Pratiques courantes de la chloration et de la déchloration des eaux usées

INTRODUCTION

Le chlore a été utilisé pour la première fois dans le traitement des eaux résiduaires pour lutter contre les odeurs. C'était en 1854. Il s'agissait de la désodorisation des eaux usées de Londres. Il a été utilisé la première fois en tant que désinfectant des eaux usées en 1893, à Brewster dans l'État de New York (1). Ce traitement était destiné à protéger un cours d'eau, le Croton, qui représente une des ressources en eau de la ville de New York. D'après la bibliographie, c'est seulement vers 1945 qu'aux U.S.A. on a commencé à s'intéresser systématiquement à la désinfection des eaux usées. Jusqu'à cette date, le chlore était principalement utilisé pour lutter contre les odeurs, éliminer l'hydrogène sulfuré et prévenir le développement des germes. La plupart des stations de traitement des eaux usées pratiquant la désinfection à cette époque appartenaient à l'armée américaine. Il s'agissait en fait d'une politique de l'armée datant de la Seconde Guerre mondiale décidant que tous les effluents des bases militaires devaient être chlorés. Aujourd'hui, aux U.S.A., tous les effluents des stations de traitement sont assujettis à des normes de désinfection finale résultant du « Federal Water Pollution Control Act » de 1970.

Le chlore joue aussi un rôle important dans le traitement des effluents contenant des cyanures fortement toxiques. Les eaux usées cyanurées doivent être traitées avant rejet que ce soit dans un collecteur d'effluents ou directement dans le milieu récepteur. Lorsqu'il s'agit d'un déversement dans un collecteur d'eaux usées, les cyanures doivent seulement être réduits à l'état de cyanates, mais lorsqu'il s'agit d'un rejet direct dans un milieu récepteur ils doivent être complètement détruits à l'état de carbone élémentaire et d'azote. Les nouvelles circulaires fédérales concernant les rejets industriels imposent impérativement de traiter les effluents cyanurés. La technique concernant le traitement des effluents cyanurés s'est tellement développée qu'on en arrive à la livraison d'installations compactes disponibles sur stock.

IMPORTANCE DE LA DÉSINFECTION

Aujourd'hui, la désinfection de tous les effluents d'eaux usées est généralisée aux U.S.A. Les buts poursuivis sont les suivants : éviter la propagation des épidémies, protéger les ressources en eau potable, les baignades, les plans d'eau utilisés pour les sports nautiques et les zones d'élevage de coquillages. Jusqu'à présent, le moyen le plus efficace pour atteindre ce but est la chloration. Durant ces 25 à 30 dernières années, les diverses administrations locales, départementales et maintenant l'E.P.A. (Environmental Protection Agency) ont recherché une normalisation des preuves de désinfection selon la situation des divers milieux récepteurs.

Le Département de la Santé Publique s'est ingénié à multiplier les points de contrôle et les barrières de défense entre les points de rejets d'eaux usées et les prises d'eau potable. Sont pris en considération le traitement des eaux usées, la situation géographique, la dilution, le temps, la distance des prises d'eau potable et le traitement proprement dit de l'eau potable. Tout traitement étant sujet à caution, par sécurité, il faut maintenir le plus longtemps possible les barrières naturelles. Là où les défenses naturelles se dégradent, il faut que les barrières artificielles que représentent les procédés de traitement soient renforcées au point de vue importance et fiabilité. Les facteurs qui jouent contre l'efficacité des barrières de défense naturelles et qui les détériorent sont : le développement de la population, le développement des loisirs et du temps qui leur est consacré, le développement des rejets des eaux usées et celui des besoins en eau. Les inégalités de la répartition des pluies combinées à l'accroissement de la consommation en eau impliquent l'accroissement des recyclages d'eaux usées. Ceci conduit à une diminution des facteurs dilution, temps et distance entre les déversements d'effluents et les prises d'eau potable.

Tous ces facteurs amènent les Administrations à porter leur effort sur la qualité des effluents avant leur rejet. De nombreuses régions aux U.S.A. ne disposent que de cette protection. Dans ce cas, la désinfection est la dernière et seule barrière contre la transmission des maladies d'origine hydrique.

PRATIQUES ACTUELLES AUX U.S.A.

L'action la plus soutenue et la plus virulente concernant les contraintes de désinfection des eaux a été menée par le Ministère de la Santé Publique de Californie. La nécessité d'une désinfection est évaluée en fonction du N.P.P. (nombre le plus probable) en coliformes (a) déterminé par les « Standard Methods », selon le « test confirmatif » (2), (b). Par exemple : pour les océans et les baies, 80 % des échantillons d'eau du milieu récepteur doivent présenter un N.P.P. de coliformes inférieur à 1 000/100 ml ; ce qui correspond approximativement à un N.P.P. moyen de 230/100 ml. Dans d'autres cas, les N.P.P. moyens peuvent être assujettis à des normes plus sévères.

Les industriels sont tenus de désinfecter suffisamment leurs eaux usées de façon à maintenir la qualité du milieu récepteur. Souvent, l'industriel a la possibilité de démontrer lui-même que son effluent est conforme à cette exigence. Cela lui évite la nécessité d'installer des postes coûteux d'échantillonnage automatique sur le milieu récepteur. Car, dans la plupart des cas, on demande uniquement à l'industriel de respecter sur l'effluent les normes de désinfection. Dans l'État de Californie cette pratique a tellement évolué que, dans tous les cas, on ne se base plus que sur le N.P.P. en coliformes dans l'effluent.

L'évolution de ces contraintes est particulièrement intéressante du fait qu'elle dépend largement des considérations géographiques.

Les autres États, pour diverses raisons, n'ont pas été autant concernés que la Californie par la protection des milieux récepteurs. Le facteur prédominant qui a conduit à adopter les exigences précitées en matière de coliformes est le développement intensif de l'utilisation des côtes californiennes et de ses plans d'eau à des fins de loisirs et de culture de coquillage. La côte californienne s'étend sur 1 200 km. Quelques-unes des plus belles plages du monde se trouvent le long de cette côte.

ÉVOLUTION DES NORMES DE DÉSINFECTION

La détérioration d'une des plus belles stations balnéaires de Californie attira l'attention du Département de la Santé de Californie (3). Ce Département étudia 16 km de la plage de Santa Monica pendant un an en 1941 et 1942, pour prouver à la ville de Los Angeles que leur déversement de 650 000 m³ par jour d'eaux usées dans la rivière Hyperion polluait cette plage qui attirait environ un million de personnes pendant les week-ends d'été en 1975.

Le rapport concernant cette étude datant du 26 juin 1943 conduisit à la mise en quarantaine immédiate de ces 16 km de plage, considérant que, aussi bien l'eau que la plage étaient polluées par les effluents et, par conséquent, représentaient un danger pour la santé. Après une période considérée suffisamment longue pour résoudre ce problème de pollution massive, le Département de la Santé de Californie traduisit la ville de Los Angeles en justice pour pollution, en prenant comme référence le dénombrement des coliformes dans l'eau de baignade. D'autres facteurs furent pris en considération, mais ce fut le dénombrement des coliformes qui devint la pièce à conviction la plus persuasive.

Dans son procès contre la ville, le Département de la Santé a soutenu que 1 000 Escherichia coli pour 100 ml représentait une norme limite dans les eaux de baignade en vue d'assurer la sécurité des baigneurs. L'État de Californie gagna le procès, car le juge chargé de l'affaire considéra que les normes retenues par le Département de la Santé Publique étaient raisonnables, après qu'il eut été démontré que la pollution et les nuisances physiques étaient évidentes dans les zones où ces limites bactériologiques étaient dépassées.

Cette affaire permit de fixer les normes statistiques de concentration en coliformes qui définissent la limite entre une eau polluée et une eau non polluée pour les plans d'eau destinés aux loisirs. Ceci a été considéré comme un événement par les professionnels du génie sanitaire aux U.S.A.

NORMES EN MATIÈRE DE CONCENTRATION EN COLIFORMES

L'étude la plus complète concernant les plans d'eau douce de loisirs fut réalisée par Stevenson en 1950-1953 (4). Il conclut qu'un N.P.P. en coliformes de 2 300/100 ml peut être considéré comme une limite au-delà de laquelle on constate un accroissement du risque d'épidémie. Pour ceux qui sont intéressés par la comparaison entre les coli-fécaux et les coli-totaux, les chiffres communiqués quelques années plus tard montrent que 400 coli-fécaux/100 ml correspondent à 2 300 coli-totaux/100 ml.

En théorie, il devrait y avoir deux normes différentes pour l'eau potable et pour l'eau usée. La première serait une norme de sécurité ne tenant pas compte des problèmes d'hygiène. L'autre norme serait une limite d'insalubrité (2 300/100 ml) permettant de décider la mise en quarantaine ou la prise de mesures adéquates. Le Département de la Santé de Californie a préconisé des normes de déversement fondées sur l'expérience et le bon sens qui permettent d'obtenir une certaine qualité d'eau sans tenir compte des problèmes d'hygiène. En fait, ces normes de qualité impliquent le facteur sécurité en matière d'hygiène publique, qu'il s'agisse d'eau potable, d'eaux usées rejetées dans des milieux récepteurs pouvant être utilisés de diverses façons ou même d'eau directement réutilisée.

1) La limite pour le bord de mer est environ 500 fois la pollution autorisée par le Département de la Santé Publique pour l'eau potable (N.P.P. = 2,2/100 ml). La norme 2,2 a été acceptée universellement par les experts de l'eau et de la santé pendant de nombreuses années. Ces chiffres semblent valables si l'on compare la quantité d'eau de mer ingérée en nageant (2-3 cc/brasse) à la quantité d'eau potable habituellement ingérée.

2) Il n'est pas scientifiquement prouvé qu'une eau ne présentant pas cette norme soit nocive pour la santé.

3) Le taux critique de micro-organismes témoins est rarement atteint ou dépassé dans l'eau de mer lorsque la cause de contamination n'est pas apparemment récente.

4) Une norme moins sévère pourrait permettre de déclarer « autorisées » certaines zones alors qu'elles sont visiblement polluées par du goudron et des ordures, ce qui semblerait contraire au bon sens.

L'application de ces normes de désinfection conduit en premier lieu à l'obligation d'avoir un taux de chlore résiduel donné après un temps de contact spécifique, ce qui permet d'obtenir la qualité recherchée dans le milieu récepteur. À cette époque, on pensait que pour atteindre ces normes, il suffisait de retrouver 0,5 à 0,75 mg/l de chlore mesuré à l'orthotolidine après un temps de contact de 30 minutes. Les bassins de contact étaient construits de façon à assurer un temps de contact de 30 minutes à débit moyen. L'efficacité du mélange et les courants préférentiels dans les bassins de contact n'avaient jamais été pris en considération. De 1947 à 1957, un grand nombre d'installations de chloration fut mis en service et il devint évident que de mêmes valeurs de résiduels en chlore et de temps de contact donnaient des effluents de qualités bactériologiques complètement différentes selon les installations. Après plusieurs années d'étude et de surveillance de ces installations, le Bureau du génie sanitaire de Californie conclut qu'il était pratique, réalisable et plus valable de prescrire un dénombrement de coliformes directement dans l'effluent de la station plutôt qu'un résiduel comme critère de désinfection.

EXIGENCES ACTUELLES EN CALIFORNIE EN MATIÈRE DE COLIFORMES

Les chiffres en vigueur sont les suivants : 80 % des échantillons avec moins de 1 000/100 ml pour les eaux côtières (ce qui...

… correspond à une moyenne de 240/100 ml, une moyenne de 70/100 ml pour les zones d’élevage de coquillages et 23/100 ml pour les plans d’eau fermés utilisés pour la baignade et les autres sports nautiques si la dilution est d’au moins 100 pour 1. Pour les rejets dans les cours d’eau saisonniers et les autres zones où le public se trouve exposé, les effluents doivent être sans coliforme, c’est-à-dire présenter pratiquement un N.P.P. moyen ne dépassant pas 2,2/100 ml.

Pour atteindre les 23/100 ml précités, il faut à la fois une bonne mise en œuvre et un traitement adéquat. C’est une norme possible à atteindre, mais elle requiert une installation de traitement correctement menée et une technique de désinfection efficace. La norme sévère de 2,2/100 ml implique la nécessité de mettre en œuvre un traitement de pointe avant désinfection, les procédés habituels ne permettant pas d’atteindre ce niveau d’efficacité dans la destruction des germes. Il ne s’agit pas là d’une alternative, mais d’une obligation de faire en sorte que le résultat exigé soit obtenu.

Dans certains cas, la qualité exigée pour l’effluent n’a rien à voir avec celle du milieu récepteur. Par exemple, l’eau du milieu récepteur peut avoir une concentration en coliformes atteignant 2 300/100 ml et même plus. Si le Département de la Santé a décidé qu’il était nécessaire de désinfecter les eaux usées rejetées dans un tel milieu récepteur, l’industriel n’est pas autorisé à se contenter d’atteindre le niveau de qualité du milieu récepteur (2 300/100 ml ou plus), car cela ne correspondrait pas à une désinfection de l’effluent.

DEMARCHES ADMINISTRATIVES

Du point de vue administratif, voici comment s’exerce le contrôle en Californie :

1. 1) L’industriel consulte le Bureau Régional de contrôle de la qualité des eaux de façon à obtenir l’autorisation de déverser ses eaux usées en un point donné.
2. 2) Le Bureau consulte alors les administrations compétentes.
3. 3) Le Département d’État de la Santé Publique soumet ses recommandations de désinfection au Bureau Régional.
4. 4) Le Bureau réunit un comité pour discuter et établir les normes avec l’industriel.

Le Bureau Régional de Contrôle de la qualité de l’eau peut décider l’arrêt du déversement pour violation de l’une quelconque des normes, y compris celle de désinfection. De plus, le Bureau peut interdire le raccordement au collecteur d’eaux usées si les normes ne sont pas respectées et imposer une lourde amende pour chaque jour de violation des normes.

PERFORMANCES EN DESINFECTION

Il est évident que cette situation nous pousse à nous intéresser aux performances de tous les systèmes de chloration des eaux usées. Ayant l’expérience de nombreux systèmes de chloration des eaux usées, l’auteur a décidé qu’il était temps d’évaluer les performances de ces systèmes et de déterminer les éléments d’un procédé optimum. La grande question était la suivante : Pourquoi un même procédé de chloration permet-il d’obtenir différents niveaux de désinfection des eaux usées ?

Pour pouvoir y répondre, il a réalisé une étude sur 34 stations d’eaux usées pendant une période de 6 mois en 1972. Les installations de traitement étudiées comprenaient 11 traitements primaires, 15 par boues activées, 4 traitements secondaires utilisant des filtres biologiques à hautes vitesses de recyclage, 4 traitements secondaires suivis de bassins d’oxydation. En 1973, 1974 et 1975, il a analysé le fonctionnement de 6 autres stations pour voir s’il pouvait corroborer et renforcer ses résultats de 1972.

ELEMENTS D’UN PROCEDE OPTIMUM

Ces recherches ont révélé que, sans tenir compte du procédé de traitement, les chlorations les plus efficaces furent celles qui comprenaient les éléments suivants :

1. 1) Un mélange initial excellent,
2. 2) Un temps de contact suffisant (au moins 30 minutes à débit de pointe) dans une conduite gravitaire ou un bassin bien conçu,
3. 3) Un procédé de régulation automatique du chlore résiduel, fiable et bien approprié,
4. 4) Un personnel compétent.

Examinons chacun de ces éléments.

1) Mélange

L’importance de ce facteur a été mise en évidence par les travaux sur station pilote de Colins, Selleck et White (5). Ils ont montré que la réduction de concentrations en coliformes peut atteindre des différences de l’ordre de 2 logarithmes suivant que le mélange est de type « plug flow » avec un régime turbulent, ou bien de type à courant inversé (avec by-pass). L’équipement utilisé pour le mélange « plug flow » était dans ce cas un réacteur tubulaire avec une turbulence représentée par un nombre de Reynolds de 10⁴.

Un mélangeur idéal devrait être capable d’homogénéiser la solution chlorée et l’eau usée en une fraction de seconde (6) (7). La Société Mixing Equipment de Rochester, New York, pense qu’il n’est pas difficile de réaliser des mélanges parfaits en 1 à 3 secondes (quel que soit le débit), si l’on dispose de la puis-

sance nécessaire. Ceci est valable pour les conduites fermées ou ouvertes, équipées de mélangeurs à hélices. Si l'on tient compte de la comparaison entre les installations existantes avec différents types de mélangeurs, un mélange complet en 3 secondes peut être considéré comme « excellent ». La figure 1 illustre l'utilisation d'un mélangeur mécanique dans une conduite ouverte, ce qui peut être considéré comme excellent.

Une conduite peut être un excellent appareil de mélange si elle est utilisée convenablement. En pratique, l'injection de chlore doit s'effectuer au centre de la conduite (la conduite étant pleine) et être immédiatement suivie d'un mélangeur mécanique équipé de chicanes appropriées comme le montre la figure 2. Dans la station pilote de Collins, Selleck et White (5), le matériel de mélange prototype utilisé était un venturi. À ma connaissance, ce procédé n'a pas été étudié à l'échelle réelle.

Un autre moyen à la disposition de l'ingénieur pour obtenir un mélange satisfaisant est la chute d'eau. Sa première utilisation comme procédé de mélange dans une usine d'eau potable remonte à une cinquantaine d'années (8). La figure 3 montre une chute d'eau classique et le point d'injection du chlore. Le déplacement de la turbulence en amont et en aval dû aux variations de débit est un désavantage de la chute d'eau. Ce phénomène n'a pas été étudié sur une chute d'eau spécialement conçue en tant que mélangeur de chlore. La signification pratique de ce déplacement longitudinal n'est pas connue. Lors de la chute il faut aussi considérer les variations d'immersion du diffuseur. Elle ne devrait jamais être inférieure à 20 à 30 cm. Malgré ces différentes réserves, la chute d'eau est un procédé de mélange excellent.

Il est facile de comparer l'énergie nécessaire au mélangeur à hélices et à la chute d'eau. La chute d'eau est sûrement plus rentable dans la gamme de 0,6 m de perte de charge. Le mélangeur à hélices dans une canalisation demande suffisamment d'énergie pour élever le niveau de 0,3 à 0,6 m dans une gamme de débits de 0,5 à 1 m³ par jour et 1,2 à 1,5 m dans une gamme de débits de 10 à 13 m³ par jour.

Le canal de Parshall est un modèle de chute d'eau qui semble donner un bon ou un excellent mélange. Sur une station étudiée par White (9) et considérée comme ayant un mélange presque parfait, le diffuseur de chlore est installé dans une conduite, juste avant un canal de Parshall présentant un régime extrêmement turbulent. La position du diffuseur et la vitesse à débit moyen est telle que le mélange se fait en 4 à 5 secondes.

Une vanne partiellement fermée, immédiatement en aval du diffuseur, peut fournir un régime turbulent suivant qu'elle bride plus ou moins le débit. Ce type de mélange se trouve dans la catégorie des « bons mélanges par accident », du fait que la vanne n'a pas été conçue au départ en tant que mélangeur.

2) Bassins de contacts

La première fonction d'un bassin de contact est de fournir un temps de séjour suffisant pour que le chlore réduise le taux de micro-organismes indésirables et nuisibles à un niveau acceptable. Malgré cela, la vitesse dans le bassin doit être suffisante pour éviter les dépôts de matières organiques. Ce bassin doit être conçu pour éliminer, autant que possible, les circuits préférentiels et permettre un nettoyage facile.

Les chambres de contact ont été soumises au test des traceurs colorimétriques dont résulte une série de courbes donnant l'intensité de la couleur en fonction du temps. La figure 4 montre quelques-unes de ces courbes.

Il est évident que les conditions de mélange « plug flow » turbulent dans une chambre de contact sont idéales. Le colorant passe avec l'eau, indiquant que toutes les molécules de liquide en tout point donné ont le même temps de séjour sur toute longueur de conduite. Les conditions du « plug flow » sont pratiquement atteintes dans les conduites pleines ou partiellement pleines. Il n'est pas nécessaire de prévoir des turbulences comme c'est le cas pour la phase de mélange. Les turbulences dans un bassin de contact n'ont aucune influence sur la destruction des coliformes. Elles peuvent, en fait, gêner le mécanisme de la désinfection. Les turbulences, pendant la période de contact, peuvent réduire le résiduel de monochloramines par aération et entraîner des passages préférentiels. La monochloramine est le composé chloré désinfectant le plus efficace de tous ceux que l'on retrouve dans les déversements d'eaux usées (4).

Sans aucun doute, une longue conduite cylindrique est le meilleur des bassins de contact pour le chlore. Vient ensuite le canal. Les canaux, s'ils sont bien conçus, peuvent atteindre couramment 100 % des conditions du « plug flow » dans la gamme des variations de débits généralement rencontrée dans la pratique des eaux usées.

L'efficacité des bassins rectangulaires varie suivant leur conception (voir figure 4). Une chambre rectangulaire ayant des chicanes longitudinales et disposées correctement peut atteindre les caractéristiques de la courbe n° 1 avec un temps modal (e) de 0,9 et environ 95 % des conditions du « plug flow ». La courbe n° 2 avec un temps modal de 0,3 correspond aux réservoirs circulaires et aux réservoirs rectangulaires sans chicanes, ou bien pauvres en chicanes, par exemple un réservoir à chicanes trans-

versales, La courbe n° 3 correspond à un réservoir présentant apparemment des chicanes correctes, mais un mélange à courant inversé excessif. On considère que ce réservoir a de bonnes chicanes, car le pic de coloration se produit au temps de contact théorique (v/q). Cependant, le fait d’obtenir un temps modal égal à 1 ne veut pas dire que sont satisfaites toutes les exigences requises dans une chambre de contact. Dans le cas présent, le réservoir présente des chicanes transversales, ce qu’il faut éviter car cela produit des court-circuits qui réduisent le pourcentage des conditions du « plug flow ». Ce sont les chicanes longitudinales d’un réservoir rectangulaire qui donnent les meilleurs résultats.

Marske et Boyle (10) ont réalisé sur le terrain l’étude de plusieurs configurations différentes de chambres de contact. Parmi les sept types de chambres étudiés, celui qui présente les meilleurs résultats est indiqué figure 5. C’est une chambre à chicanes longitudinales avec un rapport longueur sur largeur de 72 pour 1. Cette chambre fournit 95 % des conditions du « plug flow » et présente un temps modal de 0,7. Il est difficile d’améliorer le pourcentage des conditions du « plug flow », mais il a été démontré que le temps modal d’un tel réservoir pourrait être porté à 0,9 avec de légères modifications des chicanes (9). Ce travail de Marske et Boyle (10) établit que les canaux longs et étroits ou les conduites sont les meilleures chambres de contact pour le chlore.

Les clarificateurs circulaires ne sont pas valables comme chambres de contact, à moins qu’ils n’aient été spécialement conçus avec un anneau circulaire extérieur. L’étude de Marske et Boyle a clairement montré la pauvreté des performances d’un clarificateur circulaire classique par rapport à celles d’un système à chicanes longitudinales et du clarificateur spécial à anneau circulaire.

Quant au temps de contact, la chambre de contact devrait être conçue de telle façon que Tᵥ (voir figure 4) ne soit jamais inférieur à 30 minutes à débit maximum. Tᵥ est le temps de latence (f) de sortie du colorant dans l’effluent. Ce temps de latence est un des facteurs de l’efficacité germicide de la monochloramine. Dans cette figure, le maximum en temps est environ 2 heures.

3) Procédé de régulation du chlore

Le seul procédé de régulation valable est basé sur l’analyse du chlore résiduel. Il y a trois possibilités :

1. a) régulation simple en fonction du résiduel de chlore. L’analyse fournit la régulation à la fois en fonction du débit et de la demande en chlore de l’eau usée ;
2. b) régulation en « compound loop » (g) avec deux signaux séparés envoyés sur le chloromètre : l’un provenant d’un appareil de mesure du débit, l’autre provenant d’un analyseur de chlore résiduel ;
3. c) régulation en « compound loop » avec intégration des deux signaux en un seul signal qui est envoyé sur le chloromètre.

Les deux procédés en « compound loop » sont meilleurs que la régulation simple en fonction du chlore résiduel, car ils réagissent mieux aux variations rapides de débits. Le débitmètre utilisé pour ces procédés de régulation doit indiquer le débit passant au point d’injection du chlore. Le même débitmètre peut alors être utilisé pour réguler la déchloration lorsqu’elle est nécessaire.

Le procédé en « compound loop » qui utilise l’intégration des deux signaux dépend entièrement de la gamme et de la précision de la vanne modulante du chloromètre. Une telle vanne a été commercialisée très récemment aux U.S.A.

Le principe utilisant deux signaux séparés est indiqué figure 7. Ce système est actuellement le plus répandu aux U.S.A., du fait de la large gamme qu’il offre : environ 100/1. Lorsque l’on utilise un système classique de chloration, le débitmètre envoie un signal à la vanne modulante du chloromètre, tandis que l’analyseur de chlore résiduel envoie un signal indépendant qui régule la perte de charge de cette vanne (régulateur différentiel).

Donc, dans la formule de débit Q = C A √2 g h (h), le débit de chlore « Q » est régulé par le signal de débit qui commande l’ouverture de la vanne « A » et la perte de charge « h » à travers cette vanne est régulée par l’analyseur. Toutes les solutions précitées peuvent être améliorées par un réglage approprié du système compensateur des variations de chlore résiduel à la sortie du bassin de contact.

Le temps de réponse est le facteur critique de tout procédé de régulation du chlore résiduel fondé sur une information en retour. Pour maintenir le temps de réponse aussi court que possible, par exemple deux minutes, l’échantillon à analyser doit être prélevé après l’injection du chlore, dans les 30 secondes, à débit moyen. Au débit de pointe, ce temps sera réduit à environ 15 secondes. De toutes façons, il faudra encore 45 à 60 secondes à l’échantillon pour atteindre la cellule de mesure, car il doit passer par un filtre et par les circuits internes de l’analyseur. Donc, le minimum de temps que mettra l’échantillon à atteindre la cellule de mesure est environ une minute et demie à deux.

minutes, après que le chlore ait été mélangé à l'eau usée. Si le chlore a été convenablement mélangé, le résiduel de chlore se trouvera sur la partie plate de la courbe décroissante indiquée figure 8. C'est une bonne solution que d'installer l'hydrojecteur aussi près que possible du point d’injection. Le temps de réponse moyen devrait être de l'ordre de 2 minutes avec un maximum ne dépassant pas 5 minutes.

Le prélèvement d'eau chlorée alimentant l'analyseur de régulation prévu figure 7 est effectué après injection de chlore et le mélange, c'est-à-dire juste avant l'entrée de l'eau dans le bassin de contact. Le résiduel devrait aussi être vérifié à la sortie de ce bassin ; mais cela demande un analyseur complémentaire. Certains ont suggéré d'utiliser cet analyseur pour asservir le réglage du premier de façon à affiner la régulation du résiduel à la sortie du bassin de contact ; ce qui est à mon avis très sophistiqué. Il y a d'autres moyens d'arriver à cette fin,

L'analyseur de contrôle est un matériel utile, non seulement pour vérifier que le bassin de contact remplit parfaitement ses fonctions, mais aussi pour s'assurer contre la multiplication des organismes indésirables qui peuvent se développer dans cette zone lorsque le résiduel destiné à l'éviter disparaît ou est insuffisant. Un bassin de contact doit être maintenu aussi propre que possible à tout moment de façon à trouver de basses concentrations en coliformes. L'analyseur de contrôle est indispensable dans le cas où la déchloration est nécessaire.

4) Personnel d’entretien

La compétence et l'encadrement du personnel d'entretien sont aussi importants pour le succès de la désinfection que chacun des autres facteurs précités. Un système de régulation de chlore ne fonctionnera pas sans un entretien et une surveillance corrects. En fait, il est capital pour le bon fonctionnement de l'installation que le personnel croit en la technique utilisée. Croire, c'est comprendre, et comprendre, c'est connaître les bases de réglage des appareils de régulation. L’étalonnage de l'analyseur doit être fait chaque semaine, en notant plusieurs points pendant cette période, de façon à tracer une courbe visualisant toute dérivation. La meilleure méthode pour déterminer les points extrêmes est l'utilisation d'un ampèremètre. L'iodométrie en présence d'empois d’amidon est suffisante à condition que l'opérateur utilise toutes les modifications permettant d'éliminer les erreurs dues aux substances qui interfèrent.

L'opérateur doit essayer de comprendre, à la fois les phénomènes de chimie et d’arithmétique qui conduisent à la formation du chlore résiduel total. De plus, l'opérateur devrait apprendre à apprécier la valeur des techniques de laboratoire, la précision des solutions titrées et les limites des procédés. Plus l'opérateur effectuera de titrations, plus il sera confiant dans ses résultats. Plus l'opérateur aura confiance en lui, plus il aura confiance dans le matériel de régulation qu'il aura ajusté.

Avec un bon encadrement et un personnel confiant, cette technique fonctionne parfaitement bien.

DOSES DE CHLORE

Dans son étude de 1972, complétée par les informations réunies en 1973, l'auteur a montré que les effluents primaires peuvent être désinfectés correctement. Du fait des règlements toujours plus stricts concernant les effluents sous le contrôle des administrations, il est bien connu maintenant que le traitement primaire fait partie du passé aux U.S.A. et probablement dans toute l'Amérique du Nord.

Ses recherches personnelles de 1974 et 1975 l'ont amené à conclure que la désinfection des effluents primaires et des déversoirs d'orage n’est pas réalisable. Les doses efficaces doivent être trop importantes pour toutes les variations observées. De telles doses peuvent facilement aboutir à des résiduels atteignant 8 à 10 mg/l.

Si on reste dans le cadre d'une désinfection des effluents après traitement secondaire et tertiaire, il devient possible de prédire les doses et les résiduels de chlore.

Premièrement, nous posons comme hypothèse que 30 minutes représentent un temps de contact minimum. Partant de cela, la teneur en chlore résiduel nécessaire ne dépend que de la concentration en coliformes avant chloration. En 1970, Selleck, Collins et White (11), au cours de leur étude complète sur station pilote, ont montré que leurs résultats, après chloration, vérifiaient l'équation suivante :

Y = Y₀ (1 + 0,23 ct)⁻³·⁴

y = N.P.P. dans l'eau chlorée après un temps t  
y₀ = N.P.P. dans l'effluent avant chloration  
c = chlore résiduel total en mg/l  
t = temps de contact en minutes

D'autres auteurs ont vérifié cette équation avec des mesures réalisées sur des installations grandeur réelle (12).

Il faut noter que le modèle mathématique ci-dessus a été élaboré à partir d'une station pilote possédant un mélange excellent avec un régime hautement turbulent et un réacteur donnant un « plug flow » idéal.

Montrons maintenant à l'aide de quelques chiffres l'influence sur ces trois variables que peuvent avoir les N.P.P. avant et après chloration,

1) Effluent primaire

Y₀ est couramment aux environs de 35 × 10⁶/100 ml. La norme pour les eaux de surface en Californie est de 1 000/100 ml, donc Y = 1 000.

Par conséquent, en substituant ces valeurs dans l'équation ci-dessus (1), pour un temps de contact de 30 minutes, on obtient c = 4,6 mg/l.

Donc, pour un bassin de contact avec « plug flow » assurant un minimum de 30 minutes de contact, le taux de chlore résiduel après le temps de séjour devrait être environ 5 mg/l, ce qui demande habituellement une dose de chlore de l’ordre de 10 à 15 mg/l pour des eaux usées domestiques.

Cette dose peut atteindre des valeurs de 30 à 40 mg/l selon qu’il s'agit d'effluents industriels ou de pollution massive.

2) Effluent secondaire

Yₓ est le plus souvent de l'ordre de 10⁶ dans un bon effluent secondaire. Si l'effluent est déversé dans un plan d'eau fermé avec une importante dilution, la norme de N.P.P. en coliformes est de 230/100 ml. Dans ce cas, pour t = 30, le calcul donne c = 2,2 mg/l.

Donc, pour un temps de contact de 30 minutes, le taux de chlore résiduel devrait être de 2,5 mg/l. La dose de chlore nécessaire pour obtenir un bon effluent secondaire est généralement de 7 à 10 mg/l.

3) Effluent tertiaire

La facilité avec laquelle ces effluents peuvent être traités dépend essentiellement du fait que la filtration a été ou non précédée d'un traitement de floculation et de décantation. Dans le cas d'une eau devant être récupérée, le traitement classique consiste en une filtration de l'effluent secondaire précédée d'une floculation et d'une décantation. Le Yₓ d'un tel effluent est probablement de l'ordre de 3 000 à 10 000 coliformes/100 ml. En Californie, lorsque l'effluent tertiaire est recyclé, la norme est toujours la même que pour l'eau potable, c'est-à-dire 2,2/100 ml. Donc pour Yₓ = 10 000 et t = 30, le calcul donne c = 2,25 mg/l.

Par conséquent, un temps de contact de 30 minutes demanderait un résiduel de 2 à 2,5 mg/l. Un bon effluent tertiaire demande une dose de 5 à 7 mg/l.

Un effluent filtré après floculation chimique, mais sans décantation, présente une concentration en coliformes nettement plus élevée, de l'ordre de 50 000/100 ml. Donc, pour t = 30, le calcul donne c = 3,96 mg/l.

Dans ce cas, le taux de chlore résiduel est environ deux fois plus élevé que dans le cas précédent.

4) Effluent secondaire plus lagunage

L'effluent le plus sensible à la chloration est un effluent secondaire ayant subi ensuite un lagunage. Le degré d'oxydation est fonction de nombreux facteurs dont le temps et l'ensoleillement. Citons comme exemple la ville de Napa, située sur les hauteurs de la Baie de San Francisco. L'effluent secondaire reste environ 100 jours en bassin d'oxydation avant d'être rejeté dans la rivière de Napa. La concentration Yₓ dépasse rarement 20 000/100 ml. Les tests d'évaluation sur le terrain ont montré que cet effluent de lagunage peut être désinfecté jusqu'à 100 coliformes/100 ml avec un taux de chlore résiduel de 1,5 mg/l après un temps de contact de 15 minutes. Ceci peut être réalisé avec des doses de chlore de l'ordre de 3,5 à 4 mg/l.

On considère que le chlore résiduel précité est généralement un mélange de monochloramines et de chloramines organiques.

Le temps de contact de 30 minutes est arbitrairement fondé sur l'expérience d'un grand nombre d'effluents. Il a été clairement démontré que l'effet germicide du chlore combiné diminue de façon significative avec le temps. Dans un système sans passage préférentiel, le temps de contact varie de 30 à 75 minutes selon les variations de débit. Il est bien établi que le chlore résiduel n'est plus aussi efficace au bout de 75 minutes qu'il l'était au bout de 30 minutes.

Toute discussion sur la possibilité de trouver du chlore libre résiduel dans les effluents tertiaires nitrifiés (concentration en azote ammoniacal inférieure à 1 mg/l) est hors de notre sujet. De telles situations se rencontrent aujourd'hui aux U.S.A. dans les stations de récupération d'eaux où un résiduel en chlore libre de 1 à 2 mg/l au bout de 30 mn, non seulement produit un effluent avec moins de 2,2 coliformes par 100 ml, mais aussi rend inactifs la plupart des virus. La dose de chlore nécessaire est bien entendu tributaire des concentrations en azote ammoniacal ; elle est généralement de l'ordre de 6 à 8 mg/l.

Tout ceci montre l'importance du contrôle de la concentration en coliformes Yₓ pour juger de l'efficacité d'une désinfection. C'est en fait le paramètre de qualité de l'effluent le plus important après la demande en chlore au bout de 30 mn. Plus la concentration en coliformes et la demande en chlore sont réduites, meilleur est l'effluent.

EFFLUENTS INDUSTRIELS

Ils ont une très grande action sur le procédé de désinfection. L'effet le plus important est l'augmentation de la demande en chlore. L'augmentation de cette demande impose une augmentation de l'efficacité du mélangeur de chlore. Si la demande en chlore double par suite d'un rejet industriel, l'appareil doit mélanger deux fois plus de chlore pendant le même temps. L'effluent industriel peut modifier la demande en chlore de deux façons différentes : par action directe comme les sulfites qui donnent des réactions minérales, ou par action indirecte comme la pollution apportée par les effluents de conserveries. Dans les deux cas, la chloration devrait être réalisée en deux étapes successives pour faciliter le mélange et obtenir une bonne désinfection.

DECHLORATION

Des études récentes menées sur les effluents déversés dans la Baie de San Francisco ont montré que les effluents chlorés étaient plus toxiques pour la vie aquatique que les effluents déchlorés. Ces études ont également montré qu'un effluent déchloré est moins toxique qu'un effluent chloré ou non traité. Ces études furent réalisées en débit continu avec des poissons dorés (Notemigonus chrysoleucas). Dans ces études, les poissons séjournaient un minimum de 96 heures dans des réservoirs contenant des taux de chlore différents (6). Aucune étude n'a encore été réalisée sur les poissons entrant et sortant d'une zone de rejet d'effluents contenant des résiduels de chlore modérés. En pratique, il y a très peu de cas, s'il y en a, où il est prouvé que des poissons ont été tués par des effluents chlorés, car les poissons se tiennent à l'écart des zones toxiques. Les chercheurs ont fait fausse route en supposant que les conditions de laboratoire sont les mêmes que les conditions réelles d'environnement. Cependant, cela ne veut pas dire qu'il ne faille pas mettre en œuvre des procédés optima de désinfection des eaux usées.

Bien que les biologistes estiment qu'un taux de chlore résiduel total de 0,05 mg/l est nocif pour les poissons et le plancton des milieux récepteurs, l'auteur est persuadé que des résiduels de 0,5 mg/l devraient être acceptables du fait de leur disparition en quelques minutes avec une dilution de 1/1 dans l'eau douce ou l'eau de mer (dont la demande en chlore ne fait aucun doute). Cela réduit les zones de toxicité réelle autour des déversements d'eaux usées. Personne n'a encore étudié ce genre de situation. La validité d'une déchloration en dessous de ce taux (0,5 mg/l) étant de plus en plus remise en question, il est certain qu'une nouvelle approche de ce sujet est à envisager.

À ce propos, pour les personnes intéressées, un moyen courant de déchloration est l'utilisation de l'anhydride sulfureux. Ce procédé est bien connu dans la déchloration des eaux potables pour supprimer les goûts et les odeurs (1). La réaction est instantanée sur la base de 1/1 que les résiduels soient du chlore libre ou du chlore combiné.

La figure 9 montre un procédé classique de déchloration des eaux usées. Ce procédé est basé sur la déchloration jusqu'à obtention d'un résiduel nul. Par cette méthode, la quantité d'anhydride sulfureux nécessaire est égale, en kilos, au résiduel de chlore également exprimé en kilos. Le signal de régulation envoyé au sulfonateur correspond à la valeur du résiduel multipliée par le débit. Il faut considérer la figure 9 comme une extension de

La figure 7. L’analyseur de régulation de la figure 7 est équipé d’un transmetteur qui envoie un signal au multiplicateur électronique. Ce dernier émet deux signaux, l’un régulant le chloromètre, l’autre la vanne modulante du sulfonateur. Ce procédé a été agréé par l’État de Californie en 1976. Le contrôle automatique d’un résiduel nul a posé quelques problèmes. Lorsqu’un analyseur de chlore résiduel teste un effluent qui ne présente pas un résiduel mesurable pendant un temps certain, les surfaces des électrodes subissent une transformation chimique provoquant la dérivation du zéro. Pour l’éviter, l’analyseur régulant le sulfonateur teste l’effluent déchloré, 5 minutes toutes les heures. Cela entraîne tout de même la nécessité d’un recalibrage du zéro au moins toutes les 24 heures.

La façon la plus pratique de contrôler un résiduel nul est la méthode par déduction (voir figure 10). Elle consiste à rechlorer à dose constante un petit débit constant de l’effluent déchloré. Chaque écart de ce résiduel provoque la mise en marche des alarmes. Ceci élimine les problèmes associés à la mesure du résiduel zéro, que ce soit 5 minutes toutes les heures ou en continu.

Si l’on peut convaincre le personnel de contrôle que l’on peut admettre un faible résiduel de chlore de l’ordre de 0,5 mg/l, la plupart des problèmes de la déchloration se trouvent résolus.

De plus, ce faible résiduel de chlore dans les rejets de la station retarde le développement des algues et la multiplication des coliformes. L’obtention d’un résiduel nul de chlore nécessiterait un excès d’ions sulfites (SO₃), qui favoriserait le développement des sphaerotilus, abaisserait le pH et, plus grave, éliminerait l’oxygène dissous. Un effluent contenant un résiduel en chlore combiné de 0,5 mg/l, bien qu’expérimentalement toxique pour la plupart des poissons, n’a par contre aucun effet nocif sur le milieu aquatique réel. Quant aux poissons, ceux qui sont sensibles évitent le rejet. Les autres organismes vivants s’adaptent et rien de significatif n’est dégradé.

La seule façon d’éviter les quelques désavantages de l’anhydride sulfureux est d’utiliser le charbon actif. C’est onéreux. De plus, certains charbons ne retiennent pas tous les composés chlorés. Nous avons encore beaucoup de choses à apprendre sur les possibilités du charbon. L’anhydride sulfureux est relativement bon marché, facile à manipuler et le matériel de mise en œuvre est identique à celui de la chloration. D’un point de vue pratique, c’est actuellement le meilleur choix.

EAU DE REFROIDISSEMENT

1) Contexte historique

La chloration des eaux de refroidissement a été expérimentée pour la première fois aux U.S.A. en 1924 par la Société Commonwealth Edison de Chicago, Illinois. Jusqu’à cette date, les centrales thermiques étaient gênées par le développement des algues sur les échangeurs thermiques. Ceci provoquait l’arrêt des machines pour éliminer les algues et les dépôts dans les tubes des condensateurs ; ce qui est un travail sale et coûteux. Maintenant, près de 50 ans après, l’expérience de l’industrie thermique a prouvé que la chloration des eaux de refroidissement est la méthode la plus efficace et la plus économique pour lutter contre le développement des algues dans les échangeurs de chaleur (14).

2) Pratiques courantes

90 % des centrales électriques pratiquent la chloration de leurs eaux de refroidissement. Le peu qui ne le font pas se trouvent dans les endroits où le sable entraîné par l’eau assure un nettoyage naturel des condensateurs. La quantité totale de chlore utilisée dans ce domaine est d’environ 90 000 tonnes par an.

Le facteur le plus important dans la chloration des eaux de refroidissement est le fait que ces eaux véhiculent le désinfectant jusqu’aux tubes des condensateurs : il faut en tenir compte dans le choix des matériaux de construction.

La pratique courante consiste en une chloration intermittente, pendant 20 à 30 minutes, 2 ou 3 fois par 24 heures pour obtenir en bout de circuit 1 à 2 mg/l. Les doses et la fréquence varient suivant les cas. Il y a deux types de procédés. Le plus courant est le circuit ouvert (avec une entrée et un rejet d’eau en continu). La chloration, dans ce cas, s’effectue par intermittence. L’E.P.A. (Environmental Protection Agency) émet deux objections qui sont des hypothèses d’école. La première à propos du chlore résiduel dans l’effluent qui peut persister à la sortie. La seconde, pendant la période de chloration, le chlore détruit le plancton de l’eau puisée qui est rejetée sans plancton.

Dans les circuits ouverts, on conçoit parfois la chloration de façon à ce que l’effluent d’un groupe de condensateurs soit dilué pour disparaître avant d’atteindre le milieu récepteur.

L’autre procédé est le circuit fermé comportant des aéro-réfrigérants. Ce système comporte beaucoup d’avantages économiques. Cependant, il apparaît une importante accumulation de matières organiques sur les tours et dans les boues au fond des bassins, ce qui, non seulement augmente la demande en chlore, mais aussi empêche la formation du chlore libre résiduel. Donc, pratiquement les circuits d’eau de tour de refroidissement fonctionnent avec un résiduel de chloramines moins efficace : il faut

en tenir compte. Les installations avec tour de refroidissement présentent un avantage certain sur les circuits ouverts au point de vue protection de l'environnement, car les purges de la tour peuvent être réalisées en dehors des périodes de chloration, ou elles peuvent être dérivées vers une installation de traitement de boues si possible, sinon vers une lagune, ou encore on peut déchlorer les purges. On ne devrait plus avoir qu'à déchlorer le résiduel de 60 minutes qui présente généralement moins de 0,2 mg/l.

RÉCUPÉRATION DES EAUX USÉES.

1) Contexte historique

La récupération des eaux usées aux U.S.A. se pratique depuis 1920. L'une des premières installations est l'usine de traitement par boues activées de Golden Gate Park de San Francisco. Cette opération a commencé vers 1930. En 1935, 62 municipalités utilisaient l'eau usée traitée pour l'irrigation des cultures et la réglementation concernant cette utilisation est en vigueur depuis environ 15 ans en Californie. En 1970, il y avait environ 600 projets de recyclage en continu aux U.S.A., dont la moitié se situait dans l'État de Californie. Le premier type d'utilisation était l'irrigation de cultures (lin, céréales, fourrages) avec très peu de possibilités de contact avec le public. L'utilisation de l'eau recyclée pour l'arrosage des pelouses, des jardins, des aires de jeu, des terrains de golf, des autoroutes, des bas-côtés, etc., a aussi son histoire, mais ce n'est que depuis 10 ou 15 ans qu'on enregistre une augmentation soudaine du nombre de ces installations. Là où les installations d'irrigation des cultures ont augmenté de 40 %, les installations d'arrosage des pelouses ont été multipliées par 9. Maintenant, on a tendance à utiliser l'eau recyclée pour des endroits où le public est de plus en plus exposé et de plus en plus en contact. L'attention du public a été attirée sur de nombreuses installations de recyclage en Californie telles que le projet de Santee qui comporte une baignade en plus de zones de nautisme et de pêche, et le projet de Contra Costa qui prévoit une alimentation en eau de refroidissement industrielle à partir d'eau recyclée.

De plus, les organismes produisant de l'eau et traitant les eaux usées sont obligés d'élaborer des projets de recyclage des eaux usées, sinon ils ne sont pas subventionnés par l'État fédéral.

En 1968, le Bureau de la Santé Publique de Californie a adopté des normes de qualité s'appliquant à l'eau recyclée destinée à l'irrigation et à l'arrosage des cultures, des pelouses et aux bases de loisirs. Il est important de se rendre compte que les scientifiques de toutes disciplines ont reconnu que l'établissement de normes de qualité pour les eaux recyclées en termes de DBO, matières en suspension, matières solubles, et autres paramètres utilisés habituellement, n'était pas pratique. Le coût des installations de contrôle était trop élevé pour les plus petites opérations de recyclage. Le groupe de travail a décidé d'utiliser comme test-témoin la concentration en coliformes dans l'eau recyclée. Les concentrations en coliformes autorisées pour les différentes utilisations de l'eau recyclée sont complétées par des termes consacrés tels que « eau usée oxydée », « eau usée filtrée » et autres termes descriptifs qui, en gros, indiquent le type d'eau recyclée sans spécification concernant les limites chiffrées de qualités.

2) Les normes adoptées

Brièvement, les normes adoptées sont les suivantes (14) :

a) Effluents primaires : ils peuvent être utilisés pour l'irrigation des cultures (lin, céréales, fourrages), des vergers et des vignobles. Virtuellement, il n'y a aucun contact avec le public, ni possibilité d'ingestion.

b) Effluents secondaires avec un N.P.P. moyen en coliforme de 23/100 ml. Ils peuvent être utilisés pour l'arrosage des pelouses, des cultures, les réservoirs d'irrigation et l'alimentation du bétail. Un contact avec le public est possible, mais l'ingestion directe très improbable.

c) Effluents secondaires aérés avec un N.P.P. moyen en coliforme de 2,2/100 ml. Ils peuvent être utilisés pour l'irrigation de certaines cultures maraîchères (mais cet effluent coûte cher à traiter) et de façon limitée pour les plans d'eau de loisirs. Cette eau est en contact avec le public et de faibles ingestions sont possibles.

d) Effluents tertiaires (filtrés) avec un N.P.P. moyen de 2,2/100 ml. Ils peuvent être utilisés pour l'arrosage des cultures et de façon non limitée pour les plans d'eau de loisirs. Un contact avec le public et de faibles ingestions sont probables.

Aujourd'hui, il y a de nombreuses applications pour les eaux de refroidissement qui utilisent les effluents secondaires représentant un N.P.P. de 2,2/100 ml.

Le recyclage des eaux en est là, du moins en Californie. Il est aussi largement utilisé pour réalimenter les nappes d'eau, ce qui permet d'atteindre deux autres buts importants :

— fournir une barrière d'eau salée,

— empêcher les affaissements de terrains dus au soutirage de gaz naturel et de pétrole.

La désinfection est le maillon le plus important de cette chaîne de traitement. Le chlore doit être utilisé pour faire le gros du travail de désinfection et assurer un résiduel persistant ; on peut faire appel à l'ozone pour l'inactivation de certains virus.

RÉSUMÉ ET CONCLUSION

Il est clairement démontré que rien ne peut remplacer le chlore de façon satisfaisante en tant que désinfectant et en tant qu'outil chimique dans le traitement des eaux potables, des eaux usées, des eaux de refroidissement et des eaux de récupération. La formation de composés organiques chlorés indésirables est largement compensée par le champ d'activité germicide du chlore. Il est facile à manipuler, à mettre en œuvre, à mesurer et à contrôler. Enfin, notion très importante, il peut être injecté de façon à produire des résiduels prévisibles à temps donnés. Cela peut d'ailleurs tourner à son désavantage dans certains cas spécifiques, mais ils sont connus et solutionnables. Les autres halogènes tels que l'iode, le brome et le chlorure de brome sont beaucoup plus chers et difficiles à manipuler. On ne peut envisager leur utilisation que dans des cas particuliers. L'ozone a quelques avantages certains sur le chlore, dont son efficacité virulicide très supérieure n'est pas le moindre. Mais, c'est un agent oxydant tellement rapide qu'il est impossible de maintenir un résiduel. Tout résiduel d'ozone a un temps de demi-vie très court. En Europe, on insiste maintenant sur son pouvoir d'affinage (16).

Au lieu de chercher à remplacer le chlore, il faut rechercher les qualités chimiques de certaines combinaisons comme le font très heureusement les Européens qui associent le chlore, le bioxyde de chlore, l'ozone et le charbon actif, ou les Anglais qui préconisent la chloration suivie d'une déchloration, elle-même quelquefois suivie d'une rechloration.

La première chose à faire est de contrôler la pollution galopante des cours d'eau due particulièrement aux rejets industriels et de commencer immédiatement à considérer la demande en chlore en 15 ou 30 minutes comme le paramètre déterminant de qualité d'une eau. Si cette demande excède 5 mg/l en 15 minutes, cette source d'approvisionnement est raisonnablement à considérer comme trop polluée pour la consommation humaine, quels

que soient les traitements envisageables. Ce même paramètre est à utiliser pour les rejets d'eaux usées afin de déterminer si l'industriel a atteint le degré de traitement désiré. Il semble que le second et peut-être le plus important bénéfice apporté par le matériel de désinfection des eaux usées soit sa valeur en tant qu'outil de contrôle de la pollution. Le personnel des stations de traitement des eaux usées qui a travaillé avec les exigences astreignantes des normes de concentration en coliformes imposées par la Californie, se rend compte rapidement que le procédé de désinfection n'est qu'un échec total si toutes les unités de traitement de la station ne fonctionnent pas correctement.

Il reste encore beaucoup à faire au sujet du traitement des eaux usées. En particulier, étudier systématiquement :

1. 1) Toutes les possibilités de combinaisons utilisant le chlore, le bioxyde de chlore et l'ozone.
2. 2) Les avantages de certains types d'aération et de déchloration suivies d'une rechloration avec ou sans postchloration.
3. 3) Les différentes combinaisons de déchloration avec, à la fois l'anhydride sulfureux et le charbon actif.
4. 4) L'utilisation des chloramines.
5. 5) Les variations de l'efficacité des différentes concentrations d'eau chlorée au point d'injection. Par exemple, une injection de chlore est-elle plus efficace si elle est réalisée à l'aide d'eau chlorée à 10 000 mg/l ou à 1 000 mg/l ?

Enfin, terminons aujourd'hui sur une proposition constructive : celle de faire admettre en tant que paramètre de qualité pour l'eau potable, l'eau usée et l'eau en général, la demande en chlore en 15 minutes ou 30 minutes. Ce test est simple et réellement significatif.

G.C. WHITE.

BIBLIOGRAPHIE

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NOTES DU TRADUCTEUR

(a) Le nombre le plus probable (N.P.P.) en coliformes correspond à un dénombrement indirect par méthode statistique. Après ensemencement d'un certain nombre de tubes et incubation, on relève le nombre de tubes positifs (c’est-à-dire présentant la modification caractéristique recherchée) et le nombre de tubes négatifs. Selon le système d'ensemencement retenu et le résultat après incubation, on lit sur une table le nombre le plus probable (N.P.P.) de coliformes contenus dans 100 ml d'eau examinée.

(b) La colimétrie s'effectue en deux étapes : le test présomptif et le test confirmatif. Le test présomptif indique la présence ou non de coliformes. Le test confirmatif permet le dénombrement des coliformes.

(c) Le réacteur « plug flow » est un réacteur de type piston, c'est-à-dire assimilable à une conduite véhiculant l'eau en régime turbulent sans gradient de vitesse le long d'un diamètre. Dans la pratique, cela signifie que toutes les molécules d'eau séjournent exactement le même temps dans le réacteur.

(d) La Cifec a breveté (en particulier en France et aux U.S.A.) le procédé Halogenec®, fig. 11, traitement à deux étages consistant à satisfaire la demande en halogènes de l’eau usée avec du chlore, puis à laissant un résiduel de bromamines beaucoup plus germicides que les chloramines. Le brome est produit in situ par action du chlore gazeux sur de l'eau de mer ou sur une solution de bromures.

(e) Le temps modal correspond ici au temps de sortie du pic de coloration. (Le temps de latence est le temps écoulé entre l'injection du colorant et sa détection à la sortie de la chambre de contact.)

(g) On appelle « compound loop » un système de régulation en boucle, c'est-à-dire un asservissement au débit d'eau à traiter, complété par une régulation en fonction du chlore résiduel mesuré par un analyseur automatique.

(h) La méthode Cifec consiste au contraire à éviter toute variation de perte de charge au niveau de la vanne, c'est-à-dire à maintenir la valeur de h constante. Le signal de l'analyseur est envoyé à un contrôleur électronique qui change la valeur A à la fois en fonction du débit d'eau à traiter et du chlore résiduel. L'avantage de cette méthode tient au fait que la vanne est alors linéaire et la régulation plus précise et plus fiable.

(i) Pour simplifier les calculs, on peut écrire l'équation de Selleck, Collins et White sous la forme suivante :

    4,35  
c = ————  
     t  

par exemple pour Y₀ = 35 x 10⁶, Y = 10³ et t = 30 ; l'équation devient :

    4,35  
c = ————  
     30  
( 35 x 10⁶  
 ————— )  
     10³  

c ≈ 4,8 mg/l.

(j) Cette teneur est en accord avec les notices de la Cifec qui préconisent 1 mg/l de chlore sous forme d'acide hypochloreux appelé chlore actif. Pour obtenir cette valeur à pH 7,5, il faut 2 mg/l de chlore libre dosé avec la pilule DPD n° 1 de la méthode Cifec-Palin.