Biofiltration des eaux brutes pour le contrôle du manganèse des eaux de surface

Rapports scientifiques volume 13, Numéro d'article : 9020 (2023) Citer cet article

109 accès

1 Altmétrique

Détails des métriques

Le contrôle du manganèse (Mn) dans les systèmes d'eau de surface est un défi pour l'industrie de l'eau potable, en particulier dans un cadre de durabilité. Les méthodes actuelles d'élimination du manganèse des eaux de surface utilisent des oxydants puissants qui intègrent du carbone et peuvent être coûteux et nocifs pour la santé humaine et l'environnement. Dans cette étude, nous avons utilisé une conception simple de biofiltre pour éliminer le manganèse de l'eau du lac, sans prétraitements conventionnels des eaux de surface. Les biofiltres avec affluent aéré éliminaient le manganèse à des concentrations inférieures à 10 µg/L lorsqu'ils recevaient de l'eau affluente contenant > 120 µg/L de manganèse dissous. L'élimination du manganèse n'a pas été inhibée par des charges élevées de fer ou une mauvaise élimination de l'ammoniac, ce qui suggère que les mécanismes d'élimination peuvent différer des biofiltres des eaux souterraines. Les biofiltres expérimentaux ont également atteint des concentrations de manganèse dans les effluents inférieures à celles du procédé de traitement conventionnel à grande échelle, tout en recevant des concentrations de manganèse plus élevées. Cette approche biologique pourrait aider à atteindre les objectifs de développement durable.

Le manganèse (Mn) dans l'eau potable est généralement éliminé pour améliorer l'esthétique de l'eau, car les particules de manganèse peuvent décolorer l'eau et tacher les appareils sanitaires et le linge1. Cependant, on craint de plus en plus que des concentrations élevées de manganèse n'aient un impact sur la santé et le développement des jeunes enfants2,3,4,5. Les problèmes esthétiques et de santé peuvent être aggravés lorsque le manganèse s'accumule dans les systèmes de distribution. Le manganèse accumulé peut rapidement se mobiliser en raison des changements hydrauliques ou de la qualité de l'eau dans un système de distribution, provoquant une augmentation importante et difficile à prévoir de la concentration de manganèse au robinet6. L'accumulation de manganèse peut également augmenter la libération de plomb7,8. Par conséquent, l'élimination du manganèse dans les usines de traitement de l'eau potable doit être maximisée.

Santé Canada recommande un objectif esthétique de 20 µg Mn/L, mais de nombreux services publics ciblent des concentrations plus faibles pour prévenir les impacts de l'accumulation dans les réseaux de distribution6,9. Pour les usines de traitement des eaux de surface, ces objectifs sont généralement atteints en utilisant une combinaison d'oxydation chimique utilisant des oxydants puissants (par exemple, le dioxyde de chlore ou le permanganate) suivie d'une déstabilisation des particules ou d'une oxydation catalytique avec des milieux revêtus de chlore libre et d'oxyde de manganèse6,10. Cependant, ces techniques à base de produits chimiques peuvent produire des sous-produits nocifs et augmenter les coûts de traitement en raison de la demande en produits chimiques, de l'équipement requis pour le dosage et de la formation des opérateurs11,12.

Ces approches conventionnelles du traitement du manganèse ne sont pas durables et ne sont pas pratiques dans les zones sans accès à des équipements spécialisés, à une formation et à des produits chimiques de traitement de l'eau. Leur utilisation est contraire à l'Objectif de développement durable 6 (ODD6) des Nations Unies, qui vise à "assurer la disponibilité et la gestion durable de l'eau et de l'assainissement pour tous"13. Des technologies alternatives de traitement du manganèse sont nécessaires pour atteindre ces objectifs. Ces technologies doivent être capables d'éliminer le manganèse à des concentrations inférieures à 20 µg/L tout en réduisant l'impact environnemental du traitement de l'eau potable.

La biofiltration est une alternative technologique durable pour le traitement du manganèse qui nécessite peu ou pas d'ajout de produits chimiques, selon la qualité de l'eau entrante. Les biofiltres sont des filtres à média granulaire fonctionnant avec peu ou pas d'oxydant résiduel (c'est-à-dire du chlore), ce qui permet aux micro-organismes naturels de se développer et de développer des biofilms qui recouvrent le média14. Ces biofilms peuvent augmenter la capacité d'élimination d'un filtre en adsorbant et en dégradant les contaminants dissous, qui ne seraient pas retenus autrement. La biofiltration est largement utilisée pour traiter les eaux souterraines, avec de nombreux systèmes de traitement composés uniquement d'aération et de filtration sur média granulaire15. Le traitement des eaux de surface pourrait être plus durable si cette technologie propre était utilisée, mais les études portant sur la biofiltration des eaux de surface pour le manganèse n'ont pas été en mesure de fournir des conseils de conception largement applicables. Les résultats des études sur les eaux souterraines sont prometteurs, mais peuvent ne pas être directement applicables au traitement des eaux de surface, car la plupart des eaux souterraines contiennent principalement des contaminants dissous et de faibles concentrations de carbone organique, par rapport aux eaux de surface. Par conséquent, pour aider à atteindre l'ODD6, les biofiltres d'eau de surface doivent être étudiés pour établir leur capacité d'élimination du manganèse et leurs principes de conception.

La plupart des études sur les eaux de surface ont considéré les biofiltres dans un contexte d'eau de surface conventionnelle, le biofiltre recevant de l'eau qui a été prétraitée avec des oxydants et qui a été clarifiée. L'objectif de ces études a été de réduire le temps de contrôle efficace du manganèse (c'est-à-dire le temps d'acclimatation), qui peut être de l'ordre de plusieurs mois16,17,18,19,20. Dans cette étude, nous proposons plutôt d'utiliser l'approche conventionnelle de biofiltration des eaux souterraines pour traiter les eaux de surface. Notre objectif était de déterminer si la biofiltration de l'eau brute pouvait être une barrière efficace pour le manganèse dissous dans les eaux de surface. À l'aide d'une conception simple d'aération-biofiltration, quatre conditions ont été étudiées pendant environ 300 jours pour démontrer l'impact de l'oxygène dissous, de l'ammoniac et du fer sur l'élimination du manganèse des eaux de surface, avec des concentrations de manganèse et de fer dépassant parfois 1,5 mg/L. Une étude précédente a examiné la biofiltration directe des eaux de surface, mais elle s'est concentrée sur l'effet de l'ajout de nutriments et de peroxyde à plus petite échelle et n'a pas pris en compte l'effet de l'oxygène dissous sur l'élimination du manganèse19.

Des expériences de biofiltration ont été organisées à l'usine de traitement de l'eau potable de Bennery Lake (BLDWTP) en Nouvelle-Écosse, au Canada, qui utilise un traitement conventionnel des eaux de surface (Fig. 1a). Le lac Bennery a été choisi pour cette étude parce que la stratification saisonnière mène à des concentrations exceptionnelles de manganèse et de fer (Fe), plus de 1,5 et 2,0 mg/L respectivement. Le lac se stratifie au début de l'été, provoquant l'épuisement éventuel de l'oxygène dissous dans l'hypolimnion. Sans apport d'oxygène, les sédiments du lac Bennery se dissolvent, entraînant une augmentation constante de la concentration de manganèse et de fer jusqu'à ce que le lac se déstratifie au début de l'automne. Après la déstratification, les concentrations d'oxygène dissous augmentent, provoquant l'oxydation et la précipitation du manganèse et du fer dissous et leur retour dans les sédiments. Bennery Lake s'est déstratifié au jour 107 de cette expérience. Les concentrations de carbone organique sont modérées à élevées dans ce lac, le carbone organique total (COT) étant généralement inférieur à 6,0 mg/L. Cependant, des concentrations de COT approchant 9,0 mg/L ont été observées à certains moments. L'alcalinité et la dureté sont toutes deux faibles dans le lac Bennery à environ 5,0 et 8,0 mg/L de CaCO3, respectivement21.

Schéma conceptuel de l'expérience de biofiltration d'eau brute par rapport à la station d'épuration conventionnelle accueillant l'expérience (a) et schéma des conditions expérimentales de biofiltration d'eau brute.

Les biofiltres étaient contenus dans des colonnes en verre de 2,5 cm de diamètre et de 200 cm de hauteur (FlexColumn™ Economy Columns, DWK Life Sciences). Ils ont été remplis d'environ 61 cm d'anthracite frais (taille efficace = 0,9 mm) sur 30 cm de sable frais (taille efficace = 0,45 mm), correspondant au profil de support à grande échelle du BLDWTP. Neuf filtres ont été opérés pendant la durée de l'étude (286 jours) avec quatre conditions (Fig. 1b). Deux filtres témoins ont été alimentés en eau brute non modifiée. Les filtres expérimentaux ont été alimentés en Mn dissous supplémentaire (0,1 à 0,5 mg/L), les conditions restantes étant du fer supplémentaire, de l'ammoniac et du fer et de l'ammoniac combinés à des concentrations de 0,1 mg/L. Tous les biofiltres ont fonctionné à un débit d'environ 28 ml/min (3,3 m/h) pendant la majeure partie de l'étude et les débits ont été calibrés régulièrement. Cela a conduit à un temps de contact du lit vide de 16 minutes ou moins, en raison d'une réduction du volume du lit filtrant au fil du temps lorsque le média filtrant a été retiré pour l'échantillonnage. Les débits ont été réduits à environ 14 mL/min (1,7 m/h) des jours 192 à 256 car l'accès au BLDWTP était limité en raison des restrictions locales liées au COVID-19 à partir de décembre 2021. Pendant cette période, le dosage du manganèse et de l'ammoniac est resté constant, mais le dosage du fer a été arrêté et n'a pas été repris. L'échantillonnage n'a pas non plus pu être terminé pendant cette période. Les biofiltres étaient généralement lavés à contre-courant chaque semaine avec de l'eau de lac non traitée ou de l'eau traitée à grande échelle sans chlore à un débit d'environ 150 ml/min jusqu'à ce que l'eau de lavage à contre-courant soit visiblement claire. Le rétrolavage a été réduit à deux fois par mois pendant la période de débits réduits. Pendant les lavages à contre-courant, une tige en acier inoxydable a été utilisée pour perturber les médias et libérer les poches d'air formées lors du lavage.

Le BLWDTP produisait de l'eau pendant 6 à 7 h par jour, par conséquent, l'eau brute était stockée dans des réservoirs en plastique de 200 L pour permettre un écoulement continu à travers les biofiltres pilotes. Tous les filtres, à l'exception des témoins, contenaient du manganèse dissous ajouté aux réservoirs de stockage à l'aide d'une solution mère acidifiée (1 ou 10 g Mn(II)/L, Mn(II)SO4·H2O, Fisher Scientific). Du bicarbonate de sodium (Fisher Scientific) a été ajouté directement aux réservoirs de stockage pour compenser la perte d'alcalinité de la solution mère acidifiée. Les solutions mères diluées de fer et d'ammoniac ont été stockées dans des récipients plus petits (15 à 40 L) et pompées vers un récipient de mélange intermédiaire (5 L) avec l'eau brute modifiée pour produire l'eau entrante du biofiltre. Ces solutions mères diluées ont été préparées à partir d'ammonium concentré (1 g NH4 sous forme de N/L, NH4Cl, Fisher Scientific), de fer (1 g Fe(II)/L, FeSO4·7H2O, Fisher Scientific), de solutions mères de manganèse et d'eau de lac non traitée. Les solutions diluées contenant du fer ont été acidifiées à un pH inférieur à 4 en utilisant du HCl 1 N (Fisher Scientific) pour empêcher une oxydation rapide par l'oxygène avant la biofiltration. L'eau entrant dans le biofiltre pour les filtres expérimentaux a été aérée du jour 63 au jour 130 à l'aide d'une pompe à air d'aquarium, après quoi la concentration en oxygène dissous dans l'eau brute était proche de la saturation. Le réservoir de stockage du filtre F-Mn était aéré directement car il n'y avait pas de cuve de mélange intermédiaire pour les filtres non alimentés en fer ou en ammoniac.

Des mesures de la qualité de l'eau ont été prises deux fois par semaine, à l'exception du carbone organique total (COT), qui a été mesuré deux fois par mois. Des échantillons d'effluents ont d'abord été prélevés en laissant l'eau effluente s'égoutter dans la verrerie directement à partir du filtre (c'est-à-dire sans toucher les tubes). Les échantillons influents ont été recueillis dans de la verrerie directement à partir du tube d'affluent du filtre. Une fois l'analyse sur place terminée, l'eau a été transportée dans des bouteilles propres et imbibées de HNO3 (Fisher Scientific) au Dalhousie Clean Water Laboratory pour une analyse supplémentaire.

Le pH de l'eau (8157BNUMD, Orion), la température et la concentration en oxygène dissous (083005MD, Orion) ont été mesurés sur place immédiatement après l'échantillonnage. Les mesures d'oxygène dissous ont commencé le jour 53. Les concentrations de manganèse, de fer, d'ammoniac et de COT ont été mesurées au Dalhousie Clean Water Laboratory. Le manganèse et le fer ont été mesurés à l'aide de la spectrométrie de masse à plasma à couplage inductif (ICP-MS, iCAP™ RQ, Thermo Fisher). Les échantillons ont été divisés et la moitié du volume a été passée à travers des filtres à membrane en nitrate de cellulose conditionnés de 0,45 µm avec une cartouche de filtre à seringue. Tous les échantillons de manganèse et de fer ont été conservés dans de nouveaux tubes en polypropylène par acidification avec du HNO3 de qualité trace métallique (Fisher Scientific) à pH < 2 avant analyse.

L'ammoniac a été mesuré par spectrophotométrie UV-vis (DR5000™ ou DR6000™, HACH). La méthode au salicylate a été le plus souvent utilisée (0,01 à 0,50 mg NH3-N/L, Méthode 8155, HACH) mais une pénurie de réactifs a conduit à l'utilisation de la méthode TNT ultra basse gamme (0,02 à 2,5 mg NH3-N/L, TNT 830, HACH). Pour l'analyse du COT, les échantillons ont été conservés par acidification avec H3PO4 (Fisher Scientific) à pH < 2 et analysés avec un analyseur COT (TOC-VCPH, Shimadzu).

Le fractionnement champ-écoulement à flux asymétrique (FFF) a été utilisé pour évaluer les particules colloïdales (c.-à-d. inférieures à 0,45 µm) dans l'eau non traitée du lac Bennery, en utilisant les méthodes décrites par Trueman et al.22. En bref, les échantillons ont d'abord été filtrés à travers des filtres à membrane en nitrate de cellulose apprêtés de 0,45 µm, puis fractionnés à l'aide d'un système FFF à flux asymétrique (AF2000 Multiflow, PostNova) avec une membrane en polyéthersulfone de 300 Da et une vanne d'injection manuelle avec une boucle d'échantillon de polyéther éther cétone de 1 ml. Les particules fractionnées ont ensuite été analysées d'abord par un détecteur UV-vis (SPD-20A, Shimadzu), suivi par ICP-MS.

Le média filtrant a été échantillonné une fois toutes les deux semaines. Des scoopulas en acier inoxydable stérilisées à l'autoclave ont d'abord été utilisées pour homogénéiser les quelques centimètres supérieurs de média filtrant, puis pour prélever un échantillon de 1 à 4 g. L'échantillon de milieu a été stocké dans des tubes en plastique stériles de 50 ml (Falcon®, VWR™) et transporté sur de la glace au Dalhousie Clean Water Laboratory pour un traitement immédiat. L'adénosine triphosphate (ATP) a été mesurée immédiatement à l'aide d'un kit de test commercial (Deposit & Surface Analysis, LuminUltra®) et d'un luminomètre (PhotonMaster™), en suivant les instructions du fabricant. Des milieux supplémentaires ont ensuite été préparés pour l'analyse des métaux par séchage au four à 105 ° C ou séchage à l'air dans une armoire à dessiccateur à température ambiante. Les métaux ont été extraits par digestion acide chauffée, selon la méthode EPA 3050B23 et ont été mesurés par ICP-MS.

Toutes les analyses statistiques ont été effectuées dans l'environnement de programmation R via l'IDE RStudio à l'aide du package R de base version 4.0.224. Un niveau de signification de α = 0,05 a été utilisé pour les corrélations de Spearman et les tests de Wilcoxon Rank Sum. On a supposé que les mesures de chaque paramètre étaient indépendantes les unes des autres. les valeurs p n'ont pas été signalées pour les corrélations calculées sur l'ensemble de l'ensemble de données, car les observations sont probablement corrélées avec les observations passées, ce qui peut entraîner des valeurs p irréalistes25. La visualisation des données et le calcul des fonctions de distribution cumulatives empiriques ont également été réalisés dans R à l'aide de la suite de packages Tidyverse version 1.3.026. Les écarts-types affichés sur les figures ont été calculés pour chaque groupe (représenté par la couleur) pour une période de temps donnée. La période était de 1 jour pour toutes les figures sauf S6, où la période était de 1 semaine. Le diagramme conceptuel (Fig. 1) a été créé avec Biorender.com.

La qualité de l'eau influente a varié au cours de l'étude et comprenait trois phases : la stratification du lac (jours 0 à 107), la déstratification du lac (jours 107 à 256) et l'interruption post-COVID (jours 256 à 285). Avant la déstratification, la concentration en oxygène dissous dans l'eau brute (c'est-à-dire l'eau alimentant les filtres de contrôle) diminuait constamment, jusqu'à un minimum de 1,4 mg/L (Fig. 2a). Cette baisse d'oxygène a entraîné une augmentation significative de la concentration totale de fer et de manganèse dans l'eau brute, les deux culminant à 2300 µg/L (Fig. 2b). Avant la déstratification, la proportion de fer traversant un filtre de 0, 45 µm a diminué de sorte que plus de 50% du fer était particulaire, ce qui suggère que le fer s'est oxydé et aggloméré dans les réservoirs de stockage (Fig. S1 supplémentaire). Après déstratification et diminution correspondante de la concentration en fer, la part particulaire a diminué à environ 25 % de la concentration totale. Cette tendance n'a pas été observée pour les concentrations de manganèse, qui étaient principalement dissoutes avant la déstratification, puis 30 à 70 % de particules (Fig. S1 supplémentaire). La concentration moyenne d'ammoniac dans l'eau brute était de 0,05 ± 0,02 mg/L, culminant à 0,1 mg/L avant la déstratification et chutant à moins de 0,04 mg/L après. La température moyenne de l'eau entrante était de 17 ± 2 ° C, cependant, l'eau était plus froide pendant plusieurs heures après le remplissage des réservoirs de stockage lorsque la température du lac diminuait (Fig. S2 supplémentaire). Le pH a augmenté régulièrement de 5,8 à 6,1 avant la déstratification (Fig. 2c), tandis que la concentration en COT a fortement augmenté de 5 mg/L à plus de 8 mg/L après la déstratification, mais a lentement diminué pour revenir à près de 6 mg/L (Fig. 2d). Lorsque l'échantillonnage a repris après la fin des restrictions locales liées à la COVID-19, les conditions de qualité de l'eau influente s'étaient pour la plupart stabilisées. Les concentrations de fer étaient inférieures à 500 µg/L, tandis que le manganèse était généralement inférieur à 70 µg/L. Le pH avait diminué entre 5,7 et 5,9, mais la concentration en oxygène dissous était initialement plus faible et a augmenté avec le temps en raison de la couverture temporaire de glace.

L'eau brute (c'est-à-dire l'eau alimentant les filtres de contrôle) la concentration en oxygène dissous (a), les concentrations en manganèse et en fer non filtrées (b), le pH (c) et la concentration en COT (d) au fil du temps. Les barres d'erreur représentent l'écart type. Les lignes pointillées représentent la division entre la stratification et la déstratification du lac. L'écart dans les données représente la période d'interruption de la COVID.

L'eau entrante pour les filtres expérimentaux a été ajustée pour le manganèse, le fer, l'ammoniac et l'oxygène dissous. Alors que le lac était stratifié, les concentrations de fer et de manganèse étaient légèrement augmentées dans ces filtres. Cependant, après la déstratification du lac, la dose de manganèse a été augmentée pour compenser la diminution soudaine de la concentration de manganèse dissous dans l'eau brute, passant d'une concentration dans l'eau brute de 36 ± 15 µg/L à une concentration dans l'influent de 131 ± 51 µg/L. La concentration d'ammoniac a été constamment augmentée au-dessus de la concentration de l'eau brute dans le F-NH3 A/B et le F-Both A/B jusqu'à une concentration moyenne de 0,11 ± 0,05 mg/L. La concentration en oxygène dissous dans les filtres expérimentaux a également été augmentée au-dessus de la concentration de l'eau brute à 7,1 ± 1,2 mg/L pendant la période d'aération (Fig. 2a). La température des filtres expérimentaux était comparable à celle des filtres témoins.

Le filtre F-Mn a été le premier à s'approcher de l'objectif de traitement du manganèse de 20 µg/L (Fig. 3). Cependant, pendant ce temps, ce filtre a été involontairement alimenté avec moins de manganèse que les autres filtres expérimentaux et ne peut pas être directement comparé à eux. Cette réduction de la concentration de manganèse dans l'influent a été causée par l'aération du stockage principal de l'eau pour le F-Mn, par rapport au point de mélange étant aéré dans les autres filtres expérimentaux. L'aération de l'eau de stockage a diminué la concentration en manganèse en permettant l'élimination du manganèse dissous par des mécanismes d'élimination biologiques ou hétérogènes dans le réservoir10. Les filtres expérimentaux restants ont tous commencé à approcher l'objectif de traitement du manganèse 1 à 2 semaines avant la déstratification, mais seul le F-Mn a atteint l'objectif pendant cette période. Les filtres de contrôle n'ont pas été en mesure d'éliminer plus de 30 % du manganèse entrant alors que le lac était stratifié (Fig. S3 supplémentaire). Après la déstratification du lac Bennery au jour 107, les concentrations de manganèse dissous dans l'influent ont été réduites à 107 ± 58 µg/L et tous les filtres présentaient généralement des concentrations de manganèse dans l'effluent inférieures à 20 µg/L. Les concentrations dans les effluents semblaient approcher une limite, entre 6 et 10 µg/L. Le fonctionnement des biofiltres à un débit réduit pendant 64 jours n'a pas eu d'incidence sur les performances d'élimination du manganèse dans toutes les conditions après la reprise du débit d'origine. Sur la base de ces données, il est probable qu'une excellente élimination du manganèse de l'eau non traitée contenant des concentrations très élevées de manganèse et de fer est possible en utilisant la biofiltration de l'eau brute à condition qu'il y ait suffisamment d'oxygène dissous.

Moyenne du manganèse dissous dans les biofiltres d'eau brute, regroupés par condition d'influent. Les barres d'erreur représentent l'écart type. Les lignes pointillées verticales représentent la division entre la stratification et la déstratification du lac.

L'élimination du fer dissous était modérée ou médiocre pour tous les filtres, dépassant rarement 40 % (Fig. S3 supplémentaire). Parfois, les filtres n'éliminaient pas de fer ou même relâchaient du fer, en particulier lorsque les concentrations de fer dans l'influent atteignaient leurs valeurs maximales. Après la déstratification du lac Bennery, les concentrations de fer dans les effluents se sont stabilisées à un niveau constant dans tous les filtres (Fig. S4 supplémentaire). Ce résultat était inattendu car le fer est souvent facilement éliminé de l'eau aérée avant qu'il n'atteigne le biofiltre27,28. Cependant, les expériences précédentes au BLDWTP présentaient une élimination du fer tout aussi faible19. On a émis l'hypothèse que le fer dans le lac Bennery n'est pas vraiment dissous, comme le fer l'est généralement dans les eaux souterraines, et qu'il était plutôt partiellement composé de particules de taille colloïdale qui peuvent être liées à la matière organique. Le fractionnement par taille du fer entrant a été étudié à l'aide de FFF et il a été confirmé qu'une partie du fer passant par le filtre de 0, 45 µm n'était pas vraiment dissoute et a été observée dans la plage de 100 à 2 000 kDa (Fig. 4). Les mesures d'absorbance UV à 254 nm suggèrent également que cette fraction du fer peut être liée à la matière organique, indiquée par les pics qui se chevauchent. Ces particules de taille colloïdale ne semblent pas interagir avec le biofiltre, ce qui indique que le fer éliminé représente généralement la partie véritablement dissoute. Heureusement, le fer qui passe à travers ce biofiltre initial peut être éliminé par des coagulants appliqués avant ou après l'élimination du manganèse et du fer dissous.

Fractogramme de fer pour un échantillon non traité du lac Bennery prélevé au jour 116.

L'élimination de l'ammoniac était initialement médiocre dans le F-NH3 A/B et le F-Both A/B (influent de 0,11 ± 0,05 mg/L), malgré une augmentation modérée des concentrations dans l'eau brute (0,05 ± 0,02 mg/L), certains filtres semblant même générer de l'ammoniac au lieu de l'éliminer (Fig. S5 supplémentaire). L'élimination a augmenté au fil du temps, la plupart des filtres atteignant 50 % ou plus d'élimination de l'ammoniac 2 semaines avant la déstratification et pendant 6 semaines après. Après le jour 145, l'élimination de l'ammoniac était incohérente, le F-NH3 B fonctionnant mieux avant l'interruption du COVID. Après l'interruption du COVID, l'élimination de l'ammoniac était incohérente dans les filtres, mais était généralement supérieure à 40 % une semaine après le retour au débit normal.

On s'attendait à ce que des niveaux élevés d'élimination de l'ammoniac soient nécessaires avant que l'élimination du manganèse dissous puisse être obtenue, sur la base d'études sur les biofiltres des eaux souterraines qui suggèrent que les bactéries nitrifiantes pourraient être responsables de l'élimination du manganèse en fournissant des sites d'adsorption, en modifiant les conditions d'oxydoréduction ou en permettant la croissance de bactéries oxydant le manganèse15,28. Cependant, des concentrations de manganèse dans les effluents inférieures à 20 µg/L ont été atteintes malgré une élimination irrégulière de l'ammoniac dans les filtres alimentés en ammoniac supplémentaire. L'impact réduit de l'élimination de l'ammoniac sur l'élimination du manganèse à travers ces biofiltres peut être dû au fait que la concentration d'ammoniac était plus faible que dans d'autres études. Par exemple, Ramsay et al.28 ont découvert que l'élimination du manganèse ne se produisait pas avant l'élimination de l'ammonium dans les biofiltres d'eau souterraine avec une concentration d'ammonium dans l'affluent environ le double de la concentration dans cette étude (c.-à-d. 0,2 mg/L). Cependant, McCormick et al.20 suggèrent que la nitrification à travers les biofiltres d'eau de surface avec une concentration comparable d'ammoniac dans l'influent (0,1 mg/L) était importante pour le développement de l'élimination du manganèse. Des investigations futures sur la communauté microbienne présente dans les biofiltres pourraient fournir une explication.

L'aération de l'eau entrant dans le biofiltre a amélioré l'élimination du manganèse dissous lorsque les concentrations d'oxygène dissous dans l'eau brute étaient inférieures à 5 mg/L. Ce résultat était attendu parce que la source de manganèse dissous était des sédiments lacustres exposés à de l'eau anoxique, et l'élimination biologique du manganèse est généralement un processus aérobie29. Les filtres expérimentaux ont été aérés du jour 63 au jour 130, période pendant laquelle leur concentration en manganèse dissous dans l'effluent était significativement inférieure à celle des filtres témoins en tant que groupe (p = 0,007, Wilcoxon Rank Sum). L'aération a déclenché le début de l'élimination efficace du manganèse dissous dans les biofiltres expérimentaux, l'ensemble du groupe approchant l'élimination complète même lorsque les concentrations de manganèse dépassaient 1 mg/L, avant la déstratification du lac (Fig. 3). Les filtres témoins n'ont pu éliminer efficacement le manganèse dissous qu'après la déstratification du lac, et la concentration en oxygène dissous a par la suite augmenté de 2,5 ± 0,8 mg/L à 8,1 ± 1,2 mg/L. La relation entre la concentration en oxygène dissous et le manganèse dissous dans l'effluent est étayée par une corrélation négative modérée sur l'ensemble de l'ensemble de données (ρ = − 0,58, Spearman).

La concentration en oxygène dissous est souvent négligée dans le traitement du manganèse des eaux de surface car l'élimination du manganèse dissous repose généralement sur des oxydants puissants ou des réactions catalysées par le chlore libre6. Cependant, l'impact significatif de la concentration d'oxygène dissous sur l'élimination du manganèse dissous observé dans cette étude suggère qu'il mérite d'être pris en considération. Les biofilms contenant de l'oxyde de manganèse qui sont probablement responsables de l'élimination du manganèse à travers les biofiltres d'eau brute peuvent s'accumuler à divers endroits dans une chaîne de traitement conventionnelle. En particulier, l'accumulation de ces systèmes inorganiques-biologiques est probable dans les lignes de transmission, sur les surfaces des réservoirs et dans les couvertures de boues6,30. Lorsque l'oxygène dissous est librement disponible, les biofilms de manganèse peuvent éliminer le manganèse dissous de l'eau et accumuler des oxydes de manganèse, fournissant une source supplémentaire de capacité d'élimination du manganèse dans le système de traitement. Cependant, si la concentration en oxygène dissous est épuisée en raison de la stratification ou d'une demande inattendue en oxygène, telle qu'une prolifération d'algues, les biofilms de manganèse peuvent perdre leur capacité d'élimination et/ou peuvent libérer du Mn(II) dissous dans l'eau au-delà du point de contrôle. Les oxydes de manganèse résiduels générés par l'oxydation chimique sont également sensibles à l'épuisement de l'oxygène dissous car les oxydes de manganèse ne sont pas stables dans les environnements anoxiques.

Des études antérieures ont observé une corrélation négative entre l'élimination du manganèse et la charge en fer (c'est-à-dire le fer éliminé à chaque cycle de filtration). Par exemple, Bruins et al.15 ont constaté que les filtres avec des charges de fer supérieures à 2,7 kg Fe/m2 par cycle de filtre ne pouvaient pas éliminer complètement le manganèse (> 80 %), suggérant que soit les minéraux d'oxyde de fer couvraient les sites d'adsorption du manganèse dissous sur le média filtrant, soit que le fer dissous était en concurrence avec le manganèse dissous pour les sites d'adsorption. Les biofiltres de cette étude avaient des charges de fer extrêmement élevées, dépassant parfois 100 kg Fe/m2 par cycle de filtre lorsque les concentrations de fer dans l'influent étaient les plus élevées (Fig. S6 supplémentaire). Ces charges élevées de fer n'ont pas inhibé l'élimination du manganèse dissous, la plupart des filtres atteignant > 80 % d'élimination du manganèse après la période d'acclimatation initiale. C'est le contraire de ce que Bruins et al.15 ont observé sur plus de 100 biofiltres d'eau souterraine, ce qui peut indiquer que les mécanismes d'élimination du manganèse dans les biofiltres d'eau de surface diffèrent de ceux des biofiltres d'eau souterraine. Cependant, l'impact limité de la charge en fer peut également être dû aux différences d'hydraulique et de chimie de l'eau dans cette étude. Par exemple, les biofiltres de cette étude ont été lavés à contre-courant chaque semaine, quelle que soit la perte de charge, ce qui pourrait permettre l'accumulation d'oxydes de fer capables d'adsorption de manganèse dissous qui auraient été retirés d'un filtre à grande échelle15.

Une différence clé entre les eaux souterraines et les eaux de surface est la concentration et la nature du carbone organique, la concentration et la complexité du carbone organique étant généralement plus élevées dans les eaux de surface. Dans cette étude, la concentration de carbone organique était modérée à élevée, allant de 4,8 à 8,8 mg de COT/L, augmentant généralement pendant la durée de l'expérience. L'élimination du COT à travers les biofiltres était médiocre, avec une valeur médiane de 4,5 % et une élimination maximale de 22 %. Il n'y avait aucune corrélation entre l'élimination du COT et le manganèse dissous dans l'effluent (ρ = 0,07, Spearman), ce qui indique qu'une élimination substantielle du carbone organique n'était pas nécessaire pour éliminer le manganèse des eaux de surface. De plus, les concentrations de carbone organique dans l'influent ont augmenté avec le temps, tout comme l'élimination du manganèse, ce qui a entraîné une corrélation positive (ρ = 0,6, Spearman). Cela montre que l'élimination du manganèse n'a pas été inhibée par les fortes concentrations de carbone organique trouvées dans les eaux de surface.

L'ATP a été quantifié au cours de l'étude pour déterminer s'il existait une relation entre la quantité de biomasse et l'élimination du manganèse. Evans et al.16 ont constaté que l'élimination du manganèse était généralement médiocre lorsque la concentration d'ATP était inférieure à 200 ng de tATP/cm3 de milieu sec. Les résultats de cette étude sont similaires, mais l'élimination du manganèse n'était pas constante au-dessus de ce seuil (Fig. 5a). Des fonctions de distribution cumulatives empiriques ont été calculées pour évaluer les valeurs seuils d'ATP possibles (Fig. 5b). Lorsque l'ATP était supérieur à 300 ng tATP/cm3, la probabilité que le manganèse dissous dans l'effluent soit inférieur à la valeur recommandée de 20 µg/L était de 0,75. En conséquence, l'élimination du manganèse dans les effluents était négativement corrélée à la concentration d'ATP (ρ = − 0,68, Spearman), ce qui suggère que l'accumulation générale de biomasse améliorait l'élimination du manganèse. D'autres études ont montré que les concentrations d'ATP ne sont généralement pas liées à la performance du filtre, mais sont plutôt une indication générale de la maturité du filtre31. Une analyse approfondie de la communauté microbienne au sein de la biomasse à l'aide du séquençage de l'ADN peut fournir des informations supplémentaires sur la relation entre le biofilm et l'élimination du manganèse.

Relation entre l'ATP et le manganèse dissous dans l'effluent (a) sous forme de nuage de points avec le temps et (b) en tant que fonction de distribution cumulative empirique pour le manganèse avec plusieurs valeurs d'ATP comme seuils.

Les biofiltres qui éliminent le manganèse de l'eau sont connus pour accumuler du manganèse sur les médias filtrants. Cette accumulation peut améliorer les performances d'élimination du manganèse dissous, car les oxydes de manganèse peuvent adsorber et catalyser l'oxydation du manganèse dissous32. Dans cette étude, les biofiltres ont commencé à accumuler du manganèse après avoir approché l'élimination complète du manganèse (Fig. S7 supplémentaire). Tout manganèse retiré avant cela n'a pas eu d'impact significatif sur la quantité de média filtrant de revêtement de manganèse. Le manganèse a continué à s'accumuler au fil du temps, ce qui a entraîné une corrélation négative significative entre le manganèse accumulé et la concentration de manganèse dissous dans l'effluent (ρ = − 0,7, Spearman). L'aluminium, le calcium et le fer étaient également présents dans le revêtement du média filtrant à des concentrations élevées, mais leurs concentrations étaient stables pendant l'expérience et n'étaient pas corrélées avec les concentrations de manganèse dissous dans l'effluent. Cela suggère que seul le manganèse a été incorporé dans le biofilm et/ou a adhéré au média filtrant et que d'autres métaux ont été éliminés par un rétrolavage périodique.

Les services d'approvisionnement en eau utilisent des technologies de base d'aération-biofiltration pour éliminer le manganèse dissous des eaux souterraines depuis des décennies29. Cependant, le manganèse dans les eaux de surface est généralement contrôlé soit à l'aide d'oxydants puissants pour oxyder et précipiter le manganèse dissous, soit à l'aide de chlore et de milieux adsorbants pour adsorber et oxyder le manganèse6. Des études ont démontré que les biofiltres des eaux de surface peuvent constituer une barrière de traitement viable pour le manganèse16,18,20, mais ces études ont pris en compte la biofiltration conventionnelle des eaux de surface (c'est-à-dire le prétraitement avec oxydation chimique, coagulation, clarification et biofiltration). L'étude actuelle est distincte des études précédentes sur les eaux de surface parce qu'elle a traité l'eau de surface à l'aide de la biofiltration conventionnelle des eaux souterraines (c.

Tous les biofiltres aérés de cette étude ont été capables d'éliminer systématiquement > 80 % du manganèse dissous après la période d'acclimatation initiale. Cette excellente élimination a entraîné une concentration moyenne typique de manganèse dissous dans les effluents bien en deçà de l'objectif esthétique canadien de 20 µg/L (Fig. 3), même lorsque les filtres fournis contenaient des concentrations de manganèse supérieures à 120 µg/L. La performance d'élimination du manganèse des biofiltres d'eau brute a dépassé le processus à grande échelle piloté par le permanganate au BLDWTP (Fig. 6), malgré les concentrations non ajustées de manganèse dans l'affluent tombant en dessous de 50 µg/L après la déstratification. Le BLDWTP repose sur une élimination supplémentaire du manganèse par le chlore appliqué après la filtration pour atteindre les objectifs de traitement. Ces résultats suggèrent qu'un simple système de biofiltration de l'eau brute pourrait être une méthode viable pour contrôler le manganèse dissous dans les eaux de surface similaire à la présente étude. Un tel système pourrait être mis en œuvre dans des régions sans accès aux technologies conventionnelles de traitement du manganèse avec des intrants chimiques minimaux.

Effluent manganèse dissous pour biofiltres d'eau brute et filtre pleine échelle BLDWTP après déstratification. Les barres d'erreur représentent les valeurs maximales et minimales. La concentration indiquée dans la légende représente la concentration moyenne de manganèse dans l'influent pendant cette période.

Un procédé unitaire dont l'objectif principal est d'éliminer le manganèse peut sembler inutile aux services d'eau de surface conventionnels, mais il a un précédent. Knocke et al.33 décrivent des contacteurs de post-filtration, qui utilisent du chlore libre et des milieux revêtus d'oxydes de manganèse pour éliminer le manganèse dissous passant par les procédés de traitement conventionnels. Cette technologie a depuis été utilisée dans des usines de traitement à grande échelle dans le Connecticut, la Virginie et le Maine34,35. À mesure que le coût des oxydants augmente, les traitements alternatifs au manganèse tels que ceux-ci deviendront de plus en plus viables dans les usines de traitement des eaux de surface. Les biofiltres d'eau brute proposés ici présentent l'avantage supplémentaire de réduire l'impact environnemental du traitement de l'eau par rapport aux contacteurs de post-filtration, en ne nécessitant pas de chlore libre pour éliminer le manganèse. Cependant, les petits milieux d'anthracite et de sable utilisés dans l'étude actuelle entraîneraient une perte de charge par rétention de particules et un besoin correspondant de lavages à contre-courant fréquents. Ce problème pourrait être résolu en utilisant des supports de plus grande taille, mais un travail important est nécessaire pour prouver la viabilité de ce concept.

Les résultats de cette étude démontrent qu'une approche de biofiltration de l'eau de surface brute peut être utilisée pour atteindre des concentrations de manganèse dissous dans les effluents inférieures aux valeurs recommandées de 20 µg/L.

Des concentrations élevées d'oxygène dissous (> 8 mg/L) étaient essentielles pour obtenir de faibles concentrations de manganèse dissous dans les effluents. L'aération a également réduit les jours de fonctionnement avant que le manganèse ne soit efficacement contrôlé.

Une faible élimination de l'ammoniac (médiane de 55 %) et une charge élevée en fer (médiane de 40 kg de Fe dissous/m2 par cycle de filtre) n'ont pas inhibé l'élimination du manganèse, contrairement à ce qui a été observé dans les études sur les eaux souterraines.

Les biofiltres d'eau brute ont atteint des concentrations de manganèse dissous dans les effluents inférieures à celles du procédé de traitement conventionnel à grande échelle, démontrant ainsi le potentiel de remplacement des traitements conventionnels au manganèse par des technologies biologiques.

L'approche de biofiltration de l'eau brute pourrait être utilisée pour l'eau potable dans les régions qui n'ont pas accès aux traitements conventionnels au manganèse. Cependant, les exigences de perte de charge et de lavage à contre-courant peuvent empêcher l'adoption de cette technologie par les usines de traitement des eaux de surface conventionnelles. Nous suggérons que des supports de plus grande taille pourraient résoudre ce problème. Cependant, des recherches substantielles dans ce domaine sont nécessaires avant qu'une telle technologie puisse être adoptée.

Les données à l'appui des conclusions de cette étude sont disponibles auprès de l'auteur correspondant sur demande raisonnable.

Sain, AE, Griffin, A. & Dietrich, AM Évaluation du goût et de la perception visuelle du Mn(II) et du Mn(IV). J. AWWA 106, E32–E40 (2014).

Article Google Scholar

Bouchard, MF, Surette, C., Cormier, P. & Foucher, D. Faible exposition au manganèse par l'eau potable et la cognition chez les enfants d'âge scolaire. Neurotoxicologie 64, 110-117 (2018).

Article CAS PubMed Google Scholar

Dion, L.-A. et coll. Modifications des niveaux de manganèse dans l'eau et évaluation longitudinale de la fonction intellectuelle chez les enfants exposés par l'eau potable. Neurotoxicologie 64, 118-125 (2018).

Article CAS PubMed Google Scholar

Rahman, SM et al. Manganèse dans l'eau potable et capacités et comportements cognitifs à 10 ans : une étude de cohorte prospective. Environ. Perspective Santé. 125, 057003 (2017).

Article PubMed PubMed Central Google Scholar

Jörg, S. et al. Exposition au manganèse dans l'eau potable pendant l'enfance et association avec le trouble d'hyperactivité avec déficit de l'attention : une étude de cohorte à l'échelle nationale. Environ. Perspective Santé. 128, 097004 (2020).

Article Google Scholar

Brandhuber, P., Clark, S., Knocke, W. & Tobiason, JE Conseils pour le traitement du manganèse. (2013).

Schock, MR, Cantor, AF, Triantafyllidou, S., Desantis, MK & Scheckel, KG Importance des dépôts de tuyaux pour la conformité aux règles sur le plomb et le cuivre. J. AWWA 106, E336–E349 (2014).

Article Google Scholar

Trueman, BF et al. Le manganèse augmente la libération de plomb dans l'eau potable. Environ. Sci. Technol. 53, 4803–4812 (2019).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Santé Canada. Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada - Tableau sommaire. (Bureau de la qualité de l'eau et de l'air, Direction générale de la santé environnementale et de la sécurité des consommateurs, Santé Canada, 2019).

Tobiason, JE, Bazilio, A., Goodwill, J., Mai, X. & Nguyen, C. Élimination du manganèse des sources d'eau potable. Pollution actuelle. Rep. 2, 168-177 (2016).

Article CAS Google Scholar

Richardson, SD, Plewa, MJ, Wagner, ED, Schoeny, R. & DeMarini, DM Occurrence, génotoxicité et cancérogénicité des sous-produits de désinfection réglementés et émergents dans l'eau potable : un examen et une feuille de route pour la recherche. Mutat. Rés./Rév. Mutat. Rés. 636, 178–242 (2007).

Article CAS Google Scholar

Tekerlekopoulou, AG, Pavlou, S. & Vayenas, DV Élimination de l'ammonium, du fer et du manganèse de l'eau potable dans les unités de biofiltration : Une revue : Élimination de l'ammonium, du fer et du manganèse de l'eau potable. J. Chem. Technol. Biotechnol. 88, 751–773 (2013).

Article CAS Google Scholar

Les Nations Unies. Transformer notre monde : l'Agenda 2030 pour le développement durable. (2015).

Brown, J. et al. Manuel d'orientation sur la biofiltration pour les installations d'eau potable. 194 (2020).

Bruins, JH, Vries, D., Petrusevski, B., Slokar, YM et Kennedy, MD Évaluation de l'élimination du manganèse de plus de 100 usines de traitement des eaux souterraines. J. Approvisionnement en eau Rés. Technol. AQUA 63, 268-280 (2014).

Article CAS Google Scholar

Evans, A. et al. Optimisation de la biofiltration pour un meilleur contrôle du manganèse dans des conditions d'eau froide. 175 (2020).

Evans, AN, Carter, JT, Kuhnel, B. & Nystrom, VE Impacts saisonniers sur la dynamique et les performances de l'acclimatation de la biofiltration. AWWA Eau Sci. 3, e1225 (2021).

Article CAS Google Scholar

Hoyland, VW, Knocke, WR, Falkinham, JO, Pruden, A. & Singh, G. Effet des paramètres du processus de traitement de l'eau potable sur l'élimination biologique du manganèse des eaux de surface. Eau Rés. 66, 31–39 (2014).

Article CAS PubMed Google Scholar

Granger, HC, Park, Y., Stoddart, AK & Gagnon, GA Élimination du manganèse par peroxyde d'hydrogène et biofiltration. J. Environ. Ing. Sci. 10, 81-91 (2015).

Article Google Scholar

McCormick, NE et al. Mécanismes biologiques et physico-chimiques accélérant l'acclimatation des biofiltres éliminant le Mn. Eau Rés. 207, 117793 (2021).

Article CAS PubMed Google Scholar

Eau d'Halifax. Rapport annuel 2020-2021 sur l'eau d'Halifax. (2021).

Trueman, BF, Anaviapik-Soucie, T., L'Hérault, V. & Gagnon, GA Caractérisation des métaux colloïdaux dans l'eau potable par fractionnement en flux sur le terrain. Environ. Sci. Eau Rés. Technol. 5, 2202-2209 (2019).

Article CAS Google Scholar

EPA des États-Unis. Méthode 3050B : Digestion acide des sédiments, des boues et des sols. (1996).

Équipe de base R. R : Un langage et un environnement pour le calcul statistique. (2023).

Helsel, DR, Hirsch, RM, Ryberg, KR, Archfield, SA et Gilroy, EJ Méthodes statistiques des ressources en eau. Rapport n° 4-A3 ; Techniques et Méthodes. (Enquête géologique des États-Unis, 2020).

Wickham, H. et al. Bienvenue dans le Tidyverse. J. Logiciel Open Source. 4, 1686 (2019).

Annonces d'article Google Scholar

Earle, MR, Breda, IL, Stoddart, AK & Gagnon, GA Prévision des précipitations de manganèse et de fer dans les biofiltres d'eau potable. AWWA Eau Sci. 3, e1216 (2021).

Article CAS Google Scholar

Ramsay, L., Breda, IL & Søborg, DA Une analyse complète de la période de démarrage d'un biofiltre d'eau potable à grande échelle fournit des conseils pour l'optimisation. Boire. Génie de l'eau. Sci. 11, 87-100 (2018).

Article CAS Google Scholar

Mouchet, P. Du traitement conventionnel au traitement biologique du fer et du manganèse en France. J. AWWA 84, 158-167 (1992).

Article CAS Google Scholar

Allward, NE, Gregory, BS, Sotddart, AK & Gagnon, GA Potentiel d'encrassement biologique du manganèse dans les conduites de transport d'eau à l'aide de réacteurs modèles. Environ. Sci. Eau Rés. Technol. 4, 761–772 (2018).

Article CAS Google Scholar

Pharand, L., Dyke, MIV, Anderson, WB et Huck, PM Évaluation de la biomasse dans les biofiltres d'eau potable par l'adénosine triphosphate. J. AWWA 106, E433–E444 (2014).

Article Google Scholar

Stumm, W. & Morgan, J. Chimie aquatique : Équilibres et taux chimiques dans les eaux naturelles (Wiley, 1996).

Google Scholar

Knocke, WR, Zuravnsky, L., Little, JC & Tobiason, JE Contacteurs adsorbants pour l'élimination du manganèse soluble lors du traitement de l'eau potable. J. AWWA 102, 64–75 (2010).

Article CAS Google Scholar

Bazilio, AA, Kaminski, GS, Larsen, Y., Mai, X. & Tobiason, JE Mise en œuvre à grande échelle de contacteurs de deuxième étage pour l'élimination du manganèse. J. AWWA 108, E606–E614 (2016).

Article Google Scholar

Knocke, WR, Mantilla-Peña, CF & Tobiason, JE Améliorez votre processus de traitement avec des contacteurs au manganèse. Opflow 48, 18–22 (2022).

Article Google Scholar

Télécharger les références

Ce travail a été financé par le programme Chaire de recherche industrielle CRSNG/Halifax sur l'eau (IRCPJ : 349838-16) et les subventions à la découverte du CRSNG (RGPIN-2018-03780 et RGPIN-2019-04280). Les auteurs tiennent à remercier le service d'hébergement, Halifax Water, pour leur soutien à ce projet, et remercient en particulier les opérateurs de BLDWTP - Kerry-Anne Taylor, Zach Rawlins et Brittini Ruhr.

Centre d'études sur les ressources en eau, Département de génie civil et des ressources, Université Dalhousie, Halifax, N.-É., Canada

Martin R. Earle, Amina K. Stoddart et Graham A. Gagnon

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

MRE a mené des expériences et préparé des projets de manuscrits. AKS et GAG ont assuré la supervision et le financement. Tous les auteurs ont contribué et révisé le manuscrit.

Correspondance à Martin R. Earle.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

Springer Nature reste neutre en ce qui concerne les revendications juridictionnelles dans les cartes publiées et les affiliations institutionnelles.

Libre accès Cet article est sous licence Creative Commons Attribution 4.0 International, qui permet l'utilisation, le partage, l'adaptation, la distribution et la reproduction sur tout support ou format, à condition que vous accordiez le crédit approprié à l'auteur ou aux auteurs originaux et à la source, fournissez un lien vers la licence Creative Commons et indiquez si des modifications ont été apportées. Les images ou tout autre matériel de tiers dans cet article sont inclus dans la licence Creative Commons de l'article, sauf indication contraire dans une ligne de crédit au matériel. Si le matériel n'est pas inclus dans la licence Creative Commons de l'article et que votre utilisation prévue n'est pas autorisée par la réglementation légale ou dépasse l'utilisation autorisée, vous devrez obtenir l'autorisation directement du détenteur des droits d'auteur. Pour voir une copie de cette licence, visitez http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Réimpressions et autorisations

Earle, MR, Stoddart, AK & Gagnon, GA Biofiltration de l'eau brute pour le contrôle du manganèse des eaux de surface. Sci Rep 13, 9020 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-36348-1

Télécharger la citation

Reçu : 07 février 2023

Accepté : 01 juin 2023

Publié: 03 juin 2023

DOI : https://doi.org/10.1038/s41598-023-36348-1

Toute personne avec qui vous partagez le lien suivant pourra lire ce contenu :

Désolé, aucun lien partageable n'est actuellement disponible pour cet article.

Fourni par l'initiative de partage de contenu Springer Nature SharedIt

En soumettant un commentaire, vous acceptez de respecter nos conditions d'utilisation et nos directives communautaires. Si vous trouvez quelque chose d'abusif ou qui ne respecte pas nos conditions ou directives, veuillez le signaler comme inapproprié.