Si les virus entériques pathogènes pour l'homme ne se multiplient pas dans l'environnement hydrique, ils sont par contre capables d'adhérer sur les parois des réseaux de distribution d'eau potable, de s'accumuler au niveau des biofilms formés sur les parois et d'être relargués de façon discontinue dans l'eau circulante. Les biofilms représentent donc un réservoir de micro-organismes qui peuvent constamment contaminer l'eau distribuée.

En conséquence, contrôler la qualité microbiologique de l'eau impose de contrôler l'accumulation de dépôts et de biofilms sur les parois des réseaux de distribution et des réservoirs d'eau potable et de nettoyer les surfaces contaminées. Mais le nettoyage efficace des surfaces des canalisations est limité à la fois par leur difficulté d'accès et par l'absence de caractérisation physico-chimique et mécanique des biofilms adhérant aux surfaces. Il est par conséquent quasi-impossible d'optimiser objectivement les protocoles de nettoyage pour éliminer les biomasses fixées et les pathogènes associés.

L'objectif du programme vise à définir un protocole pour nettoyer les surfaces des canalisations salies par les micro-organismes (bactéries formant un biofilm, virus piégés dans le biofilm ou adhérant sur des surfaces non colonisées). Les différentes parties étudiées portent sur la mise au point de modèles d'accumulation des virus en réseau de distribution et sur les biofilms (combien et comment) ; la détermination des caractéristiques de surface qui favorisent l'accumulation de ces virus (nature du support, présence de matières organiques et de biofilms bactériens) ; l'évaluation des forces hydrodynamiques, mécaniques et chimiques nécessaires pour détacher les biofilms bactériens ; la combinaison d'actions (hydrodynamiques et chimiques) permettant de fragiliser l'adhérence des biofilms bactériens et d'améliorer le nettoyage des surfaces ; la persistance des virus (survie, intégrité, maintien de l'infectiosité) fixés sur les parois ou les biofilms qui ont subit un nettoyage.

Les essais sont réalisés sur des biofilms multi-espèces qui ont été formés sur des matériaux (PEHD et inox) en contact avec l'eau du réseau dopée à l'aide de modèles viraux (phages MS2, GA et QB). Le réacteur utilisé est le disque tournant car il permet de simuler, en fonction de la distance par rapport à l’axe, différentes conditions hydrodynamiques et contraintes de cisaillement à la surface des matériaux.

Les premiers essais, objets de ce rapport intermédiaire, portent sur la caractérisation des biofilms d’eau potable par AFM (microscopie à force atomique) ainsi que sur la quantification du dépôt de virus sur la surface des matériaux avec ou sans biofilm.

Les résultats concernant la caractérisation des biofilms d’eau potable par AFM ont montré une modification de la surface du matériau dès la première semaine après le démarrage du réacteur, semaine pendant laquelle il y a préférentiellement des dépôts inorganiques suivis de dépôts biologiques (biopolymères). Le développement du biofilm, caractérisé par des dépôts de microorganismes (présence de bactéries et de champignons filamenteux), est observé lors la deuxième semaine. Puis la colonisation de la surface augmente progressivement. Les résultats ont aussi montré que la croissance du biofilm suit le modèle de transfert convectif (loi linéaire) et que la caractéristique mécanique du biofilm est constituée d’au moins deux composantes : une composante molle constituée principalement de bactéries (élasticité comprise entre 0,1 et 2 MPa) et une composante dure constituée probablement de champignons et levure d’après les valeurs données par la littérature (élasticité comprise entre 4 et 6 MPa). Sur certains échantillons est observée la présence d’une possible troisième composante intermédiaire, caractérisée certainement par un mélange de polymères et de champignons mais ce résultat reste à confirmer par des essais supplémentaires.

Les résultats obtenus avec les phages QB et GA dans le cadre de la quantification du dépôt de virus sur la surface des matériaux montrent que, dans les conditions d’expérimentation testées, l’adhésion virale sur un support inox 316L non colonisé est aussi contrôlé par une diffusion convective (loi linéaire : la quantité de virus adhérés augmente linéairement avec le temps). Quant au phage MS2, il présente probablement des particularités qui influent sur son adhésion au support car les résultats montrent une adhésion bien plus faible que celle des phages QB et GA pour des conditions d’expérimentations identiques. Les essais se poursuivent donc pour obtenir plus de données sur l’adhésion de MS2 ainsi que sur l’adhésion virale sur supports colonisés.

Depuis ces dernières années, certains sites particuliers (tels que les îles par exemple) ont rencontrés des problèmes d'approvisionnement en eau potable. Une filière de traitement d'eau de mer de type ultrafiltration/osmose inverse (UF/OI, l’UF étant le prétraitement le mieux adapté à l’OI) pourrait être une solution mais elle nécessite la maîtrise complète des paramètres pouvant interférer dans la bonne marche du procédé et notamment les paramètres qui sont responsables du colmatage des membranes. Les algues, qui à certaines périodes de l’année se développent en blooms algaux (printemps et automne), font parties de ces paramètres et la gestion du colmatage se fait actuellement par mesures correctives et non préventives. Il apparaît donc nécessaire de se doter d’outils performants permettant d’anticiper ces blooms algaux et ainsi pouvoir gérer au mieux les installations membranaires de façon préventive.

La sonde Fluoroprobe de la société BBE, outil de terrain relativement récent, pourrait-il être cet outil performant ? Cette sonde mesure, par fluorescence, un paramètre réglementaire : la chlorophylle-a totale et la chlorophylle-a de chacun des groupes phytoplanctoniques présents en mélange (algues vertes, diatomées, cyanobactéries, substances jaunes). Elle a déjà été testée et validée, lors d’une étude précédente, pour la détection des cyanobactéries en eau douce. Elle permet de distinguer différentes catégories d’algues et de suivre l’évolution de leurs concentrations. Mais les résultats fournis par la sonde peuvent être influencés par la matrice de l’eau, la salinité, la concentration et la nature des algues... Il est donc nécessaire de valider son utilisation en eau de mer en comparant les résultats à ceux obtenus par comptage manuel des algues au microscope et par analyse de chlorophylle-a par colorimétrie.

L'objectif de l'étude est donc de déterminer si la sonde Fluoroprobe est pertinente pour le suivi de la croissance des algues en eau de mer et si un lien peut être établi entre les épisodes de blooms algaux et la perte de perméabilité des membranes. Cette sonde qui ne nécessite pas de calibration hors site a donc été installée sans procédure préliminaire sur le site de Carnac de mai à septembre 2009 (autres sites testés ponctuellement : plage de Penestin, barrage d’Arzal, Port de Tréhiguier, ports et plages de Cabourg et Ouistreham).

Les résultats ont montré la présence exclusive de diatomées en mai et la présence majoritaire de diatomées et cyanophycées en période estivale, avec une influence du sens du vent sur la quantité d’algues dénombrées (faible concentration par vent de terre) et une influence de la profondeur du prélèvement sur le type d’algues rencontré (pélagique ou benthique). Mais deux problèmes ont interféré l’atteinte des objectifs fixés :
- Le suivi du SDI (Silt Density Index) et du MFI (Membrane Fouling Index) comme indicateurs de la résistance des systèmes membranaires (UF et OI) à la filtration d'eau de mer n’a pas pu être réalisé car le kit de filtration SDI MFI a présenté un vice de fabrication et il n’a pas été possible d’obtenir la pièce de rechange avant la fin de l’étude. Ce suivi aurait permis de regarder s’il existait un lien entre l’accroissement de la population algale et l’augmentation du colmatage des membranes.
- Il n’y a pas eu de bloom algal pendant la période de l’étude (qui n’était pas assez étendue), bien que le bloom algal en eau de mer est atteint à partir de 1000 cellules/ml alors qu’en eau douce, il faut au moins 100 000 cellules/ml.

Néanmoins, cette étude a permis d’observer que la problématique des algues en eau de mer ne peut pas être abordée comme celle liée aux algues d’eaux douces et que l’utilisation d’un paramètre tel que la chlorophylle-a n’est pas suffisant pour décrire une évolution de prolifération algale. En effet, les fluctuations de chlorophylle-a, parce que bien plus faibles qu’en eau douce, n’ont pas pu être reliées aux fluctuations de concentrations algales. Pour améliorer la gestion des membranes UF/OI et éviter leur colmatage, le suivi en continu des teneurs en chlorophylle-a dans l’eau de mer au moyen d’une sonde Fluoroprobe ne semble donc pas adapté.

La gestion des rejets liquides issus des usines de production d'eau potable est une contrainte importante à prendre en considération, quelle que soit la filière de filtration. Au niveau quantitatif, la perte en eau représentée par ces rejets peut atteindre plus de 10 % de la production ce qui entraîne un surcoût d'exploitation. Au niveau qualitatif, ils concentrent la pollution minérale, organique et biologique ce qui entraîne un risque potentiel sanitaire ou environnemental.

Aujourd'hui, il existe des pratiques différentes sur la gestion des rejets liquides, selon les régions (les autorités sanitaires régionales peuvent interdire certaines pratiques), les contraintes locales, les types de filières et leur capacité de traitement : rejet vers le milieu naturel sans traitement, rejet vers le réseau d'assainissement, recyclage en tête de filière avec ou sans traitement. Le recyclage en tête de traitement est une voie possible pour maîtriser à la fois les pertes en eau et limiter les risques sanitaires et les nuisances environnementales mais cette pratique peut induire dans certaines conditions un risque sanitaire supplémentaire qu'il faut prendre en compte.

L'objectif de cette étude est donc de proposer des pratiques de gestion des rejets liquides en fonction des filières type de production. Ces pratiques seront adaptées aux contraintes d'exploitation et devront maîtriser les risques sanitaires et environnementaux en accord avec les réglementations existantes ou pressenties.

Une synthèse des réglementations existantes a été menée en premier lieu. La pratique du recyclage des eaux de lavage des filtres n’est réglementée qu’aux USA depuis le début des années 2000. En France, l’exploitant voulant mettre en place le recyclage doit décrire, dans le dossier de demande d’autorisation, les modalités de gestion des rejets intégrant différents points dont une analyses des risques sanitaires liés à l’installation (circulaire du 26 juin 2007 de la Direction Générale de la Santé). Des lignes directrices seront bientôt établies à partir de ces dossiers.

Une enquête sur les principales pratiques de gestion des unités de production d’eau potable de Suez-Environnement a ensuite été réalisée. Environ 3 % des sites enquêtés (soit 14 sites) ont mis en oeuvre un recyclage. Les 2/3 de ces 14 sites (soit 9 sites) concernent des filières de traitement d’eaux superficielles de grande capacité de production qui correspondent à 30 % de la capacité de production des usines pouvant potentiellement être concernées par le recyclage, c’est-à-dire ayant au moins un étage de filtration. Le 1/3 restant de ces 14 sites (soit 5 sites) concerne les eaux souterraines et correspond à 20 % de la capacité de production des usines pouvant potentiellement être concernées par le recyclage. Sur l’ensemble des 14 sites, le recyclage est appliqué en tête de filière, en amont de tout traitement. Pour la moitié des sites, le recyclage est continu à débit fixe et pour l’autre moitié, il est discontinu à débit variable. Les débits de recyclage appliqués représentent entre 5 et 20 % du débit d’eau brute. 2 sites seulement ont mis en place un traitement des rejets avant le recyclage : il s’agit d’une décantation des rétrolavages de membranes d’ultrafiltration (UF).

Puis 5 sites ont été sélectionnés pour un suivi spécifique. Pour tenter de balayer tous les cas de figures, les critères de sélection utilisés sont : origine de l’eau (souterraine et superficielle), type de filière (conventionnelle et/ou avec membrane), gestion des eaux de lavage des filtres (avec et sans recyclage). Des campagnes analytiques et des simulations de contamination microbiologique des eaux à recycler (pour les filières sans recyclage) ont été réalisées sur ces 5 sites. Les résultats ont montré que, globalement, la qualité des eaux de lavage est similaire à la ressource. Lorsque la filière a une décantation, les eaux de lavage des filtres situés en premier ou second étage de filtration peuvent être recyclées en tête de filière sans traitement spécifique et sans risque de dégrader la qualité de l’eau. Lorsque la filière est une filtration directe ou une coagulation sur filtre, les eaux de lavage des filtres de premier étage sont fortement concentrées en MES et micro-organismes et doivent donc être traitées avant leur recyclage pour ne pas fortement perturber la qualité de l’eau.

L’étude se poursuit pour obtenir des analyses complémentaires, notamment sur le surnageant du traitement des boues qui est un rejet liquide potentiellement recyclé avec les eaux de lavage et sur le risque lié au recyclage d’eau de lavage contenant des organismes capables de se développer sur les média filtrants tels que les amibes. Pour finaliser l’estimation du risque sanitaire, différents scenarii de gestion de recyclage seront simulés. Enfin, sera aussi étudié un sixième site pratiquant le recyclage des eaux de lavage de filtre de premier étage et désirant étendre le recyclage aux eaux de lavage des filtres CAG de second étage.

Certaines algues bleues (cyanobactéries) peuvent avoir une incidence sanitaire importante en raison des toxines qu'elles sont susceptibles de libérer lors de la lyse cellulaire qui peut se produire au cours de la potabilisation de l'eau. Ces toxines sont généralement classées en trois groupes : neurotoxines (affectant le système nerveux), endotoxines (responsable d'allergie de la peau) et hépatotoxines (maladies du foie : hépatites et cancers).

En France, de 2001 à 2007, seule la microcystine-LR était réglementée alors que les autres pays tels que le Canada, le Brésil, l'Australie, la Nouvelle Zélande et les USA ont mis en place des seuils sur les autres toxines (anatoxine cylindrospermopsine, nodularine, saxitoxine…). Ces réglementations étrangères pourraient être reprises dans le futur par la France. D’ailleurs, depuis 2007, la limite de référence de 1 µg/l s’applique non plus à la microcystine-LR mais au total des microcystines.

Aujourd’hui, les méthodes analytiques disponibles concernent la microcystine-LR et la nodularine. Il est donc pertinent d'anticiper l'évolution de la réglementation en disposant de méthodes d’analyses de référence capables d'identifier en cas de crise les principales toxines d'algues (autre que la microcystine-LR) présentes dans la ressource et le long des filières de potabilisation. Cette palette d'outils pourra servir à la gestion des risques associés à la présence de toxines dans l’eau.

La première partie de l'étude a permis d’établir une liste de sept toxines ou familles de toxines considérées comme prioritaires : microcystines, cylindrospermopsine, nodularine, anatoxines, saxitoxines, dermatotoxines et BMAA (béta-méthylaminoalanine, acide aminé récemment découvert dans le cerveau d'un patient canadien décédé de la maladie d'Alzheimer). Puis, des fiches techniques individuelles ont été élaborées ainsi qu’un classement en trois groupes (groupe 1 : toxines d'intérêt principal (microcystines, cylindrospermopsine, anatoxines) ; groupe 2 : toxines d'intérêt intermédiaire (saxitoxine, BMAA, nodularine) ; groupe 3 : toxines d'intérêt moindre (dermatotoxines).

La 2e partie de l’étude a été consacrée à la recherche de six familles de cyanotoxines (microcystines, cylindrospermopsine, nodularine, anatoxines, saxitoxines et BMAA) dans dix ressources différentes utilisées pour la production d’eau potable et sujettes régulièrement à des développements d’algues. Pour cela, divers outils analytiques ont été utilisés : tests rapides immunologiques (bandelettes Flashkit ; bandelettes Microcystins Strip Test ; Elisa), sonde à phycocyanine (pigment spécifique des cyanobactéries), PCR en temps réel (identification des gènes responsables de la production de toxines et permettre une quantification rapide des cyanobactéries aptes à libérer des toxines), HPLC/MS/MS...

Ces différentes méthodes d’analyses se complémentent très bien et peuvent être mises en oeuvre en fonction des objectifs visés et des contraintes locales. Cependant, il n’a pas été possible de les comparer rigoureusement entre elles en raison du faible nombre d’échantillons ayant eu une réponse positive à l’une ou l’autre des méthodes utilisées. Il en ressort toutefois que :
- la sonde phycocyanine est un très bon outil de suivi en continu d’une ressource car elle est bien corrélée à la biomasse des cyanobactéries. Ce résultat permet de proposer une méthodologie de gestion du risque lié aux toxines d’algues émergentes (hors du cadre réglementaire associé aux microcystines) basée sur l’emploi de cette sonde comme outil d’alerte dans la ressource. Le dépassement d’une valeur seuil spécifique à chaque site déclenche une adaptation du traitement (ajout de CAP par exemple), l’identification des cyanobactéries et la mise en oeuvre d’analyses de toxines plus ou moins sophistiquées selon les besoins et les moyens disponibles (Elisa puis HPLC-SM/SM si positif ou HPLC-SM/SM seule). Néanmoins, cette méthodologie élaborée à partir des données de l’étude (sites peu chargés en algues) doit être validée sur des sites plus chargés,
- les kits rapides de type bandelettes ont donné de faux positifs,
- une faible concordance a été observée entre les concentrations mesurées par kits ELISA et par HPLC-MS/MS,
- les méthodes développées par HPLC-MS/MS et PCR sont très sensibles, très sélectives et bien corrélées entre elles (comparaison possible seulement sur microcystines). Toutefois, la PCR doit être améliorée pour générer des résultats quantitatifs en vue d’une utilisation dans le cadre d’un système de gestion du risque.

Les résultats d’analyse ont montré que :
- l’eutrophisation des ressources étudiées est globalement faible (29 % des échantillons ont plus de 2000 cellules/mL de cyanobactéries (5 sites) et seulement 3 % en ont plus de 100 000 cellules/mL (1 site) engendrant un risque “toxines” peu important,
- les microcystines sont présentes dans 34 % des échantillons d’eau brute (4 sites). La concentration maximale observée est de 0,43 µg/L (test ELISA) ce qui ne laisse aucune crainte sur le respect de la recommandation de 1 µg/L dans l’eau traitée,
- la cylindrospermopsine a été retrouvée dans seulement deux échantillons d’eau brute (2 sites) et les autres toxines (anatoxines, nodularine, saxitoxines et BMAA) n’ont jamais été détectées,
- aucune toxine n’a été retrouvée dans l’eau potable malgré la détection de cyanobactéries dans 8 % des échantillons (3 sites).
- toutes les toxines retrouvées dans l’eau brute proviennent, à une exception près, des sites les plus chargés en cyanobactéries.

En terme de traitabilité, la littérature montre qu’une filière conventionnelle de traitement d’eau de surface (clarification + affinage) peut gérer une prolifération d’algues jusqu’à 100 000 cellules/mL. La clarification élimine les toxines intracellulaires ; l’ozonation, l’adsorption ou la chloration finale élimine les toxines libres. Cependant, certaines toxines risquent de traverser la filière (saxitoxines non oxydables à l’ozone ; saxitoxines C1 et C2, microcystines LA, BMAA non adsorbables sur CAG). Les toxines les plus à risque sont donc les saxitoxines C1 et C2 pour lesquelles le seul traitement possible est une chloration finale à pH > 8. Des données supplémentaires restent cependant à recueillir sur la toxicité des sous-produits et l’efficacité des traitements d’affinage sur un mélange de toxines.

Les nouvelles mises en oeuvre du charbon actif de type Carboflux® ou Carboplus® offrent des garanties épuratoires renforcées dans l'élimination des micropolluants organiques mais ces procédés d'adsorption nécessitent une étape finale de filtration qu'elle soit sur média granulaire ou sur membrane. La filtration sur charbon actif en grains (CAG) a l'avantage de réunir les deux étapes en un seul procédé donc d'avoir des coûts d'investissement plus faibles mais il est en contrepartie nécessaire i) d'optimiser les performances du CAG et réduire ainsi les coûts de consommation en charbon qui sont généralement supérieurs à ceux de Carboflux® et Carboplus®, ii) d'offrir une plus grande souplesse d'exploitation pour permettre l'adaptation du procédé à la variabilité de la qualité de la ressource en eau, iii) d'améliorer la fiabilité du CAG par élimination des risques de fuite en micropolluants observées dans les mises oeuvre classiques.

L'objectif de l'étude est par conséquent d'évaluer une nouvelle voie d'exploitation du CAG par le renouvellement en continu du lit de charbon, au lieu du renouvellement en fin de vie utilisé dans les mises en oeuvre classiques. La couche supérieure du filtre correspondant à la partie la plus sollicitée sera alors enlevée lors du lavage lorsque le lit est en expansion et une nouvelle couche de CAG neuf (de poids sec identique à la couche enlevée) sera introduite en bas du filtre. La fréquence et le dosage de cette opération devront être évalués en fonction des paramètres de pollution prioritaires : micropolluants organiques type pesticides et Matière Organique Naturelle (MON) type COT (Carbone Organique Total), CODB (Carbone Organique Dissous Biodégradable), pTHM (précurseurs de TriHaloMéthanes). Les essais seront réalisés à l'échelle pilote sur le site du Jaunay (eau superficielle) avec le charbon Dacarb M 12-40 (charbon de houille mésoporeux communément employé en traitement d’affinage). L'eau alimentant le pilote sera, selon le niveau de dégradation de la ressource vis-à-vis de la matière organique, soit flottée, soit filtrée sable. L'élimination de plusieurs pesticides sera étudiée par dopage de l'eau d'alimentation du pilote. Le temps de contact sera de 10 minutes.

Les résultats montrent que le renouvellement en continu du lit de charbon actif en grains :
- permet une légère augmentation de l’élimination de la matière organique (de 5 % à 10 % selon les méthodes utilisées pour caractériser la matière organique) ce qui n’est pas suffisant pour justifier la mise en place de cette nouvelle mise en oeuvre ;
- permet une légère amélioration vis-à-vis de l’élimination des pesticides (fuite en pesticides sensiblement réduite) ;
- est moins performant que le Carboflux® et le Carboplus® pour éliminer la matière organique et les pesticides.

En conclusion, le CAG, même avec un renouvellement en continu de son lit, reste inadapté pour traiter les pics de pollution supérieurs à 0,5 µg/L ainsi que les molécules très solubles. Il pourra être néanmoins utilisé pour des eaux souterraines de qualité constante et pas trop chargées en pesticides. Dans les autres cas, le Carboflux® ou le Carboplus® pourront être préconisés.

Étant donné le développement important des techniques membranaires utilisées dans les filières de production d'eau potable pour éliminer les pesticides et la matière organique, il semble indispensable d'étudier le devenir de leurs rejets appelés concentrats. Ces rejets représentent 15 à 25 % du débit d'eau produite dans le cas de la nanofiltration ou de l'osmose inverse. Ils peuvent donc rapidement atteindre plusieurs dizaines de milliers de m3/j sur les grosses usines de production d'eau potable (UPEP).

Leur composition dépend étroitement de la qualité de l'eau brute alimentant l'usine et de la nature des réactifs utilisés lors du traitement de potabilisation. D'une façon générale, ils sont chargés en sels, matières organiques (MO), pesticides et phosphonates. A l'heure actuelle, certains concentrats sont encore rejetés directement dans le milieu naturel et les concentrations limites à respecter pour la préservation de l'environnement sont directement liées au débit du rejet et à celui de la rivière qui réceptionne le rejet.

Les deux premières phases de l’étude (2006-2007 et 2007-2008) ont été réalisées en laboratoire et ont porté respectivement sur l'élimination des pesticides et l’élimination de la matière organique dans les concentrats. Les différents moyens testés pour cela sont l’adsorption sur charbon actif en poudre (CAP) seule, l’ozonation seule et le couplage ozone-puis-CAP (étapes séquencées) ou ozone+CAP (simultanée). Les résultats ont montré que le couplage en étapes séquencées “ozone-puis-CAP” ou de façon simultanée “ozone+CAP” est la méthode la plus efficace pour éliminer la matière organique et tous les pesticides testés.

Les tests en laboratoire se sont poursuivis lors de la troisième phase de l’étude (2008-2009) pour compléter les résultats sur l’élimination de la matière organique par le couplage ozone-CAP (optimisation de la dose d’ozone, de la dose de charbon, du pH, du temps de contact...) puis pour étudier l’efficacité d’une oxydation avancée (ozone-H2O2) et l’efficacité d’un charbon actif en grains biologique (CAG-bio), c’est-à-dire un charbon ensemencé par des micro-organismes qui utilisent les composés organiques de l’eau à traiter pour se développer.

Les résultats obtenus dans le cadre de l’élimination de la matière organique par le couplage ozone-CAP ont montré que :
- le couplage ozone-CAP permet d’obtenir une élimination de la matière organique de l’ordre de 80 %, majoritairement due à l’adsorption sur charbon ;
- la dose d’ozone n’a pas beaucoup d’influence sur l’élimination de la matière organique, la dose retenue est donc la plus faible testée (6 ppm) ; si l’effet de l’ozone est faible dans le cas de l’élimination de la matière organique, il faut rappeler qu’il présente un intérêt pour les pesticides ;
- l’élimination de la matière organique est équivalente quelle que soit la dose de charbon testée, la dose retenue est donc la plus faible testée (400 ppm) ; cette dose de charbon à appliquer est beaucoup plus élevée pour la matière organique que pour les pesticides car la saturation du charbon par la matière organique est très rapide ;
- tous les temps de contact testés donnent des résultats similaires sur l’élimination de la matière organique donc le temps de contact retenu est le plus faible testé (2 min) ;
- la température a peu d‘effet sur l’abattement de la matière organique ;
- l’augmentation du pH permet d’améliorer les performances car il y a formation de carbonate de calcium pouvant piéger la matière organique ; mais ces conditions opératoires ne sont pas viables économiquement ;
- le mode simultanée (ozone+CAP) élimine mieux la matière organique que le mode séquencé (ozone puis CAP) ;
- le recyclage du CAP provoque une baisse de performance de l’élimination de la matière organique dès le deuxième passage, du fait d’une moins grande disponibilité des sites actifs de la surface spécifique externe ; cet effet est beaucoup plus accentué en mode simultanée qu’en mode séquencé lorsque la dose d’ozone est forte (30 ppm) et identique pour les deux modes lorsque la dose d’ozone est faible (3 ppm) ; l’ozone à forte dose et en usage simultanée au charbon provoquerait un blocage des micropores du charbon ou une déformation de sa structure ;
- les charbons CECA et Picasorb 16 sont les plus performants.

Les résultats obtenus dans le cadre de l’élimination de la matière organique et des pesticides par le CAG-bio ont montré que le couplage ozone-CAG bio est légèrement plus performant que le couplage ozone-CAG ; la différence de performance s’accroit pour les molécules les plus difficiles à éliminer (bentazone).

Les résultats obtenus dans le cadre de l’élimination de la matière organique par le couplage O3/H2O2 ou par les résines échangeuses d’ions anioniques (REI) ont montré un intérêt au niveau des performances de traitement, surtout dans le cas des REI, mais les conditions opératoires optimales sont telles que ces procédés ne sont pas viables économiquement.

La suite de l’étude (2009-2010) prévoit de valider à l’échelle semi-industrielle (pilote) les résultats obtenus en laboratoire. Un pilote composé de 4 colonnes d’adsorption est installé à cette fin dans le nouveau hall d’expérimentations d'Annet-sur-Marne réservé à l’eau potable. Les procédés testés sont : l'adsorption sur CAG neuf, l’adsorption sur un CAG favorisant le développement biologique et le couplage ozone puis CAG. Un second pilote est prévu pour l’étude de l’adsorption sur un CAP mis en oeuvre dans un clarificateur, avec des doses proches des conditions industrielles.

Afin de maintenir la qualité sanitaire de l'eau potable distribuée vis-à-vis des paramètres microbiologiques et des paramètres émergents, le Syndicat des Eaux d’Ile-de-France (SEDIF) envisage une refonte des filières de traitement des deux usines de Choisy-le-Roi et Neuilly-sur-Marne. La filtration membranaire, qui a fait ses preuves à grande échelle à l'usine de Méry-sur-Oise depuis 1999 (nanofiltration), sera entre autres une des techniques envisagées dans ces deux usines.

Dans ce contexte et avec l'expérience déjà acquise à Méry-sur-Oise, l'objectif de l'étude est orienté vers l'optimisation des conditions de nettoyage chimique des membranes de nanofiltration pour combattre plus efficacement leur colmatage à long terme. Actuellement, les recettes de nettoyage appliquées à Méry-sur-oise consistent en l'application successive d'une phase basique suivie d'une phase acide. L'étude prévoit d'obtenir une meilleure compréhension des mécanismes de colmatage et de nettoyage par la détermination expérimentale de l'efficacité, selon le type de colmatants rencontrés, d'un certain nombre de produits chimiques déjà ou susceptibles d'être utilisés à Méry-sur-oise. Les points positifs recherchés sont : gain d’efficacité du nettoyage, diminution des effluents générés, diminution du nombre d’agent nettoyants utilisés, diminution des coûts énergétiques, diminution des pertes de charges, augmentation de la durée d’utilisation des membranes, diversification des fabricants. L'étude doit aboutir à des préconisations en matière de nettoyage selon les filières et les eaux considérées.

Les différentes solutions de nettoyage testées lors de cette étude sont : NaOH, NaOCl, H2SO4, EDTA, SDS (sodium dodecyl sulfate) ainsi que les deux solutions utilisées actuellement à Méry-sur-Oise soit l’acide citrique et l’Ultrasil 110. Les essais ont été réalisés à l’échelle pilote sur des membranes neuves filtrant une eau synthétique colmatante et sur des membranes naturellement colmatées provenant de l’usine de Méry-sur-Oise (membrane en polysulfone sulfonée NF 200 de chez Dow Filmtec). La microscopie électronique à transmission (TEM) a été utilisée pour obtenir des images de dépôt extrêmement précises avec une définition qui atteint environ 1 nm. Seulement quelques échantillons provenant des membranes colmatées sur le site de Méry-sur-Oise ont bénéficié de cette technique car elle est longue et complexe à mettre en oeuvre. La microscopie électronique à balayage (MEB) a aussi entre autres été utilisée.

Les résultats de l’étude ont montré que :
- le colmatage est en grande partie provoqué par la matière organique (MO) ;
- la recirculation du perméat, telle qu’elle est effectuée actuellement, semble déconseillée. En effet, la recirculation de l’agent nettoyant mélangé aux éléments décolmatés risque de recréer un dépôt de surface et faire pénétrer les molécules colmatantes dans la structure poreuse de la membrane. Il faut donc, pour avoir une meilleure efficacité (gain de 40 % dans les conditions testées), réaliser un nettoyage avec passage unique de l’agent nettoyant dans les membranes et avec les “vannes perméat” fermées (pas de filtration simultanée) ;
- NaOH est le produit le moins efficace aussi bien sur la matière organique que minérale ;
- l’acide citrique et l’acide sulfurique ont surtout une action sur la matière minérale et ne permettent pas de récupération de la perméabilité ;
- le NaOCl a un effet important sur le nettoyage et sur la récupération de la perméabilité mais dans certaines conditions, il peut endommager la membrane puisque la perméabilité mesurée sur certains essais est bien plus importante que celle de la membrane (x 5) ;
- l’EDTA à pH 7 permet un bon nettoyage aussi bien sur la partie organique que sur la partie minérale du dépôt mais a peu d’effet sur la récupération de la perméabilité ; l’EDTA à pH basique (pH 11) voit son efficacité augmentée aussi bien pour la récupération de perméabilité que pour l’élimination de la matière organique et minérale ;
- le SDS à pH 7 apporte une bonne efficacité vis-à-vis de la récupération du flux mais il a peu d’effet sur la matière organique et minérale ; la récupération du flux proviendrait d’un changement de l’énergie de surface provoqué par le SDS mais présente peu d’intérêt si la quantité de matière organique continue à s’accumuler dans la membrane ; le SDS à pH élevé (pH 11) conserve une bonne efficacité vis-à-vis de la récupération du flux et dissout une partie plus importante de matière organique, la matière minérale reste par contre toujours peu solubilisée ;
- l’Ultrasil 110 (utilisé à Méry-sur-Oise) permet une récupération de la perméabilité de la membrane et un abattement de la matière minérale et organique intermédiaires (entre ceux obtenus avec l’EDTA et ceux obtenus avec le SDS).

En conclusion, l’association d’EDTA et de SDS à pH basique peut être envisagée en substitution de l’Ultrasil et de l’acide citrique (utilisés à Méry-sur-Oise) pour optimiser le nettoyage chimique des membranes de nanofiltration, avec de meilleures performances lorsque ces deux composés sont utilisés l’un après l’autre (EDTA puis SDS) plutôt que mélangés. La température peut être limitée à 20°C (au lieu des 30°C actuellement utilisés pour l’Ultrasil) car le gain d’efficacité obtenu au-dessus de cette température est négligeable.

Plusieurs études menées dans différents pays ont mis en évidence une augmentation significative de la matière organique naturelle (MON) des ressources en eau au cours des 30 dernières années (Scandinavie, Angleterre, Allemagne, Amérique du Nord). Par exemple, l'eau de surface d'un réservoir allemand a connu une augmentation de carbone organique dissous (COD) de 3 à 15 mg/L depuis 1993 ; en Norvège, c'est la couleur de l'eau de plusieurs lacs (non affectés par les activités humaines) qui a triplé depuis 1970. Les raisons invoquées pouvant expliquer ce phénomène sont, entre autres, l'augmentation du volume des pluies et le changement des radiations UV.

De telles augmentations de MON ont déjà eu des conséquences sur les conditions opératoires des usines de production d'eau potable (UPEP) et sur les coûts d'exploitation associés : demande accrue de coagulant, percée précoce des filtres, colmatage des membranes, formation de sous-produits de désinfection, génération de goûts et odeurs…

Si l’augmentation toujours croissante de MON devait s’accompagner d’un changement de leurs caractéristiques physico-chimiques et de leur composition, du type augmentation de la polarité ou du caractère anionique, il est possible qu’il faille revoir les traitements de potabilisation. L'objectif du projet est donc de proposer des scenarii de traitements adaptés à différentes gammes de COD afin de prévoir la réhabilitation d'usines existantes ou le dimensionnement de nouvelles usines. Pour cela, il faudra :
- étudier l'évolution quantitative de la matière organique naturelle sur plusieurs sites au cours des 10 à 20 dernières années et extrapoler les tendances pour prédire les évolutions à venir dans les 20 prochaines années,
- caractériser la nature de cette matière organique naturelle (polarité) pour anticiper les conséquences sur sa traitabilité.

Pour étudier l’augmentation des matières organiques dans les eaux naturelles, des données de long terme ont été collectées auprès de 23 sites d’eaux superficielles (18 en France, 3 en Grande-Bretagne, 1 en Amérique du Nord et 1 en Allemagne). 13 des 23 sites étudiés ont révélé une augmentation de leur teneur en matières organiques accompagnée souvent par une augmentation de température de l’eau, conséquence probable du changement climatique. Le COT (Carbone organique Total) de ces 13 sites augmente annuellement de 0,1 à 0,4 mg/L. Extrapolé sur les deux prochaines décennies, ce taux impliquerait une augmentation des matières organiques allant de 15 à 100 %. L’utilisation d’un modèle prédictif de calcul des coûts (OPTIMOPEX) indique qu’un traitement comprenant une clarification, une ozonation et une adsorption sur charbon actif en grains verrait, pour un même objectif de traitement (1 mg/l de COD en sortie de filière), son coût fortement augmenter (+ 50 % si la MO augmente de 50 %, + 29 % si la MO augmente de 25 %). Ce modèle nécessite une adaptation pour les eaux plus chargées en matières organiques.

La méthode PRAM (Polarity Rapid Assessment Method, détermination rapide de la polarité) ainsi que la spectroscopie UV et la fluorescence ont été utilisées sur des eaux d’origine diverse (COT de 1 à 23 mg/l) pour tenter de caractériser un éventuel changement de la nature des matières organiques liée à leur augmentation. Aucune corrélation n’a été mise en évidence entre le caractère polaire, hydrophobe ou anionique des matières organiques et leur quantité. L’augmentation des matières organiques ne semble donc pas s’accompagner d’une plus grande difficulté de traitabilité autre que la nécessité d’augmenter les doses de réactifs ou de régénérer plus souvent les filtres à charbon actif en grains.

Pour obtenir des conclusions plus précises sur le changement de la nature des matières organiques lié à leur augmentation, il serait nécessaire de reproduire cette étude dans quelques années avec les mêmes techniques de caractérisation.

Des travaux récents ont mis en évidence la présence de nitrosamines dans l'eau potable qui pourraient expliquer l'excès de cancer de la vessie observé en association avec la consommation d'eau chlorée. En effet, Les nitrosamines comme la NDMA (N-nitrosodimethylamine), la N-nitrosomorpholine et la N-nitrosodiéthylamine sont au moins cent fois plus cancérigènes que les THM ou acides haloacétiques ou que le composé MX (Mutagène X) qui était jusqu'à présent considéré comme le composé le plus mutagène présent dans les eaux chlorées. L'OMS a récemment publié une recommandation égale à 100 ng/l pour la NDMA et une discussion est en cours au niveau européen pour inclure cette molécule dans la révision de la directive “eau potable” à une norme plus sévère de 10 ng/l.

Les nitrosamines peuvent être présentes en tant que contaminants industriels dans les ressources en eau mais sont aussi, pour certaines, des sous-produits de désinfection générées par réaction entre le chlore ou les chloramines et des précurseurs tels que les amines (diméthylamine…) ou même certains micropolluants spécifiques (médicaments, pesticides…). En dehors de la désinfection, certains autres procédés utilisés en production d'eau potable pourraient également favoriser la formation des nitrosamines : nitrification, coagulation avec certains polymères à base d’amines, dénitratation avec des résines échangeuses d’anions comportant un groupe ammonium quaternaire (résine anionique forte) ou un groupe amine (résine anionique faible), ozonation en présence de certains pesticides.

Une fois formées, les nitrosamines ne sont pas éliminées par les filières de traitement conventionnel. La meilleure technologie consiste en une photolyse directe par des rayonnements UV à 220-260 nm (basse ou moyenne pression) mais à des doses très élevées et avec formation de précurseurs pouvant entraîner une reformation significative.

Les mécanismes de formation de ces nitrosamines sont aujourd'hui mal connus donc mal maîtrisés. Il est par conséquent important de mieux les comprendre pour contrôler le phénomène et éviter autant que possible la mise en place de traitement curatifs. Par ailleurs, les méthodes d'analyse existantes ont des limites de détection élevées (supérieures à 10 ng/l) et leur coût est relativement important (environ 350 €).

L'objectif de l'étude est donc de mettre au point une méthode d'analyse ; de réaliser des campagnes de surveillance sur les eaux brutes et traitées provenant de sites considérés comme présentant un risque (environ 20 sites avec des ressources, des réactifs et des procédés de traitement différents ont été échantillonnés) ; d'établir des recommandations pour la maîtrise du risque nitrosamines (contrôle des précurseurs, des réactifs, de la dose de désinfectant, des conditions de fonctionnement des résines, etc.).

La méthode d’analyse chromatographie en phase gazeuse/spectrométrie de masse (CG/SM) mise au point est simple (basée, pour la SM, sur une ionisation par impact électronique, la ionisation chimique étant difficile à maîtriser), spécifique et suffisamment sensible pour une première évaluation du risque nitrosamines dans les eaux traitées. La phase d’extraction préalable est réalisée avec du dichlorométhane et la concentration avec du Küderna-Danisch puis jet d’azote. La séparation utilise des colonnes Stabilwax (phase polaire à base de polyéthylène glycol) avec montée en température de 40°C à 220°C. La limite de détection obtenue se situe à 3 ng/l et la limite de quantification à 10 ng/l ce qui aux objectifs fixés par cette étude.

Les résultats obtenus lors des campagnes de surveillance des eaux brutes et traitées (d’octobre à décembre) provenant des sites à risque étudiés sont globalement rassurants puisque seulement deux échantillons ont montré des niveaux de nitrosamines légèrement supérieurs à 10 ng/l. Sur certains sites où il y a un historique de données, il est même observé une diminution des nitrosamines probablement liée à un rejet moins important d’eaux résiduaires urbaines.

Cette étude a permis de dégager différentes situations pour lesquelles aucun risque particulier lié aux nitrosamines n’est observé :
- la dénitrification biologique,
- la nitrification biologique,
- la dénitratation,
- une chaîne de traitement classique d’eau de surface comprenant pré-ozonation, clarification, post-ozonation et filtration sur charbon actif, à condition qu’aucun précurseur spécifique tel le tolyfluanide ne soit présent au moment de l’ozonation,
- les polymères de coagulation-floculation,
- les revêtements époxy en contact avec l’eau.

Cette étude a aussi permis d’identifier des situations présentant un risque potentiel lié aux nitrosamines :
- désinfection aux chloramines,
- temps de contact important avec le désinfectant,
- démarrage d’installation ou mise en place de matériaux neufs,
- contamination de la ressource.

Au terme de cette étude, il reste encore quelques points importants à améliorer ou vérifier :
- sensibilité de la méthode d’analyse,
- campagne d’analyse en période d’eau plus chaude (la température accélère la formation des nitrosamines), - influence du résiduel de chlore.

Carboflux® a été développé de 1997 à 2000 en tant que traitement d'affinage d'eau de surface marquée par de fortes concentrations en matières organiques. Son rôle est d'éliminer les micropolluants organiques en substitution notamment au charbon actif en grains (CAG). Le concept repose sur une mise en œuvre innovante du charbon actif en poudre (CAP) qui permet d'optimiser les performances épuratoires. En effet, le CAP était jusqu'alors gaspillé car utilisé en dessous de ses capacités réelles : ajout en début de filière entraînant une compétition entre l'élimination des matières organiques et celle des micropolluants ; temps de contact insuffisant avec l'eau à traiter. carboflux® est installé après la décantation (ou flottation). Il consiste en une seconde floculation/décantation couplée à une adsorption sur CAP qui est maintenu en suspension dans un réacteur parfaitement agité à des concentrations de plusieurs g/L. Le charbon prend ainsi le nom de charbon actif fluidisé (CAF) et l’optimisation de ses performances est obtenue par son renouvellement continu : ajout de charbon neuf en quantité équivalente au charbon usagé extrait. Enfin, la séparation avale peut être une filtration classique ou membranaire. Contrairement au CAG, ce mode d'exploitation évite la fuite et le relargage de micropolluants et permet de répondre à de fortes variations de pollution tant en nature qu'en concentration.

En 2004, les objectifs se sont orientés vers une simplification de carboflux® pour l’adapter au traitement direct d'eaux souterraines peu à moyennement turbides ou à l’affinage d’eaux de surface à faible pollution organique. Le réacteur de contact et le décanteur sont alors rassemblés dans un même ouvrage ; c'est le carboplus®. L'eau à traiter y est introduite en flux ascendant. Le renouvellement du charbon peut être assuré de façon discontinue.

Les trois premières phases de l’étude ont permis de démontrer la faisabilité du procédé Carboplus®G au niveau hydraulique (après sélection de la nature et de la gamme granulométrique du charbon actif) et au niveau épuratoire vis-à-vis de l’élimination de l’atrazine, de différentes substances organo-azotées et des solvants chlorés. L’élimination conjointe, dans un même réacteur, de différents types de polluants, tels que les micropolluants et les nitrates ou les micropolluants et l’arsenic ou encore le sélénium, a aussi été étudiée en utilisant selon le cas le couplage charbon actif et résine échangeuse d’ions ou charbon actif et matériaux à base d’alumine et d’oxyde de fer (lit mixte).

La quatrième et dernière phase du programme Carboplus® a été consacrée à l’étude de l’efficacité du procédé dans l’élimination de la matière organique (MO) de façon à pouvoir traiter conjointement les pesticides et la turbidité. Les résultats ont montré que Carboplus®G en traitement d’eau karstique ne permet pas d’écrêter les pics de turbidité mais pour les eaux dont la concentration en matière organique est inférieure à 2,5 mg/l (eaux souterraines peu à moyennement turbides), il reste néanmoins plus performant que la filtration classique sur CAG. Pour éliminer la turbidité, il faudrait dans ce cas prévoir en sortie de Carboplus®G une séparation physique de type ultrafiltration.

L’étude s’est donc orientée vers la recherche d’un procédé qui allierait les avantages de Carboplus®G (simplification des équipement et réduction de l’encombrement) à ceux du Carboflux® (écrêtement de la turbidité en plus de l’élimination des micropolluants organiques). Un troisième procédé a donc été mis au point : le Carboplus®P qui utilise du CAP comme dans le cas du Carboflux®, avec une injection en ligne de coagulant-floculant de façon à conserver le concept compact d’ouvrage unique du Carboplus®G. Les essais ont permis d’optimiser le dosage et les points d’injection de différents coagulants/floculants. Les dosages en réactif de coagulation/floculation nécessaires au bon fonctionnement du procédé sont très faibles ce qui permet de limiter les coûts d’exploitation et le volume des boues. Plusieurs types de charbon ont été testés : CAP microporeux PICA XP 17, CAP DACARB mésoporeux PB 170 B et CAP DACARB micro-mésoporeux PB 150 B. Les bilans d’élimination de la matière organique se sont avérés très bons avec les deux CAP de chez DACARB (performance similaire au Carboflux® pour le CAP PB 150 B) mais beaucoup moins significatifs avec le CAP microporeux. Ces résultats font de Carboplus®P un procédé pouvant être utilisé pour tout type d’eau.

Les technologies Carboplus®G et Carboplus®P ont fait l’objet de brevet (n°0507163 du 05/07/2005 et n°0953811 du 19/06/2009).

Les premières installations industrielles pour la production d’eau potable à partir d’eau superficielle sont en cours de réalisation :
- Carboplus®G pour des eaux peu chargées en matières organiques (COD < 2,5 mg/L après clarification)
- Carboplus®P pour des eaux à forte charge en matières organiques.
Pour les eaux souterraines, un pilote Carboplus®G couplé à une ultrafiltration est également en cours d’étude avant une potentielle réalisation industrielle sur le site de Sommecaise (pilote des Ormes) touché par les pesticides et la turbidité.