau traitée seront propres à la source d'eau brute et au réseau pour les raisons indiquées ci-dessous.

• Certaines sources peuvent avoir un rendement en SPD spécifiques plus élevé (p. ex., μg SPD/mg COD) que d'autres sources, tel qu'indiqué à la section B.4.1.2. Cela peut s'expliquer par des différences dans les caractéristiques de la MON (p. ex., certaines fractions de MON produisent plus de SPD que d'autres) ou par la présence de composés inorganiques qui augmentent les taux de formation de SPD (p. ex., ammoniac, bromure, iodure et soufre). Les rendements en SPD propres à la source d'eau brute peuvent être déterminés tel qu'indiqué à la section B.5.2.3. Les sources donnant des rendements accrus en SPD spécifiques sont considérées comme étant plus « réactives ».

• Certains réseaux sont équipés de systèmes de distribution étendus. Comme il est indiqué dans la section B.4.1.2, un réseau de distribution ayant un temps de séjour de 7 jours et une température supérieure à 15 °C devra viser un niveau différent d'enlèvement de la MON pour respecter les seuils recommandés de SPD par rapport à un réseau ayant un temps de séjour de 3 jours et une température inférieure à 15 °C.

Dans le cas des sources plus réactives et des réseaux de distribution élaborés, on devrait soumettre l'eau traitée à des exigences plus strictes, en raison du potentiel accru de formation de SPD. Les sources peu réactives disposent de plus de flexibilité en ce qui concerne les seuils de contrôle maximaux pour la plupart des paramètres énumérés au tableau 2 (voir la section A.2.3), à l'exception des suivants :

• DCO - du fait que la DCO mesure la matière organique oxydable, une source hautement réactive présentant une concentration de 2 mg/L de COT et une source moins réactive présentant une concentration de 4 mg/L de COT peuvent avoir des concentrations de DCO comparables (Stoddart et Gagnon, 2014; Dabrowska, 2016).

• COD pour la stabilité biologique - on recommande un taux de COD inférieur à 1,8 mg/L pour minimiser le taux de formation de biofilms et la variabilité du désinfectant, quelle que soit la qualité de l'eau brute ou le désinfectant secondaire utilisé pour le contrôle résiduel (LeChevallier et coll., 2015a, 2015b).

B.8 Considérations internationales

La MON a une incidence déterminante sur les procédés de traitement de l'eau potable destinés à protéger la santé publique. Par conséquent, certaines administrations ont établi des exigences réglementaires ou des cibles volontaires pour réduire au minimum les répercussions sur la qualité de l'eau potable.

L'U.S. EPA (1998) impose une technique de traitement visant à enlever le carbone organique total dans le but de réduire la formation de SPD. Cette règle s'applique aux installations de traitement alimentées en eau de surface utilisant un traitement d'eau conventionnel ou d'adoucissement à la chaux lorsque la teneur en COT dans l'eau brute dépasse 2 mg/L. Les critères de rendement de cette technique de traitement sont basés sur le COT et l'alcalinité de l'eau brute. Les services d'eau qui s'approvisionnent en eau brute contenant de la MON insuffisamment enlevée par la coagulation sont autorisés à réaliser des jar tests afin de déterminer d'autres critères de performance et d'éviter le recours à de trop fortes doses d'alun qui ne donnent qu'une enlèvement supplémentaire marginale du COT. La règle exige la surveillance des SPD, des résidus de désinfectant, du COT et de l'alcalinité. Les installations qui utilisent d'autres critères de rendement doivent également surveiller l'enlèvement de la dureté liée au magnésium, le COD, l'UV₂₅₄ et le SUVA. Un plan de surveillance doit être élaboré et mis en œuvre, comprenant un échantillonnage mensuel du COT dans l'eau brute et dans l'eau traitée à la sortie du filtre, ainsi que la surveillance de la teneur totale en THM (c.-à-d. chloroforme, bromoforme, bromodichlorométhane et chlorodibromométhane) et en AHA5 représentatifs de l'ensemble du réseau de distribution. L'enlèvement du COT est exprimée sous forme de moyenne annuelle courante calculée trimestriellement à partir d'échantillons mensuels.

L'Organisation mondiale de la santé (OMS) suggère d'effectuer un enlèvement optimisée de la MON comme moyen de minimiser la croissance du biofilm dans le réseau de distribution (OMS, 2011). L'OMS suggère également d'utiliser le carbone organique comme paramètre opérationnel dans les plans de sécurité sanitaire de l'eau, pour surveiller les mesures de contrôle.

La réglementation de l'Union européenne sur l'eau potable inclut le COT comme paramètre général indicateur de la qualité de l'eau pour les réseaux fournissant un volume égal ou supérieur à 10 000 m³/jour (UE, 2014). La réglementation précise « aucun changement anormal » comme valeur paramétrique. Dans certains pays, l'oxydabilité (mesurée en tant que demande chimique en oxygène) peut être utilisée à la place du COT. Une valeur guide paramétrique de 5 mg/L O₂ est précisée (UE, 2014). La réglementation française énonce des limites indicatives pour les eaux traitées destinées à la consommation humaine incluant plusieurs paramètres chimiques et organoleptiques, dont le COT (c.-à-d. 2 mg/L et aucun changement anormal) et l'oxydabilité (c.-à-d. 5 mg/L O₂) (gouvernement de la France, 2007).

L'approche des Pays-Bas en ce qui a trait à l'eau potable comprend des mesures visant à contrôler ou à limiter l'activité microbienne dans les réseaux de distribution en l'absence d'un résidu de désinfectant (Smeets et coll., 2009). Cela nécessite la production d'eau potable biologiquement stable avec un COA cible inférieur à 10 μg/L (van der Kooij, 2000; Smeets et coll., 2009; Lautenschlager et coll., 2013). Des investissements doivent être engagés dans l'infrastructure de traitement et les réseaux de distribution avancés pour atteindre la cible relative au COA. Les sources d'eau souterraine utilisent généralement l'aération et la filtration avec CAG dans certains cas pour enlever les contaminants chimiques, suivi d'une désinfection aux UV pour réduire le nombre de colonies après le CAG. Aux endroits à hautes concentrations de méthane, il faut intensifier l'aération, tandis que dans les endroits à fortes concentrations d'ammoniac, il faut recourir à une « filtration rapide sur sable sec » (à savoir, le lit de sable n'est pas saturé) pour favoriser le transfert d'oxygène vers l'eau. Les systèmes de filtration des eaux de surface et sur berge conjuguent plusieurs procédés de traitement : sédimentation-coagulation, filtration rapide sur sable, CAG, filtration sur dunes, adoucissement, oxydation avancée ou ozonation, filtration sur membrane (UF et/ou OI) et filtration lente sur sable (Smeets, 2017).

En Australie, des lignes directrices ont été élaborées pour aider les responsables de systèmes d'approvisionnement en eau potable à comprendre et à maîtriser les effets de la MON, dans le cadre des directives australiennes sur l'eau potable (Cooperative Research Centre for Water Quality and Treatment, 2005).

Partie C. Références, acronymes et tableaux

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C.2 Acronymes

ADCA

acide dichloroacétique

AHA

acide haloacétique

AHA5

acide haloacétique 5

APOPB

agents pathogènes opportunistes dans la plomberie des bâtiments

ATCA

acide trichloroacétique

ATP

adénosine triphosphate

CAG

charbon actif granulaire

CAP

charbon actif en poudre

COA

carbone organique assimilable

COD

carbone organique dissous

CODB

carbone organique dissous biodégradable

COP

carbone organique en particules

COT

carbone organique total

DCO

demande chimique en oxygène

FAD

flottation à air dissous

FB

filtration sur berge

FLS

Filtration lente sur sable

GLUMRB

Great Lakes - Upper Mississippi River Board

H₂O₂

peroxyde d'hydrogène

LDM

limite de détection de la méthode

MF

microfiltration

MOB

matière organique biodégradable

MON

matière organique naturelle

NF

nanofiltration

OI

osmose inverse

OMS

Organisation mondiale de la santé

peCOD

demande photoélectrochimique en oxygène

REA

résine échangeuse d'anions

SPD-N

sous-produits de désinfection azotés

SRM

seuil de rétention des molécules

SUVA

absorbance spécifique UV

THM

trihalométhane

U.S.

EPA Environmental Protection Agency (États-Unis)

UC

unité de couleur

UCA

unité de couleur apparente

UCV

unité de couleur vrai

UE

Union européenne

UF

ultrafiltration

UTN

unité de turbidité néphélémétrique

UV

ultraviolet

UV₂₅₄

rayons ultraviolets à une longueur d'onde de 254 nanomètres

C.3 Tableaux