Au cours de ces dernières années, la médecine humaine et vétérinaire a assisté à une recrudescence de souches de bactéries pathogènes résistantes à de nombreux antibiotiques, compromettant ainsi la réussite du traitement des infections causées par ces bactéries. La pollution des eaux par les antibiotiques et les effets de ces pollutions sur l'apparition et la dissémination de gènes de résistance dans la ressource et dans l'eau potable sont donc un sujet de préoccupation grandissant.

Par ailleurs, certaines études récentes décrites dans la littérature ont montré que la quantité de gènes de résistance était plus importante dans les eaux distribuées que dans la ressource, pouvant ainsi signifier une éventuelle sélection des bactéries résistantes par les traitements de désinfection. Des mécanismes de résistance communs aux désinfectants et aux antibiotiques ont d'ailleurs été identifiés.

Aujourd'hui, les coûts des techniques de séquençage de l'ADN ont été divisés par 106 au cours de la dernière décennie, ce qui a eu des répercussions dans le domaine de la microbiologie, notamment en microbiologie de l'environnement. Le séquençage de l'ADN total est désormais abordable ce qui donne accès à un grand nombre d'informations indispensables à la compréhension des phénomènes observés et au suivi de la qualité de l'eau. En comparant les données obtenues avec ces méthodes et celles provenant des techniques de culture traditionnelle, la proportion de micro-organismes cultivables dans l’eau potable peut varier entre 0,01 et 0,42 % du nombre total de cellules. Les méthodes de culture sous-estiment donc considérablement la diversité des espèces microbiennes présentent dans l’environnement.

L'objectif de l'étude est de mettre en place et de valider un outil permettant de détecter et quantifier la totalité des gènes de résistance aux antibiotiques présents dans différents types d'eau (ressource, eau en cours de potabilisation…). Cet outil permettra alors d'identifier, au niveau de la filière de traitement, d'éventuelles sources d'amplification de l'antibiorésistance ou au contraire d'évaluer l'efficacité de l'abattement de cette antibiorésistance.

Une portion de la Seine en amont de Paris a été choisie comme site d’étude. Ce site comporte une usine de production d’eau potable (UPEP) influencée par des rejets de deux stations d’épuration (STEP) situées en amont. la filière de traitement de l’UPEP comprend une pré-ozonation, une décantation, un premier étage de filtration sur charbon actif en grains (CAG), une inter-ozonation, un second étage de filtration sur CAG, une remise à l’équilibre calco-carbonique et une chloration finale. L’analyse des micro-organismes a été réalisée de façon à amplifier l’ADN d’un nombre maximal d’espèces bactériennes connues.

Les résultats montrent que le choix des procédés de traitement utilisés pour la production d’eau potable influence la diversité microbienne dans l’eau en fin de filière. En effet, les échantillons d’eau de Seine ont une grande diversité microbienne, chacune faiblement représentée, alors que l’ozonation réduit cette diversité en privilégiant la présence de gènes résistants aux désinfectants. Toutefois, son effet dans la filière étudiée ne semble que transitoire : l’eau sortant du second étage de filtration sur CAG a une composition similaire à celle en sortie du premier étage, confirmant ainsi l’impact de la recolonisation en sortie de filtre qui se traduit par un re-enrichissement de la diversité.

La seconde phase du projet permettra d’étudier l’impact de la chloration finale et de la distribution sur la diversité et l’abondance des gènes de résistance et de virulence (associés au pouvoir pathogène).

Il est désormais admis que la surveillance microbiologique réglementaire de la qualité des eaux, reposant sur le suivi d'indicateurs bactériens de contamination fécale (Escherichia coli, coliformes totaux, entérocoques intestinaux) ne suffit pas à refléter l'absence de pathogènes viraux ou parasitaires. Les progrès faits en automatisation dans le domaine médical apportent de nouveaux appareils prêts à être utilisés en microbiologie de l'environnement. Ainsi, une firme américaine vient de commercialiser un équipement permettant, en une seule analyse et avec un temps de main d'œuvre de quelques minutes, la détection par RT-PCR (analyse moléculaire) d’une vingtaine de pathogènes responsables de gastro-entérites. Ce type d'équipement représente véritablement un saut technologique qui facilitera la détection et l'identification des pathogènes potentiellement véhiculés par l'eau potable grâce à une diminution du temps d'analyse et du coût.

L'objectif de l'étude est, à partir de la méthode multi-détection disponible sur le marché, de développer et valider, pour le domaine de l’eau potable (eau brute et eau traitée), un nouvel outil permettant, à des coûts compétitifs, une détection rapide, automatique et multi-cibles des micro-organismes pathogènes responsables de gastro-entérites. Le système de multi-détection testé est appelé FilmArray® (société BioFire). Il permet de détecter, de façon automatisée et en une heure seulement, 22 pathogènes responsables de gastro-entérites (13 espèces bactériennes, 5 familles de virus et 4 espèces de protozoaires).

La première phase de l'étude a permis de développer une méthode de concentration compatible à la fois pour les parasites, les bactéries et les virus cibles puis d'évaluer la faisabilité de l'utilisation de ce nouveau procédé dans le domaine de l'eau potable. Ce protocole, basé sur deux étapes d’ultrafiltration (cassette Vivaflow et cartouche Vivacell), permet de concentrer le volume initial d’échantillon (jusqu’à 1 L d’eau brute ou 5 L d’eau traitée) en moins de 300 µL. Un agent intercalant PMA (Propidium monoazide) peut être utilisé à ce stade pour la discrimination des bactéries viables et non viables. Cette molécule pénètre à l’intérieur des cellules ayant une membrane endommagée et se lie à l’ADN, empêchant ainsi son amplification, donc sa détection par PCR.

Les essais ont montré : - une analyse et un rendu des résultats pouvant être réalisés très rapidement, en trois heures dès la réception de l’échantillon par le laboratoire, - la spécificité de détection vis-à-vis des souches de pathogènes testés, - des seuils de détection plus bas que ceux décrits dans la littérature et compatibles pour une recherche d’agents pathogènes dans un échantillon d’eau à condition d’appliquer au préalable un protocole efficace de concentration de l’échantillon, - l’absence d’effet de matrice lié à la concentration, - un prix total d’analyse très compétitif par rapport aux techniques actuelles de détection (environ 500 € pour un screening qualitatif de 22 pathogènes), - la robustesse et la facilité de mise en oeuvre de l’appareil permettant d’envisager l’implantation de telles analyses dans des laboratoires non spécialisés en biologie moléculaire.

Les résultats de cette première phase étant satisfaisants, une seconde phase a été envisagée afin d’optimiser le procédé et réaliser une validation technique et économique pour le suivi d'une filière de production d'eau potable qui prélève dans une ressource d’eau superficielle. L’occurrence des 22 pathogènes a alors été suivie dans l’eau de Seine pendant 12 mois. La fréquence de détection est de 92 % pour Adenovirus et Rotavirus, de 75 % pour E. coli pathogènes, 58 % pour Plesiomonas shigelloides et Sapovirus, 50 % pour Giardia, 42 % pour Campylobacter, Astrovirus et Norovirus, 25 % pour Yersinia enterocolitica, 17 % pour Cryptosporidium et enfin 8 % pour Salmonella et Clostridium difficile. Au vu de ces résultats, le système de multi-détection peut être utilisé pour gérer les pollutions et connaître l’occurrence des pathogènes dans la ressource. Il est donc tout à fait adapté pour faciliter la mise en oeuvre de la gestion préventive des risques sanitaires, qui a été introduite en octobre 2015 dans la directive européenne “eau potable”.

Depuis les dernières décennies, les pesticides représentent une des plus importantes classes de polluants persistants dans l'environnement. Certains sont des perturbateurs endocriniens, d'autres sont suspectés d'induire des effets cancérigènes et reprotoxiques. Le seuil réglementaire pour chaque substance active dans l'eau est relativement bas (0,1 µg/L). Avec le développement constant des techniques analytiques, de nouveaux pesticides et/ou leurs métabolites, non suivis jusqu'à maintenant mais soumis à la même réglementation, sont aujourd'hui détectés parfois à des niveaux supérieurs à la norme. Parmi eux, la déséthyl-déisopropyl-atrazine (DDIA) a été détectée dans plusieurs ressources et apparaît comme le troisième composé le plus quantifié derrière la déséthyl-atrazine (DEA) et l'atrazine. Ces composés font partie de la famille des triazines, largement utilisées en France jusqu’à leur interdiction en 2003

Plusieurs voies de formation existent pour la DDIA : métabolite direct de l'atrazine ou métabolite issu de la dégradation avancée d'autres dérivés de triazines. Contrairement aux autres dérivés de l'atrazine (déséthyl-atrazine ou déisopropyl-atrazine soit la DEA et DIA), la DDIA présente des propriétés physico-chimiques particulières (forte polarité) qui la rendent non seulement plus mobile dans les sols atteignant ainsi plus facilement les eaux souterraines, mais aussi plus difficilement quantifiable et éliminable par les procédés de traitements classiques. Les écarts d'analyse d'un laboratoire à l'autre sont particulièrement élevés, notamment parce qu'il n'existe pas aujourd'hui de méthode normalisée pour ce composé et d'ailleurs, l'ANSES a récemment été saisie par la DGS pour l'organisation d'essais inter-laboratoires.

L'objectif de l'étude est d'investiguer la présence de DDIA dans les ressources à partir d'outils analytiques fiables, de suivre son comportement dans les filières de traitement conventionnelles et de trouver des traitements innovants.

La première année du projet a consisté à réaliser un état de l'art sur l'occurrence de la DDIA dans l'environnement, sur les méthodes analytiques et sur la traitabilité. En plus de l'état de l'art, la première année du projet a aussi été consacrée au développement de méthodologies analytiques et aux premiers tests de traitabilité en laboratoire (adsorption sur charbon actif).

Occurrence
Dans les eaux traitées, les métabolites de l’atrazine les plus détectés sont en particulier la DDIA puis le désethyl-terbumeton et le dichlobenil. La majorité des non-conformités liées aux pesticides dans l’eau traitée vient des métabolites de triazines (DEA, désethyl-hydroxy-atrazine, DDIA, 2,6-dichlorobenzamide, désethyl-terbumeton et métolachlor).
Dans la ressource, ce sont la DEA, l’hydroxy-atrazine et la DIA (métabolites de l’atrazine), l’AMPA (métabolite du glyphosate), le 2,6-dichlorobenzamide (métabolite du dichlobenil), l’alachlor et le métolachlor (métabolites des chloroacétamides) qui sont souvent détectés.

Analyses
Deux méthodes d’analyse, visant 30 composés cibles sélectionnés lors de l’état de l’art, ont été optimisées et validées sur des eaux superficielles et souterraines : la méthode 1 pour la quantification des triazines et de la majorité de leurs métabolites et la méthodes 2 pour les composés les plus polaires (ammelide, ammeline, hydroxy-atrazine) ne pouvant être analysés correctement par la méthode 1.

Traitabilité
Le traitement par adsorption sur charbon actif reste le traitement le plus souvent appliqué (et capable de l’être) sur les filières de production d’eau potable pour éliminer les polluants organiques. Les tests menés en laboratoire ont montré que les molécules les mieux éliminées par le charbon actif (F400) sont par ordre décroissant : atrazine >> désethyl-sebutylazine = désethyl- terbumeton > désethyl-atrazine > hydroxy-atrazine > DDIA > désethyl-hydroxy-atrazine (le moins adsorbé). La matière organique a un faible effet de compétition dans l’adsorption des métabolites sur le charbon actif. La fréquence de régénération des CAG devra être établie en fonction du métabolite le moins bien retenu.

La seconde année du projet sera consacrée à deux campagnes d'analyses été/hiver sur différentes ressources et eaux traitées (6 sites investigués, 30 triazines et métabolites analysés). Les ressources seront choisies en fonction des données sur l'utilisation des pesticides aux alentours et des diverses cultures. Les usines de production d'eau potable (UPEP) seront choisies en fonction de leur filière de traitement de façon à étudier l'efficacité de plusieurs procédés pour l'élimination des micropolluants. Ces campagnes seront réalisées pour tenir compte de l'effet de l'épandage des pesticides sur les concentrations retrouvées dans la ressource et dans l'eau traitée. Des essais complémentaires de traitabilité (adsorption, oxydation) seront menés si nécessaire en fonction des résultats des campagnes d’analyses.

Le bassin Seine-Normandie possède un long réseau de voies fluviales navigables et bon nombre de ports et mouillages répartis sur ses cours d'eaux et son littoral. Cette distribution mal recensée est potentiellement à l'origine d'atteintes environnementales. Les sources de pollution proviennent soit de l'exploitation des ports, des activités de maintenance et de service, notamment des bateaux, des activités de dragage mais aussi de l'environnement avoisinant urbain ou industriel. Ces sources de rejets ponctuels, diffus, accidentels ou illicites (installations non aux normes réglementaires) renvoient aux stratégies générales du bassin de réduction de pollutions, éditées dans le Schéma directeur d'aménagement et de gestion des eaux (SDAGE) 2016-2021 au travers de défis et au Plan d'Action pour le Milieu Marin (PAMM). Cette étude a pour but de faire un inventaire des ports intérieurs et littoraux et de réaliser un approfondissement des connaissances sur les activités et services proposés. Cette évaluation permettra, par la suite, d'évaluer les potentielles sources de rejets et éventuellement proposer des actions prioritaires, dans le cadre du futur 11e programme d'intervention de l'Agence.

L'inventaire des ports du bassin Seine Normandie a pu être réalisé et complété à l'aide de cartes publiées par Voies navigables de France et Port Autonome de Paris ainsi que d'autres documents édités par des certifications relatives à la qualité du milieu telles que le label Pavillon Bleu. Des recensements manuels via GoogleMaps© sont également utilisés. Concernant les problématiques de pollution, une sélection de 35 ports d'études a été établie et validé en concertation avec les directions territoriales (DT) et un questionnaire a été mis diffusé auprès de ces 35 ports afin de recueillir des informations relative à l'activité, la maintenance et les services proposés (installations et systèmes de traitement), les études environnementales antérieures menées, l'appartenance à un label et la récolte d'analyses effectuée en milieu portuaire. L'ensemble des gestionnaires et/ou propriétaires des ports sélectionnés ont été démarchés et des rencontres ont pu être effectuées. D'autres organismes et institutions ont permis de recueillir des données, (Cerema, (Conseil Général 14 et 76, DDTM et DREAL … ).

On dénombre 188 ports répartis à la fois sur le secteur fluvial et le secteur maritime. Les ports intérieurs sont tournés vers la plaisance ou le commerce alors que la façade maritime affiche une pluriactivité. L'étendue et la dimension de l'activité portuaire présentent des enjeux économiques importants dans le secteur commercial, la pêche et le tourisme. Une base de données a été produite, regroupant pour le bassin l'ensemble des données disponibles. Les ports génèrent des pollutions portant atteinte à la qualité de l'eau et des sédiments : le degré de pollution constatée ou potentielle augmente avec l'ampleur des activités et leur typologie. Le Cotentin, l'embouchure de la Seine ainsi que certains secteurs fluviaux constituent des zones prépondérantes dans l'économie et montrent également des concentrations élevées en polluants. Cette forte activité associée aux diverses installations proposées par les gestionnaires telles que l'entretien des bateaux, l'avitaillement ou la collecte des déchets sont des sources à fort potentiel polluant. La problématique microbiologique en zone portuaire provient essentiellement de la zone périphérique en amont. Les profils de vulnérabilité établis pour les zones de baignade soulignent l'impact du ruissellement des eaux et les rejets d'assainissement non adaptés. Ces deux aspects engendreraient l'écoulement d'eau chargée en polluants directement dans les bassins portuaires. Quant à la navigation, l'impact microbiologique provenant des rejets d'eaux usées des bateaux reste faible mais pourrait être amélioré, notamment en Ile de France où localement des impacts peuvent apparaitre. Concernant les micropolluants et macropolluants, la qualité des masses d'eaux et celle des sédiments des bassins portuaires présentent des dépassements par rapport aux normes réglementaires. Le tributylétain, biocide utilisé sur la coque des navires, engendre un déclassement des eaux en amont et aval de Paris, à l'embouchure de la Seine ainsi que dans l'est du Cotentin. Quant à la qualité des sédiments des bassins portuaires, on constate des dépassements de seuils réglementaires en en métaux et HAP sur la quasi-totalité des sites.

La pollution globale des ports n'a pas pu être estimée quantitativement faute de données. .Des suivis pourraient donc être envisagés afin d'affiner les sources potentielles de pollution comme l'impact des industries implantées et l'apport induit par les zones périphériques. Par ailleurs, des collaborations et des journées d'informations afin de promouvoir les aides de l'Agence de l'eau Seine Normandie auprès des différents interlocuteurs sont nécessaires pour renforcer les liens entre les différents acteurs portuaires et initier différents projets d'amélioration.

L'identification des zones portuaires et de leur niveau d'équipement sur l'ensemble du bassin permettra aux DT d'entreprendre des actions ciblées sur leur territoire. Des zones dites à " risque " feront l'objet d'actions afin d'améliorer la qualité de l'eau, notamment via l'accompagnement et l'incitation auprès des gestionnaires à mettre en place des installations adaptées. Des actions de sensibilisation des bonnes pratiques auprès des plaisanciers pourront être mise en place.

Le thallium est un métal mou, malléable et gris. Ses formes ioniques sont l’ion thalleux (TI+), forme dominante dans l’environnement, et l’ion thallique (TI3+). Ce métal est faiblement présent dans la croûte terrestre, de l’ordre de 0,003 %. Il se retrouve dans les roches potassiques, telles que les feldspaths et micas, et dans les sols contenant beaucoup de manganèse et caractérisés par des conditions oxydantes. L’exploitation de mines où les roches sont riches en thallium, telle que la pyrite, peuvent contaminer l’environnement via les effluents de drainage minier.

Les sels de thallium ont de nombreuses applications pour l’industrie (lentilles optiques, compteurs à radioactivité, équipements électroniques de pointe, teintures, feux d’artifice, anti-fongiques, anti-bactériens...).

L’ingestion de fortes doses de thallium peut entraîner des vomissements et diarrhées, avoir des effets sur le système nerveux et sur la majorité des organes vitaux. Il a déjà causé la mort. En revanche, peu de données sont disponibles sur une exposition chroniques des humains à faible dose.

Bien que les concentrations en thallium ne fassent l'objet d'aucune réglementation en France et en Europe, et que l’OMS ne mentionne pas de valeur de référence, il existe une valeur guide de 0,5 µg/L fixé par l'USEPA et une valeur maximale de 2 µg/L.

Fin 2011, de fortes concentrations en thallium (55 µg/L) ont été détectées par l'ARS du Calvados sur un forage et son réseau de distribution d’eau potable, suite à un dysfonctionnement hydraulique du pompage. Une campagne de mesures réalisée aux alentours a permis d’identifier sept ressources touchées par le thallium (entre 0,1 et 4,3 µg/L). L’étude réalisée par SAFEGE/BRGM a conclu à une origine naturelle du thallium dans ces eaux. Des mesures approfondies ont montrées que les concentrations en thallium sur le réseau de distribution étaient parfois supérieures aux valeurs maximales mesurées sur la ressource, signifiant ainsi que le réseau pouvait capter et relarguer du thallium. En avril 2012, la DGS saisi l’ANSES pour une évaluation des risques liés à la présence du thallium dans les eaux destinées à la consommation humaine.

Les procédés de traitement référencés dans la littérature pour éliminer le thallium sont peu nombreux et surtout utilisés dans le domaine de l'industrie minière. SAUR a donc développé à partir de 2013-2014 un nouveau procédé de traitement qui met en œuvre un matériau spécifique à base d'oxy-hydroxyde de fer (Bayoxide), autorisé pour l'alimentation en eau potable. Ce nouveau procédé, associé à une préoxydation par le chlore, a montré son efficacité et a fait l'objet d'un dépôt de brevet en novembre 2014.

L'objectif de cette étude est d'optimiser le traitement du thallium. D'autres matériaux, déjà utilisés à des fins différentes pour la production d’eau potable, ont donc été testés (efficacité, lavage, régénération, traitement des boues) et comparés au Bayoxide :
- oxyde de manganèse (mangagran) principalement utilisé pour éliminer le manganèse,
- alumine blanche (oxyde d’aluminium) utilisée pour éliminer le fluor,
- alumine activée (oxyde d’aluminium enrichie en nanoparticules de fer) pour éliminer l’arsenic.
L’étude prévoit aussi d’évaluer l’impact des conditions d’exploitation sur la présence du thallium dans le réseau de distribution. Les essais sont réalisés en laboratoire et sur pilote, sur une eau souterraine qui ne subit qu’une désinfection au chlore et dont la concentration en thallium est de 3 µg/L.

Élimination en production
Les résultats montrent que tous les matériaux testés peuvent éliminer le thallium s’ils sont mis en oeuvre sous condition oxydante, l’élément clé étant essentiellement la présence de résiduel de chlore dans l’eau. Néanmoins, ces différents matériaux ne nécessitent pas les mêmes doses de chlore pour être efficaces. Par exemple, les matériaux à base d’alumine présentent une sensibilité plus importante donc une moins bonne élimination du thallium en cas de défauts de chlore. Quoiqu’il en soit, le problème du traitement du thallium est résolu et il est désormais possible d’éviter d’en envoyer dans le réseau.

Au niveau des conditions d’exploitation, les recommandations suivantes peuvent être émises :
- l’oxyde de manganèse relargue du manganèse lors de sa mise en service initiale. Ce problème peut facilement être résolu à l’échelle industrielle en évacuant ou recirculant les 1res eaux de process,
- la saturation en thallium des couches supérieures du média filtrant est plus rapide que pour les couches inférieures. Il est donc possible d’envisager des renouvellements partiels de matériau à des fins économiques,
- Si l’eau brute contient des MES, il sera préférable de les éliminer avant d’admettre l’eau sur l’unité de traitement du thallium ce qui limitera la fréquence de lavage,
- le relargage de thallium sous forme dissoute pendant le lavage du média filtrant peut être évité en utilisant du chlore dans l’eau de lavage. Le thallium alors présent sous forme particulaire dans cette eau de lavage peut être éliminé (avec les particules du fer, aluminium ou manganèse selon le cas) par un procédé simple de filtration telles que les cartouches filtrantes préalablement conditionnées par un trempage à l’eau chlorée sur 24 h. Par contre, la toile de filtration géotextile également testée, sans adjonction de réactif, s’est révélée inefficace.

Élimination dans le réseau
En cas d’absence de procédé d’élimination du thallium en amont de la distribution et si la quantité d’oxydant est suffisante dans le réseau, ce composé se fixe sur les parois de la canalisation et sur les particules de fer lorsqu’elles sont présentes dans l’eau. Il y a donc risque de relargage important sous forme dissoute en cas de défaut de chlore, ou sous forme particulaire en cas de phénomène hydraulique particulier (purge, casse...). Il faut alors assurer une bonne gestion du réseau.

En production d’eau potable, les procédés d’affinage à base de charbon actif fluidisé (CAF) ont pour but d’éliminer les micropolluants organiques présents dans l’eau ainsi que de réduire les teneurs en matière organique (MO). Ces procédés sont composés d’un réacteur à renouvellement continu en charbon actif en poudre (CAP). Leur efficacité dépend en premier lieu de la dose en CAP neuf injecté et en second lieu, de la quantité de charbon présente dans le réacteur.

Afin de maintenir des performances d'élimination constantes des micropolluants organiques et de la matière organique au sein de ces réacteurs, le charbon est injecté en continu. Cette injection en continu de charbon neuf doit alors s'accompagner de purges régulières de charbon usagé pour maintenir une masse et une hauteur de lit constantes au sein du réacteur. L’équilibre est atteint lorsque la vitesse de décantation de la suspension est calée sur la vitesse hydraulique de fluidisation.

Cet équilibre peut néanmoins être affecté par la présence de colloïdes et de MES en excès dans l'eau à traiter, issus d’un changement rapide de la qualité de l’eau brute et/ou d’une déficience des étapes de traitement amont (clarification). Ces événements peuvent générer une augmentation sensible de la turbidité résiduelle, des MES et de la teneur en matière organique que le lit de CAF va ensuite capter. Le lit de CAF subit alors des changements de densité puisque le pourcentage d’hydroxydes de fer ou d’aluminium (issus du coagulant utilisé en clarification), légèrement plus légers que le charbon, y augmente. Il en découle une diminution de la vitesse de décantation et une augmentation de la hauteur du lit de CAF. Il est alors nécessaire d'augmenter la dose de charbon neuf (pour alourdir la suspension) et d'augmenter les purges ce qui provoque un surcoût d'exploitation.

Pour pallier à ces dérives de comportement du lit de CAF, un procédé de “purification” des boues de ce lit a alors été développé. Il permet de purifier, en dehors du réacteur, le charbon actif en suspension qui est ensuite réinjecté dans ce même réacteur. Son principe consiste à diminuer la part des hydroxydes métalliques dans les MES du lit de CAF au moyen d’une séparation mécanique de type hydrocyclonage. L’hydrocyclone sépare alors la boue en deux fractions : l’une évacuée en souverse et renvoyée vers le Carboplus®P et l’autre évacuée en surverse et envoyée vers le traitement des boues.

En partant du principe que l’usage de l’hydrocyclone permet d’augmenter la part du CAP dans le lit de CAF par élimination d’une partie des hydroxydes présents, il peut être envisagé qu’en période de fonctionnement normal, les performances d’élimination des micropolluants et de la matière organique soit améliorées pour une même dose de CAP injectée.

L'objectif du projet prévoit de tester ce procédé de “purification” du CAF sur les performances d’une filière de traitement de l’eau utilisant le procédé Carboplus®P. Les essais sont réalisés sur un pilote installé sur le site de l’usine en Maine-et-Loire (49). La première phase de l’étude prévoit d’évaluer l’efficacité de différentes configurations d’assemblage entre hydrocyclones, buses de surverse et buses de souverse, la meilleure configuration à obtenir étant celle qui va permettre de produire une boue plus concentrée en CAP que la boue entrante. La seconde phase prévoit de mettre en oeuvre, en complément du Carboplus®P, la meilleure configuration identifiée lors de la première phase, les meilleures conditions d’exploitation à obtenir étant celles qui permettent i) de stabiliser le fonctionnement du Carboplus®P en cas de dégradation de la qualité de l’eau brute et/ou en cas de dysfonctionnement de la clarification amont, ii) de ne pas dégrader la qualité de l’eau en aval du Carboplus®P et iii) d’améliorer l’élimination des micropolluants et de la matière organique en période de fonctionnement normal.

Lors de la première phase de l’étude, différentes tailles d’hydrocyclones, buses de surverse et de souverse ont été testées sur des échantillons de boues issus d’un réacteur industriel Carboplus®P. La configuration choisie à l’issue de ces tests est celle qui permet de produire une boue de souverse la plus concentrée en CAP par rapport à la boue initiale.

Les essais de la seconde phase consistant à appliquer cette configuration de purification aux boues du carboplus®P confirment une concentration du lit de CAF en CAP accompagnée d’une réduction de la hauteur de fluidisation. Pour stabiliser le fonctionnement du réacteur et obtenir une hauteur et une concentration constantes du lit de CAF, il faut jouer sur la fréquence d’utilisation de l’hydrocyclone qui est un paramètre clé du réglage.

Au niveau des performances d’élimination, il est possible de maintenir l’abattement des pesticides et de la matière organique en diminuant la dose de CAP injecté, à condition d’augmenter la valeur du CT dans une proportion similaire, ce que permet l’hydrocyclone. Il en découle une réduction des coûts d’exploitation. L’hydrocyclone permet aussi de renforcer l’inertie du lit de CAF : en cas d’arrêt de l’ajout de CAP neuf, suite par exemple à une panne, les performances d’élimination se prolongent un peu plus dans le temps. Enfin, il est possible d’envisager l’élimination de micropolluants “difficiles” pour lesquels il est nécessaire d’appliquer un CT minimal, non atteint sans hydrocyclone (exemple : matolachlore). Cette étude met donc en avant l’intérêt de concentrer le lit de charbon.

Suite à ces résultats encourageants, il est prévu d’installer des hydrocyclones sur tous les sites utilisant des réacteurs à CAP renouvelés en continu, des décanteurs à lit de boues et des décanteurs statique à recirculation (Carboflux®, Carboplus®, Pulsazur®...).

L'analyse en ligne de paramètres de qualité d'eau reste jusqu'à présent limitée à des paramètres physico-chimiques simples (pH, conductivité, température, turbidité), non spécifiques (absorbance UV) ou inorganiques (résiduels de désinfectants, rarement des métaux). La non prise en compte de composés organiques par des analyseurs en ligne (que ce soit en amont dans la ressource ou en aval dans l'eau produite) interdit toute détection précoce de ce type de pollution et par conséquent limite la bonne gestion de la production d'eau potable. Pourtant, les COV (composés organiques volatils) représentent un des groupes les plus importants de contamination de l'eau potable (THMs, solvants chlorés, solvants de peinture, hydrocarbures légers, additifs oxygénés des essences…).

Il y a déjà eu par le passé de rares tentatives de mesure en ligne de COV dans les eaux souterraines ou potables avec de coûteux appareils de laboratoire. Mais au cours de la dernière décennie, des progrès importants ont été réalisés dans le domaine de la miniaturisation des appareils, aboutissant à des chromatographes et spectromètres de masse portables. De tels appareils, destinés à l'analyse sur site, sont régulièrement exposés lors des salons d'analyse et la disponibilité commerciale de certains d'entre eux permet d'ores et déjà d'envisager leur application pour l'analyse en ligne, au moins dans un premier temps, de COVs. L'application de cet équipement pourrait être envisagée en particulier pour la surveillance de nappe contaminée par des contaminants industriels et pour assurer une meilleure maîtrise des mélanges d'eaux mis en œuvre pour réduire la pollution.

L'objectif de la première phase de l’étude consiste à réaliser :
- Un état de l'art sur les solutions disponibles permettant une analyse en ligne de COVs
- Une sélection de l'instrument qui paraît le plus adapté
- Un test de l'appareil sélectionné en laboratoire
La deuxième phase du projet (2015) sera consacrée à des tests sur sites réels de l'appareil sélectionné et à la rédaction de recommandations pour l'installation, l'utilisation et la maintenance de l'analyseur en ligne.

Au terme de l’analyse bibliographique, une liste de 15 chromatographes de terrain a été établie. Ces appareils sont disponibles sur le marché nord-américain et européen. Parmi les 15 chromatographes, seuls 6 sont disponibles en France et parmi les 6, seuls 2 sont vendus prêts pour une analyse en ligne d’échantillons d’eau : Méta et Scentograph CMS 5000. D’après le retour d’expérience, le Méta Société allemande Messetechnische System GmbH) présente des problèmes de fonctionnement et un manque de support de la part du service après-vente. Le Scentograph CMS 5000, fabriqué par la société américaine Inficon et revendu en France par la société Fondis, a donc été retenu pour la suite de l’étude. Cet appareil permet la détection des composés chlorés et non chlorés et demande peu de maintenance.

L’analyseur Inficon CMS 5000 fonctionne selon le principe suivant : l’eau à analyser est soumise à un barbotage par des bulles d’argon qui permettent à une portion des COV de passer de la phase liquide à la phase gazeuse puis d’entraîner la phase gazeuse à l’aide d’une pompe jusqu’à un concentrateur contenant trois types d’adsorbants. Dans le concentrateur, les COV sont piégés puis désorbés thermiquement et envoyés toujours grâce à l’argon vers la colonne du chromatographe (colonne capillaire en 100 % diméthylpolysiloxane, phase totalement apolaire). Puis à la sortie de la colonne se trouve un microdétecteur à ionisation d’argon : les COV sont ionisés par les atomes d’argon produisant ainsi des électrons ; les électrons libérés sont alors collectés par une électrode conduisant à un signal électrique proportionnel à la quantité de COV ionisés.

21 COV ont été choisis pour tester l’appareil : CVM, benzène, tétrachloroéthène, trichloroéthène, 1,2-dichloroéthane, chloroforme, bromoforme, BDCM, DBCM, toluène, xylène (m-, o-, p-), éthylbenzène, MTBE, ETBE, 1,1-dichloroéthène, 1,2-cis-dichloroéthène, styrène, tétrachlorure de carbone, 1,1,1-trichloroéthane.

Au terme de cette première phase d’étude, les conclusions sur l’appareil retenu sont :
- il offre une solution de mesure en ligne des COV à la fois simple à mettre en oeuvre et robuste ;
- il est plus sensible qu’escompté initialement (limites de détection inférieures au µg/L) ; cette sensibilité est suffisante par rapport aux problématiques posés par les COV étudiés : les limites de détection sont inférieures aux valeurs réglementaires, au seuil d’odeur du MTBE et de l’ordre du seuil d’odeur de l’ETBE ;
- les mesures sont très répétables ;
- il donne une valeur très proche de celle obtenue par la méthode normalisée de laboratoire pour des concentrations en COV limitées à 10 µg/L, valeur correspondant à la limite de linéarité de la méthode de laboratoire ;
- il peut analyser jusqu’à 200 µg/L si la limite de quantification inférieure est un peu remontée.

La colonne de séparation fournie avec l’appareil pourrait être modifiée par le fournisseur en installant à la place une phase chromatographique plus polaire, analogue à celle utilisée en laboratoire, de façon à éviter des co-élutions qui empêchent une détermination correcte de certains composés analysés.

La seconde phase de l’étude a permis de tester l’appareil dans des conditions réelles sur sites (eaux souterraines et eau potable en réseau). C’est un appareil facile à déplacer et à installer. Les résultats ont montré qu’il a une réponse fiable et précise, stable sur plusieurs mois et ne nécessite pratiquement aucun entretien. Il peut donc être déployé sans crainte de perte de qualité par rapport aux méthodes de laboratoire normalisées. Son coût est par contre assez élevé.

L'OMS a introduit en 2004 le concept de "Water Safety Plan" (WSP) dans ses recommandations pour la qualité de l'eau de boisson. Un WSP repose essentiellement sur une évaluation des dangers spécifiques à chaque installation de production et de distribution d'eau potable, sur la mise en place de mesures de maîtrise de ces dangers et sur la mise en œuvre d'une surveillance de l'efficacité de ces mesures de maîtrise. L'identification exhaustive de tous ces dangers inhérents aux installations de production/distribution d'eau potable et la mise en place des mesures de maîtrise correspondantes font potentiellement de cette approche un outil puissant pour réduire les risques sanitaires liés aux contaminants, qu'ils soient réglementés ou non.

L’introduction de cette approche de gestion préventive des risques sanitaires dans la directive européenne “eau potable”, en discussion depuis 2003, a récemment été effective en 2015 (directive UE 2015/1787 du 6 octobre 2015), sous la forme d’une possibilité de réduire le nombre et la fréquence des paramètres surveillés, l’évaluation de risques étant spécifiques à chaque installation. Quelques états membres l'avaient déjà introduite dans leur législation nationale. En France, seule existait depuis 2007 une mesure incitative (Guide relatif à la prise en compte de la surveillance dans le cadre du contrôle sanitaire des eaux destinées à la consommation humaine, Ministère de la Santé) consistant en une possibilité de réduire la surveillance sanitaire sous réserve de mettre en place un WSP. Plusieurs WSP ont ainsi été déployés et notamment en Île-de-France en raison des fortes populations desservies et donc de l'impact sanitaire important que pourrait avoir le dysfonctionnement d'une usine dans cette région. Dans la grande majorité des cas, ces WSP ont été intégrés dans les systèmes ISO 9001 existants afin de répondre à la norme de sécurité alimentaire ISO 22000 (ISO, 2005). Une nouvelle version de la directive européenne “eau potable”, incluant le concept WSP sous une forme plus contraignante pour les opérateurs, devrait être présentée en 2018.

L'objectif de cette étude, prévue sur 3 ans, est d'évaluer, pour l’exploitant et pour le consommateur, les coûts et bénéfices apportés par cette approche de gestion préventive du risque sanitaire et d’identifier les conditions nécessaires pour un déploiement efficace.

Pour évaluer les coûts et bénéfices, il faut dans un premier temps identifier des indicateurs de performances pertinents. Deux approches ont alors été utilisées lors de la première phase de l’étude : une revue de la littérature et une enquête auprès des exploitants qui ont mis en place et gèrent aujourd’hui un WSP (retours d’expérience). Puis ces critères de performance seront appliqués à quelques études de cas (deuxième phase de l’étude). Au final, les résultats devront permettre d'établir des recommandations pour un déploiement efficace.

Les résultats de l’enquête montrent que la durée moyenne de mise en place des WSP est de 12 mois avec un coût de 10,5 Hommes-mois. La maintenance coûte 4 Hommes-mois/an. La durée de mise en place et les coûts semblent cependant diminuer en lien certain avec l’expérience acquise.

Les principaux bénéfices observés aboutissent à une réduction du nombre de plaintes des consommateurs ; à une meilleure maîtrise des nouveaux dangers, justifiant dans certains cas l’installation de stations d’alerte sur les ressources ; à une meilleure réactivité aux alarmes (en particulier les alarmes liées aux points critiques, c’est-à-dire aux étapes de traitement dont la maîtrise est absolument nécessaire pour garantir la sécurité sanitaire) ; et à une meilleure formation du personnel (dispensée lors de la mise en place des WSP).

Les principales difficultés rencontrées lors de la mise en place des WSP sont l’obtention, auprès des fournisseurs, de certificats d’attestation sanitaire pour les matériaux et les produits chimiques en contact avec l’eau et l’établissement du niveau de détail de l’analyse des dangers et de leurs causes.

La deuxième phase de l’étude a été consacrée à l’évaluation quantitatives des bénéfices identifiés en phase 1. Pour cela, des critères ont été sélectionnés de façon à les comparer avant et après la mise en place des WSP, sur des sites sélectionnés dans ce but. Les critères choisis sont entre autres : les taux de non-conformité sur les paramètres réglementés et sur les objectifs internes de qualité (les objectifs internes sont définis de façon à pouvoir réagir avant que les limites critiques où l’eau n’est plus potable ne soient atteintes), le nombre de plaintes des consommateurs, le nombre d’incidents ou alarmes, le temps de réaction aux alarmes, le nombre d’interventions d’urgence, le nombre de nouveaux dangers pris en compte, le nombre de nouvelles sources de pollution surveillées...

Plusieurs usines de production d’eau potable ont été sélectionnées i) pour leur historique de données opérationnelles et de santé publique couvrant au moins 2 ans avant et 2 ans après la mise en place du WSP, ii) pour leur filière de traitement inchangée pendant ces 4 ans et iii) pour leur alimentation par des eaux de surface ou des eaux souterraines influencées (risque sanitaire élevé en cas de défaillance de traitement).

Les résultats de la deuxième phase sont issus d’un premier traitement statistique sur la qualité de l’eau en production et sur les paramètres d’exploitation. Les points critiques étudiés sont la chloration (chlore libre résiduel, THM) et la clarification (turbidité, absorbance UV aluminium et COT). Le traitement statistique montre un faible nombre de dépassements des limites critiques ou opérationnelles avant et après la mise en place des WSP. Aucune tendance évolutive liée aux WSP n’est constatée. En revanche, l’analyse réalisée sur l’évolution des paramètres qui présentent le plus de données (aluminium, COT et chlore libre résiduel) montre une diminution perceptible de leur valeur après la mise en place des WSP. Une analyse statistique plus poussée sera réalisée lors la suite de l’étude.

Le 1,4-dioxane (ou para-dioxane ou oxyde diéthylénique) est fabriqué en grande quantité depuis les années 1950. Il est avant tout utilisé comme solvant pour le secteur de la manufacture. Une fois dans l'environnement, il atteint les eaux souterraines avant les autres solvants car il est peu susceptible de se volatiliser et de se biodégrader ou encore d'être retenu par les sols.

Le 1,4-dioxane est un composé cancérigène chez l'animal (tumeurs hépatiques et nasales) et cancérigène possible pour l'homme. Il ne fait l'objet d'aucune réglementation en Europe mais plusieurs États américains où il est présent ont publié des valeurs guides. l’USEPA a calculé qu’une concentration de 0,35 µg/L dans l’eau potable correspondait à un risque de cancer additionnel de un sur un million, sur une vie entière. La valeur guide de l’OMS est de 50 µg/L. Du fait de sa fréquence de détection élevée là où il est analysé, ce composé pourrait faire l’objet prochainement d’une réglementation.

L'Espagne l'a détecté dans des eaux de surface et dans des eaux souterraines à des teneurs de 5-6 µg/L et dans l'eau traitée à des teneurs de 0,5-1 µg/L. Du fait de ses caractéristiques physico-chimiques (petite molécule polaire oxygénée), il est difficile à éliminer et à analyser. Il constitue donc une préoccupation importante.

En France, il n’existe pas de données sur l’état des ressources en eau concernant le dioxane. L'objectif du projet consiste à :
- mettre en place une méthode d’analyse capable de détecter 0,3 µg/L
- vérifier la présence de 1,4-dioxane dans les ressources en eau du bassin Seine-Normandie par une campagne de mesures portant sur une vingtaine de sites (analyses sur les ressources et usines de production d'eau potable),
- évaluer l'efficacité de la filière de traitement en cas de détection en amont d'une usine de production d'eau potable,
. investiguer des procédés d'élimination pertinents par voie chimique et biologique.

Pour atteindre ces objectifs, une étude bibliographique a été réalisée afin de recueillir des données sur les méthodes d'analyse et la traitabilité. Elle a permis de recueillir des éléments sur les propriétés physico-chimiques du dioxane, ses usages, sa toxicité, ses valeurs guides dans différents pays, sa stabilité dans l’environnement aquatique, ses méthodes d’analyses disponibles et l’efficacité de son élimination par des traitements conventionnels et avancés. Les traitements conventionnels (clarification, adsorption, aération) sont pratiquement inefficaces. L’osmose inverse est également insuffisante car le dioxane est une molécule très petite qui traverse la membrane. Seule l’oxydation avancée du couplage O3/H2O2 se révèle efficace mais il reste à vérifier que les conditions optimales d’efficacité (doses d’ozone et de péroxyde, temps de contact, sous-produits formés) sont adaptées à la production d’eau potable.

Pour la suite du projet, le choix de la méthode d’analyse à mettre au point se fera entre deux approches, soit micro-extraction en phase solide (SPME) couplée à la CG/SM, soit extraction liquide/solide sur charbon ou carbone graphitisé suivie d’une analyse CG/SM. Les sites d’échantillonnage sélectionnés comporteront en priorité des eaux souterraines contaminées par des solvants chlorés, et en particulier par le 1,1,1-trichloroéthane, ainsi que des ressources d’eaux de surface.

Le chlorure de vinyle monomère (CVM) est un gaz toxique, légèrement soluble dans l’eau et très volatil. Sa présence dans l'eau potable provient soit d'une pollution industrielle de la ressource, soit du relargage de conduites en polychlorure de vinyle (PVC) datant d’avant 1980. En effet, la migration dans l’eau du CVM, utilisé pour la fabrication des canalisations en PVC, provient, selon des études récentes menées par les autorités sanitaires en France, du fait qu’avant les années 1980, il était incomplètement polymérisé lors de la synthèse du PVC car la technique de fabrication n’utilisait pas alors de stripping pour réduire sa concentration résiduelle.

Le CVM pourrait être responsable du cancer du foie et une limite de qualité a été introduite par l'arrêté du 11 janvier 2007 et fixée à 0,5 µg/L. L'observation de quelques dépassements de la limite de qualité, non reliés à une pollution de la ressource en eau, a conduit la DGS à mener une campagne nationale d'analyse du chlorure de vinyle dans les eaux distribuées. Les résultats ont montré que les facteurs favorisant le relargage du chlorure de vinyle dépendent :
- de la teneur en CVM résiduel dans le matériau (conduites fabriquées avant 1980) ;
- du long temps de séjour de l’eau dans la canalisation ;
- de la température élevée de l’eau.

A l'issue de cette campagne nationale, le Ministère de la Santé a publié une instruction en date du 18 octobre 2012 préconisant, sans qu'aucune dérogation au respect de la norme de 0,5 µg/L ne puisse être accordée par le préfet, des solutions de type :
- purges : solution d’attente pas toujours efficace et contraire à la préservation de la ressource (gaspillage d’eau) ;
- maillage de réseau : pour limiter le temps de séjour mais non applicable à tous les réseaux ;
- réhabilitation ou remplacement des conduites incriminées.
Ces mesures nécessitent des investissements longs et importants que les collectivités devront assumer sous peine de ne plus pouvoir délivrer de l'eau aux consommateurs et des mesures transitoires ne pourront être évitées (citerne…).

Un autre type de solution n'est pas abordé dans l'instruction : l'élimination du chlorure de vinyle basée sur sa forte volatilité. Un procédé de dégazage sous pression adapté à la volatilisation du chlorure de vinyle et installé directement dans le réseau d'eau potable sur des points stratégiques (avant branchement, en bout de réseau…) a été développé en 2013 : AquabullerTM. Il a été testé sur le site du Syndicat de Saint-Pois (50) et permet une élimination similaire à l'effet d'une purge mais sans gaspillage d'eau. Le brevet a été déposé et l’appareil est en attente d’homologation. Mais une des contraintes principales d’un fonctionnement sous pression est qu’une partie de l’air injecté se solubilise dans l’eau ce qui provoque la formation d’eau blanche ou de poches d’air lorsque la pression diminue, principalement aux robinets des consommateurs. Pour limiter ces désagréments, la quantité d’air injectée est bridée et le rendement d’élimination du CVM est alors limité à 50 % environ.

Il est possible que toutes les solutions actuelles (purges, dégazage sous pression, renouvellement des canalisations sans renouvellement des branchements) ne suffisent pas au respect de la norme concernant le CVM. De ce fait, l’endroit le plus approprié pour compléter l’élimination du CVM à moindre coût (sans apport d’énergie extérieure) est le robinet du consommateur. En effet, il existe sur le marché des aérateurs économiques (appelé aussi brise-jet ou mousseur) s’installant sur les robinets pour économiser l’eau et ayant aussi, de par leur principe, un rôle de dégazage, sans danger pour la santé par inhalation. Le principe de ces aérateurs économiques de robinet, à ne pas confondre avec les mousseurs classiques, est basé sur l'effet Venturi. Une quantité plus importante d'air est incorporé dans l'eau ce qui permet non seulement de réduire la consommation sans modification de l'aspect du jet mais aussi de favoriser la volatilisation du chlorure de vinyle et d’éviter la formation d’eau blanche. De plus, ces aérateurs ne traiteraient que le volume d’eau utilisé pour l’alimentation.

Ces aérateurs ont été optimisés dans un but d’économie d’eau et non de réduction du CVM. L'objectif de l’étude est donc de les tester sur les robinets des consommateurs vis-à-vis de l’élimination du CVM et si possible de les optimiser pour améliorer leurs performances. Ils pourraient alors être utilisés en complément de AquabullerTM installé sur le réseau, ces deux systèmes proposant une solution économique et rapide à mettre en œuvre.

Plusieurs robinets ont été testés à différentes pressions et à différents degrés d'ouverture pour évaluer leur efficacité. Les rendements d’élimination du CVM ont été évalués à 60 % dans le meilleurs des cas. Ce rendement n’est pas suffisant pour envisager le déploiement de cette solution.

Il a donc été décidé d’optimiser la géométrie des aérateurs pour maximiser la quantité d’air mise en contact avec l’eau. Le développement d’un aérateur a été réalisé par simulations numériques. Celles-ci permettent de prévoir certaines performances sans avoir besoin de réaliser l’objet, ni d’effectuer des essais. L’aérateur optimisé a ensuite été prototypé par impression 3D mais les rendements d’élimination se sont avérés en réalité très décevants puisqu’ils ne dépassent pas 50 % et diminuent avec le débit. Il semblerait donc que la quantité d’air ne soit pas le seul paramètre à prendre en compte, et que le temps de contact air-eau soit aussi à optimiser. Cette optimisation permettrait à la fois d’améliorer le rendement et de le maintenir constant quel que soit le débit d’eau.