Page 8 : Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique – l'ammoniac
Partie II. Science et considérations techniques - suite
En général, les procédés de traitement de l'eau classique (coagulation, floculation et clarification) sont peu efficaces pour réduire les concentrations d'ammoniac dans l'eau potable. Un peu d'ammoniac peut être éliminé grâce à eux s'il est sorbé sur les particules colloïdales (Santé et Bien-être social Canada, 1993; Kurama et coll., 2002).
Les techniques et les protocoles utilisés pour éliminer l'ammoniac de l'eau potable comprennent le traitement biologique (régulation de la nitrification) et des processus physico-chimiques tels que la chloration au point critique, l'échange d'ions, la filtration sur membrane et stripage à l'air.
Le chlore libre et les chloramines sont deux désinfectants secondaires utilisés dans l'eau au sein des réseaux de distribution. Le type de méthode de désinfection employé par les services publics peut avoir une incidence sur la technique de traitement utilisée pour éliminer l'ammoniac dans l'eau potable. Certains services publics ont recours à la formation de chloramines comme moyen de retirer l'ammoniac présent naturellement dans la source d'approvisionnement en eau brute.
Le choix d'un procédé de traitement approprié pour une source d'approvisionnement en eau donnée dépend de nombreux facteurs, notamment les caractéristiques de l'eau brute, la source et la concentration d'ammoniac (ainsi que sa variabilité), les conditions d'application de la méthode de traitement en question et l'objectif de traitement fixé par les services publics.
Les procédés de traitement biologique sont fondés sur la capacité des microorganismes (bactéries non pathogènes) à catalyser l'oxydation ou la réduction biochimique des contaminants présents dans l'eau potable et à ainsi produire de l'eau biologiquement stable (Rittmann et Snoeyink, 1984). En Europe, de tels traitements sont utilisés depuis des années pour retirer l'ammoniac de l'eau potable (Goodall, 1979; Rittmann et Snoeyink, 1984; Rogalla et coll., 1990; Janda et Rudovský, 1994), et leur utilisation s'est répandue plus récemment en Amérique du Nord, leur caractère acceptable y ayant été reconnu (Andersson et coll., 2001; Lytle et coll., 2007; White et coll., 2009; McGovern et Nagy, 2010).
Plusieurs auteurs ont signalé le recours au traitement biologique à pleine échelle pour oxyder l'ammoniac dans la source d'eau, avec un taux d'oxydation supérieur à 90 % (Rittmann et Snoeyink, 1984; Rogalla et coll., 1990; Janda et Rudovský, 1994; Andersson et coll., 2001; Hossain et coll., 2007; Lytle et coll., 2007; White et coll., 2009). Le processus de nitrification est le mécanisme en jeu pour l'oxydation de l'ammoniac dans le traitement biologique. Comme la croissance des BOA et des BON (organismes nitrifiants) est lente, il faut laisser s'écouler une durée suffisante pour permettre la colonisation des filtres bioactifs avant qu'ils ne deviennent efficaces pour l'élimination de l'ammoniac. Pendant cette période, la pénétration d'ammoniac et la formation de nitrites peuvent avoir des effets néfastes sur la qualité de l'eau (Lytle et coll., 2007; McGovern et Nagy, 2010). D'après les résultats d'une étude pilote, Lytle et coll. (2007) ont indiqué qu'une colonisation propre à obtenir une nitrification complète de la part des nouveaux filtres demande moins de trois mois. Pour que cette colonisation ait lieu, on fait passer de l'eau brute aérée de manière ininterrompue à travers les filtres afin de favoriser la prolifération bactérienne. Pour obtenir une nitrification complète, la demande stœchiométrique en oxygène (O2) est de 4,33 mg O2/mg NH4+-N. Lorsque les concentrations d'ammoniac suscitent une demande en oxygène plus grande que cette valeur, le traitement biologique requiert une alimentation constante en oxygène (Lytle et coll., 2007; White et coll., 2009).
Le procédé peut accroître la concentration en nitrates et entraîner la libération de bactéries dans l'eau traitée. Celle-ci requiert habituellement un polissage (par exemple, la filtration sur charbon actif granulaire [CAG]) et un post-traitement, comme une désinfection, pour faire en sorte qu'aucun organisme indésirable ou produit de croissance bactérienne ne passe dans le réseau de distribution (Wilczak, 2006a).
Parmi les facteurs déterminants pour optimiser l'efficacité du traitement biologique figurent des concentrations élevées d'oxygène dissous, la présence de phosphore, une température optimale pour la biomasse choisie ainsi qu'une superficie vaste pour permettre l'accumulation de la biomasse nitrifiante à croissance lente, des taux de charge hydraulique appropriés et le maintien de longs temps de rétention des solides (rétention par la biomasse sur le filtre) (Rittmann et Snoeyink, 1984; Bablon et coll., 1988; Janda et Rudovský, 1994; Kors et coll., 1998; Andersson et coll., 2001; Kihn et coll., 2002; Hossain et coll., 2007; Lytle et coll., 2007).
Il existe différentes configurations pour les procédés de traitement biologique de l'eau. La plupart des systèmes fonctionnent à l'aide de biofilms fixes, comprenant un milieu supportant la croissance de la biomasse nécessaire à l'obtention d'une activité bactérienne (Rittmann et Snoeyink, 1984; Rogalla et coll., 1990; Muramoto et coll., 1995; Kors et coll., 1998; Andersson et coll., 2001; Lytle et coll., 2007). D'autres systèmes fonctionnent à l'aide d'un mode de croissance en suspension, selon lequel les bactéries sont maintenues en suspension par la force hydraulique dans un réacteur tel qu'un filtre sur lit fluidisé (Goodall, 1979; Gauntlett, 1981). Gauntlett (1981) a indiqué que les lits fluidisés procuraient un taux de réaction plus élevé par unité de volume, un temps de rétention plus court et une meilleure régulation des bactéries, et qu'ils ne produisaient pas de blocage ou de canalisation, comparativement aux configurations sur lit fixe. Une étude pilote sur lit fluidisé a permis de réduire de plus de 95 % une concentration de 3 mg NH3-N/L dans l'influent (Gauntlett, 1981).
Lytle et coll. (2007) ont indiqué qu'ils avaient réussi à éliminer plus de 95 % de l'ammoniac à l'aide du traitement biologique dans une usine à pleine échelle (traitant en moyenne 0,6 million de gallons par jour [MGJ] [soit 2 270 m3/jour]). L'usine était conçue pour éliminer le fer et les filtres avaient été utilisés depuis les années 1980. Trois filtres de sable à écoulement par gravité installés en parallèle, chacun fonctionnant à un taux de charge hydraulique de 2 gallons par minute [gpm] par pied carré (4,9 m/h) ont été capable de faire passer une concentration en ammoniac de 1,11 mg NH3-N/L dans un influent d'eau souterraine préalablement aérée à une valeur inférieure à la LD, soit 0,1 mg NH3-N /L, dans l'eau mélangée post-filtration. L'eau filtrée était chlorée; sa concentration en chlore résiduel libre était de 0,9 mg Cl2/L, et son pH était stable (Lytle et coll., 2007). Les auteurs ont signalé une hausse de la concentration d'azote sous forme de nitrates (NO3-N), qui est passée de moins de 0,04 mg/L à 1,11 mg/L dans l'eau filtrée. On n'a pas détecté de nitrites dans l'eau filtrée, ce qui confirme l'oxydation complète de l'ammoniac en nitrates par les filtres.
Il a été indiqué que le sable recouvert de dioxyde de manganèse constitue un support adéquat pour la fixation des bactéries nitrifiantes. Des études à l'échelle pilote et à l'échelle réelle ont montré que les filtres de sable recouvert de dioxyde de manganèse oxydaient l'ammoniac dans une proportion de 95 à 98 % (Janda et Rudovský, 1994; Stembal et coll., 2005). Deux usines de traitement de l'eau, chacune employant un seul filtre de sable recouvert de dioxyde de manganèse, ont permis de réduire des concentrations d'ammoniac de 3,82 et 1,76 mg/L dans un influent d'eau souterraine préalablement aérée jusqu'à des valeurs respectivement de 0,21 et de 0,08 mg/L dans l'eau traitée, avec un rapport air:eau de 50. Chaque filtre fonctionnait à un taux de charge hydraulique allant jusqu'à 5 m/h. Les auteurs ont observé une pénétration d'ammoniac et de nitrites dans l'eau traitée (concentrations non précisées) lorsque le taux de charge hydraulique dépassait 5 m/h. Les auteurs ont supposé que l'élimination de l'ammoniac se faisait par nitrification et sorption sur le dioxyde de manganèse hydraté (Janda et Rudovský, 1994). Une autre étude à l'échelle réelle portant sur des filtres de sable recouvert de dioxyde de manganèse a montré qu'un procédé de nitrification en deux étapes, chaque étape consistant en une combinaison d'aération et de filtration, permettait de faire passer une concentration moyenne d'ammoniac dans l'influent de 4,38 mg/L à 0,13 mg/L dans l'eau traitée (Janda et Rudovský, 1994). Muramoto et coll. (1995) ont signalé l'oxydation complète de l'ammoniac présent en concentration moyenne de 0,48 mg/L dans un influent grâce à un filtre de charbon actif biologique (CAB) à pleine échelle, avec un temps de contact en fût vide (TCFV) de 15 minutes.
Andersson et coll. (2001) ainsi que Kihn et coll. (2002) ont étudié l'effet de la température sur la régulation de la nitrification. Les études portaient sur une superstructure ouverte (c'est-à-dire chimiquement activée) et sur une superstructure fermée (c'est-à-dire physiquement activée) de filtres de CAG. Les filtres étaient en utilisation depuis 1990 dans le cas de la superstructure de CAG ouverte, et depuis 1984 dans le cas de la superstructure de CAG fermée. Chaque filtre fonctionnait à un taux de charge hydraulique de l'ordre de 3,9 à 5,0 m/h, avec un TCFV entre 20 et 30 minutes. Les deux filtres étaient alimentés en eau préalablement filtrée et ozonée renfermant, les concentrations d'ammoniac dans l'influent se situant entre 0,02 et 0,12 mg NH4+-N/L. L'étude a indiqué des taux d'élimination de l'ammoniac respectivement de 98 % et de 90 % pour la superstructure ouverte et la superstructure fermée, à des températures de 16 ºC et plus. À des températures inférieures à 4 ºC, les deux filtres ont oxydé jusqu'à 30 % de l'ammoniac (Andersson et coll., 2001). La diminution du taux d'oxydation est fort probablement attribuable au fait que l'activité bactérienne est réduite à basse température (Bablon et coll., 1988; Groeneweg et coll., 1994; Andersson et coll., 2001; Kihn et coll., 2002; Hossain et coll., 2007).
Dans une étude à pleine échelle, on a comparé un filtre simple (de sable) de taille moyenne avec un filtre double (de sable et de CAG) du point de vue de l'efficacité à éliminer l'ammoniac présent en concentration inférieure à 0,2 mg NH4+/L (soit 0,15 mg NH3-N/L) dans un influent à basse température. Le filtre double n'a pas laissé passer d'ammoniac à 2 ºC, tandis que le filtre simple a laissé passer environ 20 % de l'ammoniac présent dans l'influent. Cependant, le filtre double ne présentait aucun avantage par rapport au filtre simple à des températures supérieures à 7 ºC (Bablon et coll., 1988).
Comme les nitrites sont des produits intermédiaires de l'oxydation de l'ammoniac en nitrates par les filtres biologiques, les services publics devraient veiller à ce que leurs systèmes soient optimisés de telle sorte que le processus biologique soit complet et qu'il n'y ait pas de nitrites dans l'eau traitée.
La chloration au point critique peut éliminer l'ammoniac grâce à la formation de chlore libre résiduel. La chloration au point critique est un procédé dans lequel la demande en chlore est satisfaite, les composés de chlore combiné sont détruits, l'ammoniac est oxydé pour donner de l'azote gazeux et un résidu de chlore libre est obtenu sans qu'il soit nécessaire d'ajouter du chlore. Le procédé requiert une surveillance fréquente des concentrations d'ammoniac et des différentes formes de chlore présentes (chlore combiné, chlore total et chlore libre résiduel) pour assurer une chloration au point critique en tout temps. Il est nécessaire de générer une courbe des points critiques pour chaque installation et de surveiller les fluctuations des niveaux d'ammoniac afin de toujours assurer une chloration au point critique.
Dans certaines, installations, on emploie la chloration au point critique pour éliminer l'excès d'ammoniac dans la source d'eau et pour mettre un terme aux épisodes de nitrification dans le réseau de distribution. Dans les réseaux de distribution, la chloration au point critique peut constituer une méthode efficace pour juguler l'activité des bactéries oxydant l'ammoniac à court terme, mais il se peut qu'elle ne permette pas de prévenir l'installation d'un biofilm nitrifiant lors du retour à la chloramination (Kirmeyer et coll., 1995; Odell et coll., 1996; Zhang et DiGiano, 2002; Pintar et Slawson, 2003).
La chloration au point critique exige l'utilisation de doses de chlore environ 8 à 10 fois plus élevées (en poids) que la concentration d'ammoniac pour obtenir du chlore libre résiduel. Le procédé comporte une série de réactions commençant par la formation de monochloramines. La vitesse de la formation des monochloramines dépend du pH, de la température et du ratio du chlore à l'azote sous forme d'ammoniac (Cl2:NH3-N) en poids, qui doit idéalement se situer entre 3:1 et 5:1. Lorsque les monochloramines sont formées et que le ratio Cl2:NH3-N est plus grand que 5:1, la chloration au point critique se produit suivant deux principaux types de réactions : 1) la dismutation (réactions à catalyse acide) des monochloramines, qui donne des dichloramines; 2) la décomposition des dichloramines. Les deux types de réactions nécessitent la présence de chlore libre en excès (Kirmeyer et coll., 2004). Les dichloramines subissent une série de réactions de décomposition et d'oxydation qui génèrent des produits azotés, dont de l'azote, des nitrates, de l'oxyde de diazote gazeux et du monoxyde d'azote (AWWA, 2006). Les trichloramines, ou trichlorures d'azote, sont des intermédiaires formés pendant la décomposition complète des chloramines. Leur formation dépend du pH et du ratio Cl2:NH3-N en poids, et elles peuvent apparaître lorsque le point critique est dépassé (Kirmeyer et coll., 2004; Hill et Arweiler, 2006; Randtke, 2010). À un ratio Cl2:NH3-N de 7,6:1, l'ammoniac libre est oxydé en azote, et le chlore est réduit en chlorures. Lorsque le ratio Cl2:NH3-N en poids dépasse 7,6:1, le chlore libre est la forme prédominante de chlore résiduel.
La vitesse de réaction de la chloration au point critique dépend de la vitesse de formation et de décomposition des chloramines, réactions qui dépendent largement du pH. Idéalement, la réaction doit se dérouler à pH de 7,0 à 8,0 (Kirmeyer et coll., 2004). La valeur théorique du ratio Cl2:NH3-N en poids pour la chloration au point critique est de 7,6:1; la valeur réelle de ce ratio varie entre 8:1 et 10:1, selon le pH, la température et la présence d'agents réducteurs. La présence de fer, de manganèse, de sulfures et de composés organiques consommant le chlore interférera avec le chlore libre ajouté, limitant temporairement le chlore disponible pour réagir avec l'ammoniac (Kirmeyer et coll., 2004; AWWA, 2006; Muylwyk, 2009). Un temps de contact d'au moins 30 minutes est nécessaire pour que la réaction soit complète (Kirmeyer et coll., 2004; Hill et Arweiler, 2006). Le ratio au point critique doit être déterminé de manière expérimentale pour chaque approvisionnement en eau (Hill et Arweiler, 2006).
Les composés chlorés certifiés par la norme 60 de NSF International (NSF)/American National Standards Institute (ANSI) doivent respecter la limite d'utilisation maximale (LUM) indiquée dans la norme. Cela garantit que tout contaminant trace qui pourrait s'y trouver ne dépasse par la limite fixée à son égard pour la protection de la santé, même si on emploie la dose maximale prescrite pour l'additif. L'autorité responsable peut permettre le dépassement de la LUM à une installation à des fins de chloration au point critique et de désinfection. Comme le dépassement de la LUM pourrait invalider la certification, on recommande de consulter l'organisme ayant certifié le composé chloré. Ainsi, on pourra vérifier quel contaminant trace pourrait être présent et déterminer quelle mesure additionnelle de surveillance des contaminants apparentés aux hypochlorites pourrait devenir nécessaire si la LUM est dépassée. La chloration au point critique exige des concentrations relativement élevées de chlore, et cela peut occasionner des problèmes tels que la formation de sous-produits de désinfection (ou l'augmentation de leur concentration en présence de matières organiques. Cependant, les mesures visant à limiter la formation de sous-produits de désinfection ne doivent pas compromettre l'efficacité de la désinfection. On peut envisager de recourir à un traitement avancé, comme l'adsorption sur CAG, après la chloration au point critique afin de retirer les composés donnant un goût ou une odeur à l'eau ainsi les sous-produits de la chloration (Janda et Rudovský, 1994; Wilczak, 2006a).
La chloration au point critique, par rapport à la régulation de la nitrification dans le réseau de distribution, n'est pas considérée comme une stratégie efficace à long terme. Les services publics doivent songer à des stratégies de régulation plus permanentes, comme des modifications au fonctionnement ou des améliorations techniques (Kirmeyer et coll., 1995; Hill et Arweiler, 2006).
L'échange d'ions est un procédé physico-chimique qui consiste à échanger les ions (cations ou anions) dans l'eau à traiter avec des ions sorbés sur la phase solide de résines naturelles ou synthétiques. L'échange de cations permet d'éliminer l'ammoniac présent dans l'eau potable.
Dans le cadre de certaines études, on a étudié l'utilisation de zéolites naturelles, comme la clinoptilolite, la bentonite, la sépiolite et la mordénite (Hodi et coll., 1995; Demir et coll., 2002; Park et coll., 2002; Weatherley et Miladinovic, 2004; Wang et coll., 2007), ainsi que de résines synthétiques (Lin et Wu, 1996; Abd El-Hady et coll., 2001) pour retirer les ions ammonium de l'eau. L'efficacité avec laquelle l'ammonium est éliminé varie selon des facteurs tels que le pH, le prétraitement des zéolites naturelles, la taille des particules du milieu, la concentration d'ammonium dans l'influent et la présence de cations concurrents comme le calcium, le magnésium et le potassium. L'échange d'ions ne donne pas toujours le même pourcentage d'élimination des contaminants (par exemple, l'ion ammonium) dans le temps, parce que les contaminants échapperont à l'échange lorsque la résine aura atteint sa capacité. Lorsque la résine atteint sa capacité, les concentrations de contaminants dans l'eau traitée augmentent, et la résine doit être régénérée. La technique de l'échange d'ions peut ne pas convenir pour les usines de traitement dont la capacité est supérieure à 80 000 m3/jour en raison de l'espace important requis pour les colonnes d'échange d'ions (Kurama et coll., 2002).
La clinoptilolite est la zéolite naturelle la plus abondante, et il a été démontré qu'elle est très sélective pour les ions ammonium. Même si elle a été appliquée principalement dans le traitement des eaux usées, cette technique a récemment été étudiée du point de vue de son utilisation à des fins de réduction des concentrations d'ammonium dans l'eau potable. Des études ont révélé que le prétraitement de la clinoptilolite accroissait la capacité d'échange d'ion de cette zéolite ainsi que l'efficacité avec laquelle elle éliminait l'ammonium présent dans les solutions aqueuses (Haralambous et coll., 1992; Turan et Celik, 2003; Vassileva et Voikova, 2009; Siljeg et coll., 2010).
Des expériences en laboratoire et à l'échelle pilote sur l'échange de cations ont montré une réduction des concentrations d'ammoniac dans l'eau potable. Cette technique semble efficace lorsque des zéolites naturelles sont employées comme support pour l'échange de cations et lorsque la dureté de l'eau est faible (Haralambous et coll., 1992; Weatherley et Miladinovic, 2004).
Dans une étude pilote (Gaspard et coll., 1983), on a évalué la capacité de la clinoptilolite à éliminer les ions ammonium présents dans l'eau du robinet. On a pu réduire une concentration moyenne dans l'influent de 2,25 mg NH4+/L (1,75 mg NH4+-N/L) à une valeur prédéfinie de point de fuite de 0,5 mg NH4+/L (0,39 mg NH4+-N/L), ce qui porte la capacité d'échange d'ions à 0,108 milliéquivalents d'ions ammonium par gramme de clinoptilolite (1,47 mg NH4+-N/g) et 750 fois le volume du lit (VL).
Dans une étude en laboratoire sur colonne de clinoptilolite (Na+-clinoptilolite), on a obtenu une capacité d'échange de 0,47 mg NH4+/g clinoptilolite (0,37 mg NH4+-N/g) et 600 fois le VL à pH 8,26. Une concentration moyenne de 0,86 mg NH4+/L (0,67 mg NH4+-N/L) dans un influent d'eau souterraine a été ramenée à 0,15 mg NH4+/L (0,12 mg NH4+-N/L) (Hodi et coll., 1995).
Dans une autre étude en laboratoire, Weatherley et Miladinovic (2004) ont évalué l'efficacité de la Na+-clinoptilolite et de la Na+-mordénite pour l'élimination de l'ammonium dans une solution aqueuse. Le débit d'alimentation dans les expériences allait de 1,0 mg/L NH4+/L (0,78 mg NH4+-N/L) à 200,0 mg NH4+/L (155,6 mg NH4+-N/L), le pH étant maintenu sous 7,5. Les données à l'équilibre ont indiqué que le Na+-clinoptilolite avait permis de réduire de 98,8 % une concentration de 10 mg NH4+/L (7,8 mg NH4+-N/L) dans l'influent, en l'absence d'autres ions en solution. Cependant, en présence de calcium, de magnésium et de potassium, chacun en concentration de 40 mg/L, la résine a permis d'éliminer respectivement 93,7 %, 94,7 % et 95,9 % de l'ammoniac. De manière similaire, les données à l'équilibre pour la Na+-mordénite ont indiqué une réduction de 92,3 % d'une concentration dans l'influent de 10 mg NH4+/L (0,78 mg NH4+-N/L) en l'absence d'autres ions en solution. Toutefois, en présence de calcium, de magnésium et de potassium, chacun en concentration de 40 mg/L, la résine a permis d'éliminer respectivement 91,8 %, 92,2 % et 86,3 % de l'ammoniac. La présence de calcium, de magnésium et de potassium a donc fait diminuer l'efficacité des deux zéolites quant à l'élimination de l'ammonium (Weatherley et Miladinovic, 2004).
On a effectué des essais sur colonne en laboratoire (Turan et Celik, 2003) pour étudier l'effet de la concentration d'ammoniac (forme non précisée) sur la capacité d'échange d'ions de la clinoptilolite ainsi que de l'efficacité de la régénération de la clinoptilolite sur le rendement de la colonne. Les résultats ont montré que l'augmentation des concentrations d'ammoniac dans l'influent donnait lieu à une moindre diminution de l'ammoniac. Des concentrations initiales de 10, 15 et 20 mg/L ont pu être réduites respectivement de 96 %, de 94 % et de 87 % en 12 heures. L'étude a révélé que la clinoptilolite naturelle avait réduit de 65,0 % une concentration initiale d'ammoniac de 10 mg/L en 23 heures, tandis que la clinoptilolite régénérée 2 fois avait permis de réduire cette concentration de 98,0 % dans les mêmes conditions de fonctionnement.
Abd El-Hady et coll. (2001) ont évalué la capacité d'une résine cationique synthétique d'acide fort à éliminer les ions ammonium dans le cadre d'expérience en laboratoire. Trois concentrations initiales d'ammonium, soit 10 mg NH4+/L (7,8 mg NH4+-N/L ), 5 mg NH4+/L (3,9 mg NH4+-N/L) et 2 mg NH4+/L (1,6 mg NH4+-N/L) ont pu être réduites sous une concentration prédéfinie de point de fuite de 0,5 mg/L. Des capacités d'adsorption de 0,156 mol/L (2,2 mg NH4+-N/ml résine), de 0,085 mol/L (1,2 mg NH4+-N/ml résine) et de 0,0317 mol/L (0,4 mg NH4+-N/ml résine) à 295, 340 et 380 VL ont été obtenues à ces 3 concentrations initiales, respectivement.
Les principaux paramètres à considérer lorsqu'on a recours au traitement par échange d'ions sont la possible concentration des ions par la colonne, l'élimination du régénérant de la résine (Clifford, 1999) et la possible corrosivité de l'eau traitée (Schock et Lytle, 2011). La régénération produit une saumure à concentration élevée en ammonium, et ce résidu doit être éliminé de manière adéquate, ce qui accroît le coût du processus. L'échange d'ions peut causer un déséquilibre des minéraux dans l'eau, lequel est susceptible d'accroître la corrosivité de l'eau traitée (Schock et Lytle, 2011). Dans certains cas, il est nécessaire d'appliquer des mesures de réduction de la corrosion après le traitement pour que des problèmes de corrosion ne surviennent pas après le traitement.
Les données scientifiques dont on dispose sur l'élimination de l'ammoniac présent dans l'approvisionnement en eau à l'aide de techniques de filtration sur membrane sont limitées. Ces techniques consistent à forcer l'eau à traverser une membrane sous pression, les espèces ioniques comme l'ammonium étant alors retenues dans le flux résiduaire. Les systèmes de traitement par osmose inverse (OI) exigent habituellement une filtration préalable pour éliminer les particules de l'eau, s'accompagnant souvent d'autres étapes de prétraitement, comme l'ajout d'agents prévenant l'encrassement, la préchloration et la déchloration, ainsi que l'adoucissement de l'eau. Les étapes post-traitement comprennent en général l'ajustement du pH, l'ajout d'agent inhibant la corrosion ainsi que la désinfection (Cevaal et coll., 1995).
L'OI et, dans une moindre mesure, la nanofiltration (NF) peuvent être des techniques efficaces pour réduire les concentrations d'ammoniac dans l'eau potable (Koyuncu et coll., 2001; Koyuncu, 2002; Kurama et coll. 2002; Quail, 2008).
Koyuncu (2002) a mené une étude pilote destinée à évaluer l'efficacité de membranes de NF et d'osmose inverse sous faible pression (OIFP) pour éliminer l'ammoniac en fonction de différents paramètres de fonctionnement. Un module à enroulement en spirale a été utilisé avec des concentrations d'ammoniac dans l'influent de 10 à 15 mg/L. La membrane d'OIFP s'est montrée plus efficace que la membrane de NF dans les conditions d'essai. Le rejet de l'ammoniac augmentait avec l'accroissement de la pression pour les deux membranes. La membrane d'OIFP était capable de rejeter entre 90 % et 95 % des concentrations d'ammoniac sous une pression d'entre 3 et 6 bar (soit 43,5 à 87,0 livres par pouce carré, ou psi) et à une température d'entre 15 et 25 ºC. La membrane de NF a rejeté jusqu'à 90 % de l'ammoniac dans les mêmes conditions d'essai. À des températures supérieures à 25 ºC, le taux de rejet par la membrane d'OIFP a diminué, tandis que le taux de rejet par la membrane de NF a été peu touché (Koyuncu, 2002). Les deux membranes portaient une charge négative à pH neutre ou élevé, et une faible charge positive à pH faible. L'étude a révélé que le rejet d'ammoniac était optimal à pH neutre avec les deux membranes.
Dans une étude pilote effectuée auparavant, Koyuncu et coll. (2001) avaient évalué l'efficacité de membranes d'osmose inverse pour eau saumâtre (OIESau) et de membranes d'osmose inverse pour eau saline (OIESal) à éliminer le sulfate de ferroammonium (Fe.(NH4OH).(SO4)2.H2O) et l'hydroxyde d'ammonium (NH4OH) de solutions aqueuses. Avec les deux membranes, on a observé un taux de rejet plus important dans le cas du complexe d'ammonium que dans le cas de l'hydroxyde d'ammonium. La membrane d'OIESal a permis de rejeter 99 % et 90 % du complexe d'ammonium lorsque les concentrations dans l'influent étaient respectivement de 8,5 mg/L et de 100 mg/L. La membrane d'OIESau a atteint un taux de rejet respectivement de 96 % et de 83 % du complexe d'ammonium, à des concentrations dans l'influent de 10 mg/L et de 30 mg/L. La membrane d'OIESal a réussi à rejeter 30 à 40 % de l'hydroxyde d'ammonium présent à des concentrations de 2 à 90 mg/L dans l'influent. La membrane a été capable de rejeter 10 à 20 % de l'hydroxyde d'ammonium présent à des concentrations de 1 à 186 mg/L dans l'influent. L'étude indiquait également des taux de rejet de 95 % et de 60 % de l'ammoniac présent dans des eaux de surface par les membranes d'OIESau et d'OIESal, respectivement. Les concentrations dans l'influent se situaient entre 3 et 4 mg/L à pH neutre. On n'a pas observé d'encrassement ou de diminution du débit pendant les essais, d'une durée de 5 heures (Koyuncu et al., 2001).
Les essais en laboratoire sur les membranes d'OI ont montré que deux membranes (Desal-3LP et Desal-3b SE, Osmonics) étaient capables d'éliminer efficacement le NH4+. Un taux de rejet moyen de 95 % a été obtenu pour une concentration de départ de 6,5 mg NH4+/L (soit 5,05 mg NH4+-N/L). L'étude a révélé que les membranes de NF soumises aux essais produisaient un taux de rejet de 26 % (Kurama et coll. 2002).
Les points à considérer pour le traitement par OI comprennent l'élimination de l'eau de rejet ainsi que la possible augmentation de la corrosivité de l'eau traitée (Schock et Lytle, 2011). L'osmose inverse rejette une portion considérable de l'eau d'arrivée sous forme de saumure riche en contaminants (Taylor et Wiesner, 1999), et les rejets concentrés doivent être éliminés de manière adéquate. Le retrait des contaminants peut causer un déséquilibre des minéraux, lequel peut entraîner une augmentation de la corrosivité de l'eau traitée (Schock et Lytle, 2011). Dans certains cas, il faut recourir à des mesures de réduction de la corrosivité après le traitement.
Nagy et Granlund (2008), Quail (2008) ainsi que McGovern et Nagy (2010) ont proposé un processus combinant un système d'OI (75 % de l'eau traitée) et un traitement biologique (25 % de l'eau traitée) pour éliminer simultanément les contaminants inorganiques présents dans une eau souterraine et pour résoudre les problèmes de corrosion du cuivre. La capacité nominale maximale de l'usine de traitement de l'eau était de 6,5 MGJ (24 605 m3/jour). Une membrane composite d'OI constituée d'une pellicule mince de polyamide enroulée en spirale a permis de ramener une concentration d'ammoniac de 2,0 mg NH4+-N/L à 0,08 mg NH4+-N/L, ce qui représente une réduction de plus de 96 %, avec un taux de récupération de 82 % pour le système et une pression d'alimentation de 30 psi. Les mesures de prétraitement comprenaient un ajustement du pH et l'ajout d'un agent prévenant l'encrassement. À une concentration en oxygène dissous maintenue à 3 mg/L, les biofiltres à ammoniac ont été ensemencés avec de l'eau de rinçage de l'usine de traitement des eaux en place. Le processus de nitrification, établi en deux mois, a permis de faire passer la concentration moyenne d'ammoniac dans l'influent de 2,0 mg NH4+-N/L à une concentration moyenne dans l'eau traitée de moins de 0,16 mg NH4+-N/L, ce qui constitue une réduction supérieure à 92 % (McGovern et Nagy, 2010). Les filtres fonctionnaient à un taux de charge hydraulique de 4 gpm/pi2 (9,8 m/h), et l'épaisseur du milieu de croissance était de 1,5 m. La concentration en ammoniac de l'eau mélangée était inférieure à 0,16 mg NH4+-N/L.
Même si le stripage à l'air constitue une technique courante pour éliminer l'ammoniac dans les eaux usées, on peut s'attendre à ce que l'efficacité de ce procédé pour le traitement de l'eau potable soit faible vu la faible constante de la loi d'Henry (0,0006 à 20 ºC) couplée aux faibles concentrations d'ammoniac présentes dans l'eau à la source (Crittenden et coll., 2005).
La séparation de l'ammoniac non ionisé de l'eau peut être effectuée par stripage à l'air sur une tour à garnissage grâce à l'élévation du pH de l'eau à une valeur supérieure à 10 et à l'accroissement de la température. Comme l'ammoniac est soluble dans l'eau, le ratio de l'air à l'eau doit être élevé; le pH doit être ajusté après l'aération pour la suite du processus (U.S. EPA, 2000).
Plusieurs nouvelles technologies de traitement de l'eau permettant d'éliminer l'ammoniac font leur apparition, mais elles en sont encore surtout au stade expérimental, ou leur efficacité à l'échelle pilote ou à l'échelle réelle n'est pas corroborée par des données revues par les pairs. Parmi ces technologies naissantes figurent les suivantes :
- Lits bactériens : Dans une étude à l'échelle pilote, on a évalué l'efficacité des lits bactériens en matière d'élimination simultanée de l'ammoniac, du fer et du manganèse présent dans l'eau potable. Des concentrations d'ammoniac dans l'influent se situant entre 0,5 et 3,0 mg/L ont été réduites dans une proportion allant jusqu'à 82 % dans l'eau traitée dans différentes conditions de fonctionnement (Tekerlekopoulou et Vayenas, 2007, 2008).
- Élimination par voie électrochimique : Un procédé à l'échelle pilote de désionisation capacitive à barrière de charge est réputé être efficace pour retirer les matières dissoutes totales, les nitrates et l'ammoniac de l'eau. Le procédé repose sur l'adsorption des ions à la surface de deux électrodes de charges opposées. Le procédé a permis d'éliminer jusqu'à 88,1 % de l'ammoniac présent en concentration initiale de 1 000 mg/L (Broseus et coll., 2009).
- Bioréacteurs à membranes immergés : Bien que les bioréacteurs à membranes aient été utilisés surtout dans le traitement des eaux usées, on en a récemment envisagé l'application comme nouvelle technique de traitement de l'eau potable. Des études ont été effectuées en laboratoire sur l'efficacité de modules à membranes de fibres creuses directement immergés dans les réacteurs à boues activées pour l'élimination de l'ammoniac. On a obtenu des taux d'élimination de 89 à 98 % à l'aide des bioréacteurs à membranes immergés, cela par l'intermédiaire de la nitrification biologique. Les concentrations de NH3-N indiquées dans l'eau traitée étaient de l'ordre de 2,00 à 4,24 mg/L (Li et Chu, 2003; Tian et coll., 2009).
L'une des principales préoccupations suscitées par la présence d'ammoniac dans l'eau potable est la formation possible de nitrates et de nitrites, composés qui posent des risques pour la santé et qui font l'objet de recommandations pour la qualité de l'eau potable. Les nitrites et les nitrates sont des produits de la nitrification, un processus en deux étapes par lequel l'ammoniac est oxydé soit dans les eaux naturelles, soit dans l'eau désinfectée par chloramination. La nitrification dans les réseaux de distribution chloraminés est bien documentée (Skadsen, 1993; Odell et coll., 1996; Wilczak et coll. 1996). Selon Kirmeyer et coll. (1995) ainsi que Wilczak et coll. (1996), une nitrification est susceptible de se produire dans 63 % des réseaux publics où on emploie des chloramines comme désinfectant secondaire. Une enquête auprès de 56 services publics utilisant des monochloramines a révélé que 48 % d'entre eux indiquaient avoir connu des épisodes de nitrification (Kirmeyer et coll., 2004).
Une nitrification peut se produire, quel que soit le matériau de fabrication des conduits : plastique, poly(chlorure de vinyle), amiante-ciment, fonte ductile et fonte. Il y a des cas plus propices à la nitrification, par exemple les tuyaux en fonte non doublés ou les vieux tuyaux en fer revêtus de mortier (Cohen et coll., 2001). L'accumulation de sédiments et la présence d'un biofilm peuvent protéger les bactéries oxydant l'ammoniac contre les chloramines résiduelles. On a détecté des concentrations plus élevées de ces bactéries dans les échantillons de sédiments provenant des réservoirs et des conduits que dans les échantillons de biofilm provenant des conduits (Wolfe et coll., 1990).
La nitrification dans les réseaux de distribution peut avoir des effets néfastes sur la qualité de l'eau. Elle peut notamment entraîner une augmentation des concentrations de nitrites et de nitrates, une baisse des chloramines résiduelles, ainsi qu'une revivification bactérienne (montrée par la numération sur plaque des bactéries hétérotrophes, avec détection possible d'Escherichia coli), de même qu'une réduction du pH et de la teneur en oxygène dissous (Kirmeyer et coll., 1995, 2004; Odell et coll., 1996; Wilczak et coll., 1996; Bremer et coll., 2001; U.S. EPA, 2002; Lytle et coll., 2007; Muylwyk, 2009; Zhang et coll., 2009). Certaines études ont aussi révélé un lien entre les problèmes de corrosion et la nitrification (Edwards et Dudi, 2004; Douglas et coll., 2004; Zhang et coll., 2008, 2010).
La possible hausse des nitrites dans le réseau de distribution est considérable, puisqu'elle peut dépasser 1 mg/L NO2-N. Cependant, lorsque les concentrations de nitrites augmentent à cause de la nitrification, la principale préoccupation pour les services publics est le fait que les nitrites consomment le chlore et décomposent les chloramines, ce qui cause une augmentation du nombre de microbes, et augmente la possibilité de présence de bactéries coliformes dans le réseau de distribution (Baribeau, 2006; Smith, 2006). Harrington et coll. (2002) ainsi que l'U.S. EPA (U.S. EPA, 2002) ont noté qu'une augmentation des concentrations de nitrites jusqu'à 1 mg NO2-N/L à cause de la nitrification pourrait en théorie se produire dans n'importe quel réseau où la concentration en ammoniac total qui pénètre dans le réseau de distribution est supérieure à 1 mg-N/L.
Les facteurs qui contribuent à la nitrification dans le réseau de distribution comprennent une eau chaude, le pH, un faible ratio Cl2:NH3-N ainsi que l'augmentation simultanée des concentrations d'ammoniac libre et de chloramines résiduelles. Divers paramètres du réseau de distribution tels que le temps de rétention, la conception et le fonctionnement du réservoir, la présence de conduites en cul-de-sac, la présence de sédiments et la tuberculisation dans les conduits, la présence de biofilms ainsi que l'absence de lumière naturelle ont une incidence sur la nitrification (Skadsen, 1993; Kirmeyer et coll., 1995, 2004; U.S. EPA, 1999; Lytle et coll., 2007; Fleming et coll., 2008; Baribeau, 2010).
Les températures optimales pour les nitrifiants se situent entre 20 °C et 30 °C (Baribeau, 2006); toutefois, on peut observer une prolifération bactérienne et une nitrification à des températures d'à peine 5 °C et même moins, dans les réseaux où le temps de rétention est long (Pintar et coll., 2000). Kors et coll. (1998) ont signalé un cas nitrification dans une eau extrêmement froide (sous 4 °C). L'accroissement de la température fait augmenter la vitesse de décomposition des chloramines, ce qui favorise la nitrification en raison de la libération accrue d'ammoniac libre (Baribeau, 2006).
Le pH optimal pour la croissance des nitrifiants se situe entre 7,5 et 8,0, mais on peut assister à une nitrification à des pH entre pH 6,6 et 9,8 (Kirmeyer et coll., 1995; Odell et coll., 1996; Wilczak et coll., 1996; Baribeau, 2006; Wilczak, 2006b). Le pH peut diminuer au fil de la nitrification dans les eaux faiblement alcalines. Si le pH baisse sous 8.0, la décomposition des chloramines peut s'accélérer. Les données relatives au pH doivent être soigneusement analysées, car ce dernier peut varier dans l'ensemble du réseau en fonction de facteurs autres que la nitrification, par exemple la corrosion. La concentration théorique en oxygène (O2) requise pour l'oxydation biologique de 1 g de NH4+-N en NO2--N est de 3,22 g O2, et 1,11 g O2 permet d'oxyder 1 g de NO2--N en NO3- -N. Ainsi, il faut théoriquement au total 4,33 g d'O2 pour oxyder 1 g de NH4+-N en NO3- -N (Baribeau, 2006).
Le ratio Cl2:NH3-N initial en poids employé pour former des monochloramines (soit la forme privilégiée de chloramines) a une incidence sur la concentration d'ammoniac libre disponible dans le réseau de distribution (Fleming et coll., 2005, 2008). L'ammoniac libre peut entrer dans le réseau de distribution en provenance de l'usine de traitement suite à une surdose d'ammoniac ou à une réaction incomplète avec le chlore libre. Il est essentiel de mesurer les niveaux de chlore libre immédiatement en amont du point d'ajout de l'ammoniac afin de pouvoir ajouter une dose appropriée d'ammoniac à l'usine de traitement. Il est extrêmement important de contrôler le niveau d'ammoniac libre entrant dans le réseau de distribution (Cohen et Friedman, 2006; Wilczak, 2006b). Le ratio Cl2:NH3-N en poids doit en général être maintenu entre 4,5:1 et 5:1 dans l'eau à sa sortie de l'usine pour favoriser la formation de monochloramines et réduire la concentration d'ammoniac libre pénétrant dans le réseau de distribution (Harrington, 2003; Kirmeyer, 2004; Skadsen et Cohen, 2006). Toutefois, il faut prendre en considération les paramètres de qualité de l'eau et la demande de chlore spécifique à l'usine dans le choix du ratio-cible (Skadsen et Cohen, 2006). Les études de Kirmeyer et coll. (2004) et de Skadsen et Cohen (2006) suggèrent que maintenir la concentration d'ammoniac libre pénétrant dans le réseau de distribution à une valeur inférieure à 0,1 mg NH3-N/L et, idéalement, à une valeur inférieure à 0,05 mg NH3-N/L est un objectif important si on veut limiter de manière optimale les possibilités de nitrification.
Lorsque que le chlore est le désinfectant résiduel choisi pour le réseau de distribution, il est bénéfique d'enlever l'ammoniac naturellement présent dans l'eau à la source afin de diminuer la demande en chlore et d'éviter la formation de chloramine. Il est important de savoir que la présence de monochloramine peut créer une interférence avec la méthode N,N-diéthyl-p-phénylendiamine (DPD) utilisée pour surveiller les niveaux de chlore libre et peut créer des lectures faussement positives (Smith, 2006; Pon, 2008). Pour les installations qui utilisent la chloramination, il faut prendre en considération la concentration d'ammoniac dans la source d'eau lorsqu'on détermine le dosage de l'ammoniac pour la formation de chloramine (Skadsen et Cohen, 2006; Muylwyk, 2009; Shorney-Darby et Harms, 2010). Wolfe et coll. (1990) ont indiqué que l'établissement d'un ratio Cl2:NH3-N de 3:1 génère approximativement 0,2 mg/L d'ammoniac libre lorsqu'on maintient une concentration en chlore total de 1,5 mg/L dans le réseau de distribution. Bouwer et Crowe (1988) ont montré qu'une concentration en azote ammoniacal de 0,25 mg/L favoriserait la croissance des organismes nitrifiants à l'usine de traitement et dans le réseau de distribution. L'optimisation du ratio Cl2:NH3-N devrait faire en sorte que la recommandation de Santé Canada à l'égard des chloramines soit respectée (Santé Canada, 1995).
Même si les chloramines sont plus stables que le chlore libre, il reste qu'elles se décomposent en libérant de l'ammoniac libre. Il est essentiel de comprendre la chimie des chloramines pour maintenir un résidu de chloramines, prévenir la libération d'ammoniac libre dans le réseau de distribution et prévenir ou limiter la nitrification. La vitesse de déclin des chloramines résiduelles dans le réseau de distribution varie en fonction de réactions avec les matières organiques naturelles et les composés inorganiques (demande en chloramines) et d'une combinaison de réactions d'hydrolyse et de dismutation à catalyse acide (décomposition des chloramines). La consommation et la décomposition des chloramines dans le réseau de distribution libèrent de l'ammoniac libre qui, avec l'ammoniac pénétrant dans le réseau, alimente la croissance des BOA et favorise la nitrification (Skadsen, 1993; Vikesland et coll., 2001, 2006; Kirmeyer et coll., 2004; Chowdhury et coll., 2006; Wilczak, 2006b). La demande en chlore et en chloramines devrait être satisfaite autant que possible dans l'usine de traitement, et la décomposition des chloramines devrait être limitée autant que possible dans le réseau de distribution, car ces réactions accroissent la concentration en ammoniac libre dans le réseau de distribution et causent une nitrification (Baribeau, 2006; Wilczak, 2006b). Il est important de remarquer que même en contrôlant de près l'excès d'ammoniac libre et en maintenant un ratio Cl2:NH3-N adéquat, il n'est pas toujours possible d'empêcher la nitrification, puisque la choramine peut se dégrader suite aux conditions de la qualité et de l'âge de l'eau, libérant ainsi de l'ammoniac libre dans l'eau (Cohen et Friedman, 2006).
La présence de bromure dans l'eau chloraminée complique les mécanismes chimiques, car cet ion réagit avec le chlore et les chloramines pour former des bromamines. Celles-ci peuvent accélérer le déclin des chloramines et sont en outre capables de se combiner avec les contaminants organiques pour former des composés organiques halogénés, dont on sait à l'heure actuelle peu de choses (Vikesland et coll., 2001; Kirmeyer et coll., 2004).
La N-nitrosodiméthylamine (NDMA) est un sous-produit de désinfection contenant de l'azote qui peut être formé pendant le traitement de l'eau potable, en particulier pendant la chloramination et, dans une moindre mesure, la chloration (Richardson, 2005; Charrois et Hrudey, 2007; Nawrocki et Andrzejewski, 2011). La meilleure façon d'empêcher la formation de NDMA est de contrôler les niveaux de ses précurseurs, notamment la dichloramine. Il est important d'assurer le contrôle et l'optimisation de l'ammoniac afin d'éviter la formation de NDMA. On peut trouver plus d'information concernant la NDMA dans le document technique correspondant (Santé Canada, 2011)
Une monographie (Kirmeyer et coll., 1995) fondée sur des rapports publiés, des études de cas, une enquête analytique et une enquête téléphonique auprès de grandes installations ayant recours à la chloramination a donné des résultats contradictoires sur la qualité de l'eau et les facteurs ayant une incidence sur les épisodes de nitrification. Avec les caractéristiques hydrauliques du réseau de distribution, l'importance d'un facteur de nitrification par rapport aux autres variait selon le réseau. De manière générale, l'ammoniac libre favorise la nitrification dans le réseau de distribution, et il provient soit d'une alimentation excessive en ammoniac, soit de la libération d'ammoniac libre par suite de la consommation ou de la décomposition des chloramines (Kirmeyer et coll., 1995).
Des paramètres précis doivent faire l'objet d'une surveillance à l'usine de traitement, dans les réseaux de distribution et dans les installations de stockage. Les paramètres pouvant être des causes de nitrification qui doivent être surveillés comprennent les chloramines résiduelles, le ratio Cl2:NH3-N, la concentration en ammoniac libre pénétrant dans le réseau de distribution, le pH et la température. Les produits de la nitrification qu'il est possible de soumettre à une surveillance comprennent les nitrates et les nitrites ainsi que les bactéries hétérotrophes (numération sur plaque) à l'entrée du réseau de distribution et dans l'ensemble de celui-ci (Odell et coll., 1996; Wilczak et coll., 1996).
La concentration d'ammoniac libre qui pénètre dans le réseau de distribution et qui est présente à des emplacements clés de ce réseau, par exemple les installations de stockage et les endroits où l'eau réside longtemps (par exemple, les culs-de-sac) peut constituer, en plus des paramètres comme le chlore résiduel total et les nitrites, une variable très utile aux fins de la surveillance de la nitrification dans l'optique de limiter celle-ci. De manière plus précise, Smith (2006) a indiqué qu'on pouvait utiliser comme indicateur de nitrification valant des vérifications subséquentes une valeur de concentration en ammoniac libre supérieure à 0,1 mg NH4+-N/L dans les installations de stockage (c'est-à-dire comme seuil d'alerte).
Une évaluation propre au site est nécessaire pour définir un programme de surveillance de la nitrification. Le programme doit prévoir des seuils d'alerte et d'intervention propres au système, lesquels peuvent être utilisés pour déterminer quelle mesure doit être prise à l'égard de la nitrification. La fréquence de la surveillance des paramètres dépend de l'emplacement et de l'utilisation des données. Les paramètres relatifs à la nitrification dans le réseau de distribution qu'on considère comme prioritaires sont le chlore résiduel total, les nitrites et les nitrates. Toute variation de ces paramètres devrait déclencher un accroissement de la fréquence de surveillance des autres paramètres, comme l'ammoniac libre.
Il existe de nombreuses mesures préventives et correctrices pouvant être prises en cas de nitrification (AWWA, 2006). Les mesures préventives comprennent les suivantes :
- Contrôle des paramètres relatifs à la qualité de l'eau (pH, ammoniac libre pénétrant dans le réseau de distribution, matières organiques) des paramètres de fonctionnement (ratio Cl2:NH3-N en poids et chloramines résiduelles) :
- L'établissement du pH approprié est essentiel pour maintenir des chloramines résiduelles dans le réseau de distribution et pour limiter la nitrification (Wilczak, 2006b).
- Limiter la concentration d'ammoniac libre à une valeur inférieure à 0,1 mg NH3-N/L et, idéalement, inférieure à 0,05 mg NH3-N/L est un objectif d'optimisation important si on veut réduire les possibilités de nitrification (Kirmeyer et coll., 2004).
- De manière générale, le maintien de concentrations résiduelles de chloramine supérieures à 2,0 mg/L à la sortie de l'usine de traitement semble suffire pour prévenir la nitrification en limitant la croissance des BOA (Kirmeyer et coll., 1995; Odell et coll., 1996; U.S. EPA, 1999; Harrington et coll., 2003). La concentration résiduelle de chloramine à la sortie de l'usine de traitement dépendra de la taille du réseau de distribution et des caractéristiques de qualité de l'eau (U.S. EPA, 1999; Skadsen et Cohen, 2006). Cependant, une fois la nitrification commencée, même une concentration résiduelle élevée de chloramine (jusqu'à 8 mg/L) peut ne pas permettre de limiter la nitrification (Skadsen, 1993). Le fait d'augmenter la concentration de chloramine lors d'un épisode de nitrification peut exacerber le processus, parce que cela fait augmenter la concentration d'ammoniac libre à cause de la décomposition des chloramines (Woolschlager et coll., 2001; Harrington et coll., 2003; Hill et Arweiler, 2006).
- Programmes de lutte contre la corrosion : Ces programmes peuvent contribuer à réduire la présence de biofilms et de sédiments, à limiter la fixation des microorganismes, à limiter la réaction entre les chloramines et les produits de la corrosion ainsi qu'à amenuiser la demande en chloramines (Wilczak, 2006b).
- Rinçage des conduits du réseau de distribution : L'élimination des sédiments par rinçage des conduits dans le réseau, l'utilisation des réservoirs en rotation et le nettoyage permettront de prévenir ou de retarder le début de la nitrification (Hill et Arweiler, 2006; Wilczak, 2006b). Toutefois, une fois qu'elle a commencé, le rinçage seul peut avoir une efficacité limitée (Skadsen et Cohen, 2006).
- Stations auxiliaires de chloration ou de chloramination : Les stations auxiliaires de chloration permettent la recombinaison de l'ammoniac libre libéré (en surplus) dans le réseau de distribution et d'ainsi maintenir un ratio proche de 5:1 dans l'ensemble du système (Wilczak, 2006b). L'ammoniac libre résiduel doit être mesuré avant l'ajout de produits chimiques. Si des quantités d'ammoniac libre suffisantes demeurent, on n'ajoutera que du chlore.
- Ajout temporaire ou saisonnier de chlore libre (chloration au point critique) : Le recours périodique au chlore libre est un moyen de prévention ou une méthode de régulation efficace qu'emploient les services publics d'approvisionnement en eau. Toutefois, le recours temporaire au chlore libre dans le réseau de distribution peut donner lieu à de nombreux problèmes, dont une hausse transitoire du nombre de bactéries hétérotrophes telles que dénombrées sur plaque ainsi que du nombre d'échantillons révélant la présence de coliformes (en raison de l'envasement des couches de biofilms en place) (Odell et coll., 1996), des problèmes de goût et d'odeur, ainsi que de possibles problèmes relatifs aux sous-produits de désinfection (Skadsen, 1993; Hill et Arweiler, 2006). Les études menées par Kirmeyer et coll. (1995) et par Odell et coll. (1996) semblent indiquer que le retour à la chloramination après une période d'application de chlore résiduel entraîne une nitrification sur une courte période.
- Ajout de chlorites : Il semble que les chlorites soient efficaces pour prévenir la nitrification (McGuire et coll., 1999; Baribeau, 2006; Wilczak, 2006b). Les plus récentes recherches ont montré que l'ajout de chlorites est moins efficace dans les zones où une nitrification s'est déjà installée de manière substantielle. L'application de chlorites avant tout début de nitrification est une stratégie de prévention de la nitrification adoptée par les services publics devant gérer des variations considérables de la température de l'eau traitée en fonction des saisons (McGuire et coll., 2009; Zhu et coll., 2010). Cependant, l'ajout de chlorites est une mesure controversée puisque ceux-ci sont des contaminants réglementés, et que leur présence peut entraîner la formation de chlorates (Skadsen et Cohen, 2006). Les services publics qui souhaitent recourir à l'application de chlorites comme mesure de prévention doivent veiller à ce que les Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada à l'égard des chlorites et des chlorates soient respectées (Santé Canada, 2008b).
Les mesures correctrices sont similaires aux mesures préventives, et comprennent les interventions suivantes :
- rinçage des conduits du réseau de distribution;
- ajout temporaire ou saisonnier de chlore libre (chloration au point critique);
- utilisation des réservoirs en rotation afin de réduire le croupissement de l'eau. Pendant les épisodes graves de nitrification, il peut être nécessaire de procéder au nettoyage des réservoirs ainsi qu'à la vidange et à la désinfection;
- ajout de chlorites.
L'efficacité des différentes mesures employées pour mettre fin aux épisodes de nitrification ainsi que leur capacité à améliorer de manière durable la résolution des problèmes de nitrification varient d'une mesure à l'autre. C'est pourquoi on recommandation l'adoption de stratégies complètes de prévention de la nitrification plutôt que des stratégies visant à simplement enrayer la nitrification lorsqu'elle se produit. Toute stratégie devrait veiller à ce que les Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada (p.ex., chloramines) soient respectées. On trouve des renseignements détaillés sur le contrôle de la nitrification et sur les mesures de prévention connexes dans les rapports et les synthèses produits par Kirmeyer et coll. (1995), l'AWWA (2006) and Zhang et coll. (2009).
De manière générale, l'utilisation de dispositifs à usage résidentiel pour traiter l'eau déjà traitée par les services publics n'est généralement pas nécessaire. Dans les cas où un particulier tire son eau potable d'un puits privé, il peut être indiqué d'employer un dispositif de traitement de l'eau potable à usage résidentiel pour réduire les concentrations d'ammoniac présentes dans l'eau potable. Même s'il n'existe à l'heure actuelle aucun dispositif de traitement à usage résidentiel certifié pour réduire les concentrations d'ammoniac dans l'eau potable, les dispositifs faisant appel à l'osmose inverse ou à l'échange d'ions peuvent être efficaces à cet égard.
Avant d'installer un dispositif de traitement, il convient d'analyser l'eau afin d'en déterminer les caractéristiques chimiques générales et d'y vérifier la présence et la concentration d'ammoniac. Il faut faire faire des analyses régulières de l'eau à l'entrée du dispositif de traitement et de l'eau traitée par un laboratoire accrédité, cela pour confirmer que le dispositif en question est efficace. La capacité des dispositifs à éliminer l'ammoniac peut décroître au fil de leur utilisation et du temps, ce qui peut rendre leur entretien ou leur remplacement nécessaire. Les particuliers doivent vérifier la durée de vie prévue des composantes de leur dispositif de traitement d'après les indications du fabricant.
Santé Canada ne recommande pas de marques particulières de dispositifs de traitement de l'eau, mais conseille vivement aux consommateurs de n'utiliser que les dispositifs certifiés par un organisme de certification accrédité comme étant conformes aux normes appropriées de NSF International (NSF) et de l'American National Standards Institute (ANSI). Ces normes visent à protéger la qualité de l'eau potable en aidant à garantir l'innocuité des matériaux et l'efficacité des produits qui entrent en contact avec l'eau potable.
Les organismes de certification garantissent qu'un produit est conforme aux normes en vigueur et doivent être accrédités par le Conseil canadien des normes (CCN). Au Canada, les organismes suivants sont accrédités par le CCN pour la certification de la conformité aux normes de la NSF/ANSI des dispositifs de traitement de l'eau potable (CCN, 2011) :
- CSA International (www.csa-international.org - disponible en anglais seulement);
- NSF International (www.nsf.org - disponible en anglais seulement);
- Water Quality Association (www.wqa.org - disponible en anglais seulement);
- Underwriters Laboratories Inc. (www.ul.com - disponible en anglais seulement);
- Quality Auditing Institute (www.qai.org - disponible en anglais seulement);
- International Association of Plumbing & Mechanical Officials (www.iapmo.org - disponible en anglais seulement).
- La liste à jour des organismes de certification accrédités peut être obtenue auprès du CCN (www.scc.ca).
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