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) ; sur la détermination des caractéristiques de surface qui favorisent l'accumulation de ces virus (nature du support, présence de matières organiques et de biofilms bactériens) ; sur l'évaluation des forces hydrodynamiques, mécaniques et chimiques nécessaires pour détacher les biofilms bactériens ; sur la combinaison d'actions (hydrodynamiques et chimiques) permettant de fragiliser l'adhérence des biofilms bactériens et d'améliorer le nettoyage des surfaces et enfin sur 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 ARN-Fspécifiques : 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 résultats, décrits dans ce rapport intermédiaire, portent sur :
- l’étude des contraintes de détachement d’un biofilm jeune qui passe par l’étude des propriétés mécaniques des amas constituant le biofilm (viscoélasticité et adhésion),
- la modélisation du comportement mécanique et hydrodynamique du biofilm dans le but de prédire la contrainte hydrodynamique nécessaire à un nettoyage optimal.
Les outils utilisés sont la microscopie par force atomique (AFM) et la microscopie optique de fluorescence. Les mesures par AFM donnent des informations sur les forces mises en jeu lors du nettoyage mécanique et sur la valeur critique pour obtenir un arrachage maximum du biofilm. De ces données pourra alors être déterminée la valeur de la contrainte hydrodynamique minimale qu’il faudrait appliquer pour obtenir un résultat équivalent au nettoyage mécanique.

Les résultats montrent que :
- les biofilms sont constitués de structure en amas très hétérogènes,
- la contrainte mécanique à exercer pour éliminer le biofilm est faiblement influencée par l’âge du biofilm ou par le gradient pariétal de vitesse imposé pendant sa formation,
- cette contrainte mécanique dépend par contre fortement du volume des amas,
- il n’existe donc pas dans le biofilm une contrainte de détachement unique mais un ensemble de contraintes qui dépendent de la taille des amas qui constituent le biofilm,
- contrainte mécanique à appliquer : entre 2 et 50 kPa pour des amas de moins de 1000 µm3 ; entre 50 et 100 kPa pour un nettoyage optimal,
- contrainte hydrodynamique à appliquer : 5 Pa pour les amas les plus volumineux ; au delà de cette valeur, les petits et très petits amas non détachés s’étalent et résistent au détachement ; 5 Pa est donc considéré comme une valeur critique de contrainte hydrodynamique,
- la modélisation du comportement mécanique et hydrodynamique du biofilm permet d’identifier les amas susceptibles d’être décrochés par un nettoyage hydrodynamique.

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 ARN-Fspécifiques : 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 résultats, décrits dans ce rapport intermédiaire, portent sur la quantification par RT-PCR en temps réel (Polymerase Chain Reaction) du dépôt de virus sur des surfaces inox et PEHD colonisées ou non par un biofilm de 60 jours (essais réalisés dans des réacteurs à disque tournant avec l’eau du réseau de la Communauté Urbaine du Grand Nancy).

Ces résultats montrent que :
- la viabilité des bactéries retrouvées à la surface est très élevée (98 % des cellules ont une membrane intègre),
- le nombre de bactéries fixées ne diffère pas significativement en fonction du gradient pariétal de vitesse,
- l’adhésion augmente de façon quasi-linéaire avec le temps,
- l’adhésion de MS2 et GA n’est pas modifiée par le type de matériau utilisé mais celle de QB est doublée sur PEHD,
- la présence de biofilm n’influence pas l’adhésion de MS2 et GA mais diminue significativement l’adhésion de QB aussi bien sur l’inox que sur le PEHD (facteur 10).
- les résultats obtenus lors des essais décrits dans le rapport intermédiaire précédent (n°3) n’ont pas tous été confirmé : l’adhésion du phage QB sur des surfaces dépourvues de biofilm est beaucoup plus importante que celle trouvée précédemment. Des expérimentations complémentaires sont nécessaires pour confirmer cette observation.

La modélisation des résultats obtenus (modèle de transfert convectif) permet de calculer un coefficient d’affinité pour chaque virus en fonction de la nature de la paroi qu’il rencontre. En prenant un coefficient de diffusion constant, l’affinité peut être hiérarchisée ainsi :
- QB > GA > MS2 pour l’inox et le PEHD sans biofilm et pour l’inox avec biofilm
- GA > QB> MS2 pour le PEHD avec biofilm.

Des tests ont également été menés pour vérifier si les différences d’hydrophobicité et de charge de surface des trois phages étudiés suffisent à expliquer les capacités d’adhésion différentes observées sur support abiotique (MS2 adhère moins au support inox 316L sans biofilm que les deux autres phages quelles que soient les conditions d’expérimentation et QB adhère plus). Les conclusions montrent que l’adhésion des phages sur des supports abiotiques ne peut être expliquée par les seules règles de charge et d’hydrophobicité. En effet, sur des critères de charges, le phage MS2 devrait adhérer au moins autant sinon plus que les deux autres phages et sur des critères d’hydrophobicité, c’est le phage GA (le plus hydrophobe) qui devrait adhérer le plus.

Les essais se poursuivent afin d’étudier l’adhésion virale pour des gradients pariétaux de vitesse plus importants en présence ou non de biofilm et afin d’étudier le nettoyage des surfaces par l’application de contraintes hydrodynamiques combinées ou non à des prétraitements oxydants.

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 ARN-Fspécifiques : 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.

Préalablement aux premiers essais, deux analyses bibliographiques ont été réalisées : l’une sur la caractérisation des biofilms en réseau d’eau potable et l’autre sur l’accumulation de virus dans les biofilms. Une troisième analyse bibliographique, objet de ce rapport, a été menée sur le nettoyage des surfaces et l’élimination des biofilms en réseau de distribution. Cette analyse comporte deux parties, l’une sur les contraintes et l’autre sur les limites.

Les contraintes
La connaissance des contraintes à imposer pour le détachement du biofilm passe par la connaissance des propriétés mécaniques de ce biofilm, le tout étant nécessaire pour définir une stratégie de nettoyage des réseaux. Différentes techniques décrites dans la littérature pour la mesure de la force de cohésion du biofilm ont donc été passées en revue. Elles concernent les liaisons “bactéries-paroi” ou “bactéries-biofilm” (AFM) ou encore les liaisons “résidus de biofilm-biofilm” (microlevier), mais les plus adéquates pour l’objectif de ce programme sont celles qui mesurent les liaisons “biofilm-paroi” (centrifugation, hydrodynamique directe ou hydrodynamique par micromanipulation). Les valeurs de contrainte critique données dans la littérature pour le détachement du biofilm peuvent être reproduite par le réacteur à disque tournant afin d’établir une corrélation entre les valeurs de la contrainte appliquée et les variations du biofilm par rapport à son état initial mais aussi afin d’évaluer l’évolution de cette corrélation.

Les limites
Le nettoyage traditionnel des grands réseaux de distribution combine généralement des effets mécaniques (bouchons racleurs, eau sous pression...) et des effets chimiques (oxydants dans la plupart des cas). D’autres stratégies beaucoup plus expérimentales ont aussi été évaluées surtout pour le nettoyage de biofilms modèles et de surfaces contaminées dans les milieux agro-alimentaires (sols, plans de travail, tuyaux en inox...). Les produits alors testés sont des détergents, des enzymes, des phages et des métabolites anti-biofilm.

L’analyse des données expérimentales fournies par les rares publications portant sur le nettoyage des réseaux de distribution indique que les tensioactifs ioniques ou non ioniques sont des agents pouvant être utilisés car ils ont une action détergente non négligeable qui permet la désorption de virus, de biofilm bactérien ou encore de protéines. Parmi ces surfactants, il semblerait que ceux d’origine bactérienne (biosurfactant) aient une action détergente supérieure à celle des tensioactifs d’origine chimique.

Cependant, malgré leur efficacité apparente, les détergents seuls ne permettent à chaque fois qu’un nettoyage partiel de la surface et même la “salissent” en se fixant dessus. Il apparaît donc nécessaire de combiner l’action du tensioactif non seulement à une action mécanique (hydrodynamique turbulente) mais aussi à un autre détergent, par exemple une enzyme, qui aurait une action synergique. Cette enzyme induirait une fragilisation du biofilm qui faciliterait la pénétration du tensioactif à l’intérieur et favoriserait l’arrachage par force hydraulique. Il serait intéressant d’étudier le mécanisme d’action réel du tensioactif afin de déterminer quelle molécule pourrait lui être judicieusement associée pour optimiser l’efficacité du nettoyage et tendre vers un nettoyage total.

Les oxydants traditionnels utilisés comme désinfectants agissent aussi comme nettoyants mais cette dernière fonction n’est que très peu documentée et les mécanismes contrôlant la désorption d’une partie de la matière organique accumulée sur les parois des réseaux ne sont pas identifiés à ce jour.

Le récent arrêté du 17 juillet 2009, relatif aux mesures de prévention ou de limitation des introductions de polluants dans les eaux souterraines, vise à limiter, en plus d'une liste de substances dangereuses, la contamination des eaux souterraines par des substances capables de perturber les fonctions endocriniennes, comme c'est le cas pour un certain nombre de médicaments.

Depuis la prise de conscience de la présence de médicaments dans les eaux au milieu des années 1990, plusieurs travaux ont été réalisés mais ils sont presque exclusivement focalisés sur les médicaments à usage humain. Il existe très peu de données sur les médicaments à usage vétérinaire alors que la France est le principal utilisateur en Europe. Environ 1200 tonnes ont été utilisés en 2004 dont 1179 tonnes d'antibiotiques, 28,5 tonnes de produits anti-parasitaires et 0,7 tonnes d'hormones. Les porcins représentent environ 51 % de l'utilisation de l'ensemble de tous les antibiotiques suivis par les bovins (18 %), les volailles (11 %), les lapins (10 %), les ovins-caprins (3 %), les chiens (2,5 %), les chats (1,5 %), les chevaux (1,4 %) et les poissons (0,44 %).

A l'inverse des médicaments à usage humain, les médicaments vétérinaires représentent donc une problématique de zone rurale plutôt qu’urbaine. Leur présence en amont des grandes agglomérations, lieu privilégié d'implantation des usines de production d'eau potable, est donc probable. Par ailleurs, le fait que les médicaments vétérinaires soient constitués à environ 90 % d'antibiotiques suscite des interrogations quant à la présence de bactéries antibiorésistantes dans les ressources en eau. Certains experts craignent que les bactéries qui ont acquis leur antibiorésistance dans les organismes animaux traités par antibiotiques puissent se répandre dans l'environnement par épandage de lisier et/ou percolation vers les eaux naturelles et contaminer l'homme.

La première phase du projet consistera à confirmer ou infirmer la présence d'antibiotiques à usage vétérinaire dans les ressources en eau en milieu rural et urbain. En cas de présence, la seconde phase sera de vérifier leur élimination sur différents types de filières de production d'eau potable. Pour cela, des méthodes d'analyse seront mises au point pour les principales classes d'antibiotiques vétérinaires utilisés : tétracyclines, sulfonamides, macrolides, béta-lactames, quinolones. Puis des campagnes de mesures seront réalisées sur une vingtaine de sites d'eau superficielle et souterraine et le long des filières de traitement.

La première partie de l’étude réalisée en 2010 a été consacrée à une revue de la littérature qui porte spécifiquement sur les médicaments vétérinaires encore peu étudiés à ce jour et particulièrement sur les antibiotiques du fait qu’ils représentent environ 90 % des médicaments vétérinaires.

A part quelques exceptions, les antibiotiques utilisés en médecine humaine et vétérinaire appartiennent à différentes familles communes à l’homme et à l’animal. Les antibiotiques vétérinaires sont utilisés pour des actions thérapeutiques curatives ou préventives, leur rôle d’additif alimentaire pour améliorer la croissance étant interdit en Europe depuis 2006 (ce type d’utilisation représentait en 1997 un tiers des antibiotiques consommés). Suite aux actions menées en matière d’usage raisonné, leur vente a baissé de 20 % en France entre 1999 et 2009 et de plus de 11 % entre 2008 et 2009. Mais les tonnages utilisés restent plus élevés qu’en médecine humaine. Les antibiotiques les plus vendus sont les tétracyclines (près de 50 %) suivis des sulfonamides et dans une moindre mesure les macrolides et béta-lactamines et enfin les quinolones. Une fois dans l’environnement (via les excrétats animaux), les médicaments vétérinaires peuvent persister dans le sol de façon très variable, de quelques jours à des années. Les tétracyclines et les quinolones sont les plus persistantes. Les effets perturbateurs endocriniens sont peu documentés dans la littérature. Quatre composés sont mentionnés comme ayant ces effets perturbateurs : estradiol, ethinyl, diazinon et permethrine.

Les antibiotiques possèdent de nombreux groupements fonctionnels -OH (alcool), COOH (acides) ou -NH2 (amines) qui leur confèrent une polarité et une solubilité dans l’eau assez élevée. Ces molécules ont souvent plusieurs fonctions ionisables et peuvent avoir un poids moléculaire élevé qui les rendent non volatiles. De ce fait, les médicaments vétérinaires ne sont pas analysables par chromatographie en phase gazeuse, méthode limitée à des composés de poids moléculaire inférieur à 850, stables thermiquement, peu polaires et non ionisés. La revue des techniques disponibles pour une analyse de composés de type antibiotiques a permis d’orienter le choix vers l’HPLC-SM/SM avec une préconcentration par extraction liquide-solide (OASIS HLB).

Les données concernant les médicaments vétérinaires en eau potable sont très rares. Mais la tendance qui se dégage des quelques données disponibles est que seules des chaînes de traitement multi-barrière, incluant des procédés tels que l’ozonation avancée ou les procédés membranaires de type nanofiltration ou osmose inverse, sont à même de garantir une élimination poussée de la plupart des antibiotiques.

Au regard des informations collectées dans la phase bibliographique, différents aspects doivent être pris en compte dans la démarche à suivre pour l’étude :
- le choix des sites à étudier doit privilégier les zones d’élevage de porcs et de veaux (les plus gros consommateurs d’antibiotiques),
- la campagne d’analyse doit être prévue au printemps dans le cas des veaux qui contrairement aux porcs ne sont pas traités en continu.

La liste (provisoire) des sites en rivière choisis pour la suite de l’étude est la suivante : Seine, Orne, Huisne, Sélune, Le Couesnon. Pour les eaux souterraines, Maromme et Aubergenville sont également envisagés

Les résines époxy ont été largement utilisées dans les années 1980 en tant que revêtement interne des réservoirs d'eau potable de façon à leur assurer une meilleure étanchéité. Puis dans les années 1990, des procédés utilisant des résines époxy ont été agréés pour la réhabilitation de canalisations d'eau potable (traitement anti-corrosion)

Les résines époxy sont formées par polymérisation de bisphénol A (BPA) et d'épichlorydrine. Le prépolymère ainsi obtenu (bisphénol glycidyl éther) est mélangé, in situ lors de la pose, à un durcisseur. Mais si les proportions des deux composants (prépolymère et durcisseur) ou si les conditions de température et d'humidité ne sont pas respectées, le durcissement est imparfait et l'époxy peut relarguer des quantités importantes de bisphénol A et autres additifs jusqu'à sa dégradation massive.

Les additifs utilisés (essentiellement l’alcool benzylique) dans la fabrication des résines époxy ont été identifiés comme pouvant être à l’origine de l’apparition, dans le réseau, de croissance microbienne et de problèmes organoleptiques. Mais l’élimination de ces réactifs a permis d’aboutir à une diminution nette de ce type d’incidents. La présence de bisphénol A peut aussi entraîner des problèmes de santé publique (contamination par voie orale mais aussi par voie dermique) surtout chez les femmes enceintes et les enfants (perturbation endocrinienne).

Par mesure de précaution, l’Union Européenne a décidé récemment d’interdire le bisphénol A dans les biberons à partir de mars 2011. Cette application du principe de précaution pourrait être le prélude d’une interdiction du bisphénol A dans tous les produits au contact des denrées alimentaires. Dans le domaine de l’eau, cela concernerait plusieurs dizaines de revêtements à base de résine époxydique qui sont actuellement sur la liste des matériaux au contact de l'eau ayant reçu l’attestation de conformité sanitaire (ACS) : il existe sur cette liste 72 revêtements à base de résine époxidique représentant 53 % de l’ensemble des éléments certifiés dans ce domaine (l’ACS, label officiel français délivré par la Direction Générale de la Santé, est devenue obligatoire en France depuis le 24 décembre 2006 et la liste pré-citée a été révisée au 1er mars 2008). Et en tant que produit alimentaire, l’eau pourrait donc faire l’objet d’une valeur maximale pour le bisphénol A, le législateur étant généralement beaucoup plus strict pour l’eau potable que pour les autres aliments.

Bien que la source principale d’exposition au bisphénol A soit la nourriture (plus de 95 %), l'objectif du projet est axé sur le bisphénol A dans l’eau avec l’étude de son relargage en présence de chlore et dioxyde de chlore et l’évaluation des sous-produits formés.

La première partie du projet (2010) a permis la réalisation de l'étude bibliographique. Les données sur la diffusion dans l’eau potable de bisphénol A par des résines époxy sont très rares et celles qui existent manquent de précision pour pouvoir être véritablement exploitables. La littérature a également montré que le bisphénol A est déjà largement présent dans les eaux naturelles (via les eaux résiduaires et les décharges d’ordures ménagères) où une partie peut se fixer dans les sédiments et une autre peut être biodégradée avec formation de métabolites. Un phénomène de bioaccumulation donc de bioconcentration peut aussi être observé chez des poissons et des coquillages d’eau douce (facteur de concentration pouvant aller jusqu’à plus de 100). Cependant, le bisphénol A présent dans les eaux naturelles peut être en bonne partie éliminé si les chaînes de production d’eau potable comportent des procédés d’oxydation avancée ou totalement éliminé par des procédés membranaires de type nanofiltration. Certains charbons actifs sont également efficaces. Il serait donc dommage que ce composé soit réintroduit dans le réseau de distribution par migration à partir de matériaux plastiques et en premier lieu par des revêtements époxy.

Par conséquent, il conviendra de vérifier lors de la seconde phase de l’étude que :
- les revêtements époxy n’induisent pas une migration excessive de bisphénol A dans les premiers temps de leur mise en service,
- leur contact avec le chlore (transformation en chlorobisphénols puis en chlorophénols voire en chloroquinones, composés indésirables d’un point de vue organoleptique ou toxicologique) et le dioxyde de chlore n’entraine pas un vieillissement qui serait accompagné d’une migration à long terme de bisphénol A ou d’une résurgence de cette migration,
- la migration de bisphénol A ne soit pas accompagnée par celle d’autres produits indésirables tels que les oligomères d’époxy ou des sous-produits d’oxydation tels que les chlorophénols.

Le bisphénol A sera recherché dans les eaux réelles qui sont en contact avec des revêtements d'âges différents posés sur des réservoirs ou des canalisations (une vingtaine de sites sera étudiée). Puis des recommandations seront proposées aux exploitants (désinfectants appropriés, rinçage avant mise en service, paramètres à contrôler…).

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.

La première phase de l’étude a permis de réaliser :
- une synthèse des réglementations existantes,
- une enquête sur les principales pratiques de gestion des unités de production d’eau potable de Suez-Environnement,
- un suivi spécifique de quelques sites sélectionnés en fonction de l’origine de l’eau (souterraine et superficielle), du type de filière (conventionnelle et/ou avec membrane), de la gestion des eaux de lavage des filtres (avec et sans recyclage).

La seconde phase de l’étude a permis de compléter les résultats de la première phase. Les campagnes d’analyses réalisées sur les sites sélectionnés montrent que :
- Les eaux de lavage de filtres de premier étage sont essentiellement chargées en polluants de nature particulaire. Leur recyclage en tête de filière peut donc générer une augmentation de concentration en ce qui concerne la turbidité, les matières en suspension (MES), les métaux issus des coagulants et les protozoaires, notamment Cryptosporidium qui constitue le danger majeur identifié dans le cadre de cette pratique.
- Les eaux de lavage de filtres de second étage peuvent apporter un surplus d’amibes qui prolifèrent sur les filtres ou au contact des membranes d’ultrafiltration.
- Il n’y a aucun relargage de pesticides ni de génération de sous-produits de désinfection lors du lavage des filtres avec de l’eau chlorée.

La seconde phase de l’étude a aussi permis de réaliser une modélisation par bilan massique pour estimer l’effet du recyclage des eaux de lavage des filtres de premier et second étage en tête de filière vis-à-vis des risques d’infection associés à Cryptosporidium. Les résidus métalliques insolubles issus de coagulants et les amibes ont aussi été modélisés. Les résultats ont permis de distinguer deux situations très différentes qui doivent être considérées séparément :
- Les filières comportant une décantation, avec ou sans affinage, pour lesquelles un recyclage sans traitement des eaux de lavage des filtres en tête de filière n’entraîne aucun changement significatif de la qualité microbiologique de l’eau et donc aucun risque sanitaire pour le consommateur. Par contre, ce recyclage sans traitement peut entraîner une légère augmentation de la concentration en métaux issus des coagulants.
- Les filières du type coagulation sur filtre ou ultrafiltration directe, c’est-à-dire ne comportant pas d’étape de décantation et pour lesquelles un recyclage des eaux de lavage en tête de filière entraîne un risque inacceptable pour le consommateur (accumulation excessive de Cryptosporidium, d’amibes et de métaux). Dans ce cas, il est nécessaire d’appliquer un simple traitement de décantation sur les eaux de lavage pour ramener le risque à un niveau acceptable tel que défini par l’OMS ou l’USEPA (United States Environmental Protection Agency).

Les résultats ont par ailleurs montré que :
- Un recyclage discontinu entraîne des effets de concentration en tête de filière encore plus importants qu’un recyclage continu. Il est donc recommandé de ne pas dépasser un taux de recyclage de 10 % et lorsque le traitement de décantation des eaux de lavage est nécessaire (sur les filières de coagulation sur filtre par exemple), il doit être plus performant que celui mis en oeuvre pour un recyclage continu.
- Un surnageant d’épaississement de boues de décantation, qui est un rejet liquide potentiellement recyclé dans la pratique avec les eaux de lavage de filtres, semble pouvoir, au vu de sa composition, être recyclé dans les mêmes conditions que les dites eaux de lavage. Des analyses complémentaires sont cependant nécessaires notamment en cas d’ajout de polymère au niveau de la filière de traitement des boues.

En résumé, compte-tenu de la nature particulaire des eaux de lavage des filtres, un traitement de type décantation est suffisant pour éviter les risques liés au recyclage en tête de filière et si cette décantation n’est pas déjà mise en oeuvre sur la filière de l’usine, il faut la rajouter sur le circuit du recyclage. Les résultats de cette étude, qui peuvent servir à la constitution d’un dossier de demande d’autorisation de recyclage des eaux de lavage, diffèrent notablement des recommandations du fascicule 75 du “cahier des clauses techniques générales applicables aux marchés publics de travaux”. En effet, ce fascicule i) distingue aussi deux cas de figure à traiter différemment mais en rapport avec la présence ou non d’affinage sur la filière et non en rapport avec la présence ou non d’une décantation et ii) propose aussi une décantation mais suivie de traitement membranaire ou UV dans le cas des eaux recyclées sur les filières sans affinage.

Certaines eaux naturelles mais aussi certaines eaux issues d'un traitement par nanofiltration (NF) ou osmose inverse (OI) sont dites agressives lorsqu'elles ont un pouvoir corrosif. Pour éviter la corrosion et le relargage de substances indésirables dans les réseaux de distribution d'eau potable, il est alors indispensable que ce type d'eau soit à l'équilibre calco-carbonique. La mise à l’équilibre consiste à ajuster l’alcalinité (TAC : Titre Alcalimétrique Complet) et/ou la dureté de l’eau (TH : Titre Hydrotimétrique) avec pour but principal de permettre le dépôt d’une fine couche protectrice de tartre sur les parois des canalisations. La mise à l’équilibre consiste aussi à stabiliser le pH autour de 8 pour optimiser l’effet de rémanence du chlore lors de la désinfection. Cette mise à l'équilibre peut être obtenue avec des traitements de neutralisation, voire de reminéralisation si les teneurs en calcium et bicarbonates sont vraiment très faibles.

La neutralisation du dioxyde de carbone en excès responsable de l’agressivité de l’eau (CO2 agressif) peut être physique par aération (stripping), ou chimique par injection de réactifs alcalin en suspension ou en solution (chaux, soude, carbonate de sodium). La neutralisation chimique est réalisée lorsqu'il n'est pas possible de corriger le pH par une simple aération. Cette réaction chimique peut aussi être mise en œuvre dans un lit filtrant (appelé filtre à neutralite) rempli d'un matériau riche en carbonate de calcium (mélange CaCO3/MgCO3 d’origine marin ou terrestre). Ce type de filtration ne permet cependant pas un dépassement du pH d'équilibre pour accélérer la formation de la couche protectrice de tartre ce qui implique éventuellement une injection complémentaire d'un réactif alcalin. Quoiqu'il en soit, les réactifs utilisés réagissent avec l'acide carbonique pour donner naissance à des bicarbonates.

La reminéralisation (ou recarbonatation) est toujours chimique. Elle consiste à recarbonater les eaux très douces pour lesquelles une mise à l'équilibre calco-carbonique par une simple neutralisation du CO2 agressif aurait pour conséquence d'aboutir à un pH final trop élevé. La reminéralisation a en effet l'avantage de mettre l'eau à l'équilibre calco-carbonique en maîtrisant le choix du pH final. Les réactifs utilisés sont le CO2 et la chaux, ou le CO2 et un filtre calcaire.

Que ce soit le lit filtrant qui soit choisi ou que ce soit la chaux, il est nécessaire de mettre en oeuvre du génie civil : un filtre dans le cas du lit filtrant et un saturateur dans le cas de la chaux. Le saturateur est indispensable car la chaux dont l’injection est souvent située en fin de filière, après la dernière barrière physique, doit se faire sous forme d’eau de chaux pour limiter la dégradation de la turbidité de l’eau produite.

Pour éviter la mise en place d’un saturateur ou d’un lit filtrant, l’utilisation en ligne de chaux micronisée semble être une voie intéressante pour la neutralisation des eaux agressives. En effet, cette mise en œuvre simple permettrait une intégration facile dans des ouvrages existants (filière de traitement utilisant la NF ou l'OI, filière de traitement utilisant la neutralite). Précédée par une injection de CO2 gazeux, cette neutralisation pourrait également être employée en reminéralisation. Des fournisseurs comme LHOIST ou CARMEUSE produisent maintenant des laits de chaux micronisées avec des granulométries qui leur confèrent des réactivités de quelques dizaines de seconde permettant d’envisager cette utilisation en ligne.

L'objectif de ce projet est de vérifier que l'utilisation en ligne de lait de chaux micronisée ne dégrade pas plus la turbidité de l'eau produite que l'eau de chaux préparée classiquement, tout en permettant une reminéralisation identique. Pour cela, un pilote constitué de trois mélangeurs statiques en série a été installé à l'aval d'une unité semi-industrielle de nanofiltration. Il a permis d'étudier la reminéralisation ou la neutralisation. Les essais de neutralisation ont été réalisés sur un perméat NF200 et les essais de reminéralisation sur un perméat NF90 complètement adouci.

Les essais montrent que :
- les trois chaux micronisées testées (lait de chaux LHOIST AKDOLIT SL24HR, lait de chaux CARMEUSE AQUACAL DECARBO 25, chaux pulvérulente CARMEUSE AQUACAL SUPERCALCO 97/20) ont des vitesses de dissolution identiques à 20°C (100 s) pour une même dose de chaux active et ont une distribution granulométrique voisine ;
-la neutralisation d’excès de CO2 par injection de laits de chaux micronisée, sur une eau dont les teneurs en bicarbonates et en calcium sont de 8°F, assure une mise à l’équilibre du perméat en moins de 150 secondes mais s’accompagne toujours d’une augmentation de la turbidité de l’eau produite liée probablement à la précipitation de carbonate de calcium au niveau du point d’injection ; cette augmentation est plus importante lorsque les teneurs en CO2 agressif à neutraliser sont plus faibles et conduit à des turbidités supérieures à la norme (2 FNU) pour une turbidité initiale de 0,02 FNU ; l’injection de silicate permet de limiter cette dégradation mais pas de respecter la norme ;
- la reminéralisation par injection de laits de chaux micronisée, sur une eau dont les teneurs en bicarbonates et en calcium sont de moins de 1°F, assure une mise à l’équilibre du perméat en 180 secondes avec une augmentation de turbidité plus limitée qu’en neutralisation ; l’injection ou la présence native de silicate permet par conséquent de limiter la turbidité à des valeurs de 1,5 FNU inférieures à la norme.

En conclusion, l’utilisation en ligne de chaux micronisée peut être une solution si elle est réalisée en présence de silicate et si les eaux sont suffisamment agressive pour nécessiter une reminéralisation. Par contre, si la qualité de l’eau ne demande qu’une neutralisation ou si la collectivité se fixe des objectifs de traitement plus sévères que la norme (0,5 FNU par exemple), l’utilisation en ligne de chaux micronisée n’est pas une solution.

Les techniques membranaires utilisées dans les filières de production d'eau potable pour éliminer les pesticides et la matière organique produisent des rejets appelés concentrats. Ces rejets représentent classiquement 15 à 25 % du débit d'eau produite dans le cas de la nanofiltration (NF) ou de l'osmose inverse (OI). Ils peuvent donc rapidement atteindre plusieurs dizaines de milliers de m3/j sur les grosses usines de production d'eau potable (UPEP).

La composition des concentrats 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 matières organiques (MO) et pesticides à des concentrations qui dépendent aussi de la qualité de l’eau brute et de la mise en oeuvre du procédé membranaire. 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.

Pour améliorer la situation, deux voies d’action peuvent être investiguées : la réduction du volume des concentrats (qui permettrait en plus une réduction des coûts de production) et le traitement des concentrats pour éliminer les pesticides et la MO

Volume des concentrats :
Le volume de concentrats issu d’une configuration classique de NF (3 étages en série) correspond à 15 % du volume entrant soit un taux de conversion de 85 % ; les constituants de l’eau sont alors concentrés 6 à 7 fois sur le dernier étage. Bien que les coûts de production en auraient été réduits, un taux de conversion plus élevé (produisant un concentrat plus concentré) n’avait jamais été testé pour des raisons liées à la durée de vie des membranes. Grâce à l’adaptation des conditions de nettoyage chimique (mode, fréquence...) en fonction de l’étage de NF concerné, cette étude a permis de valider la possibilité de rajouter deux étages supplémentaires permettant ainsi d’obtenir un taux de conversion de 95 % lié à un rejet concentré 12 fois sur le dernier étage.

Les essais de traitement des concentrats réalisés sur pilotes proviennent donc d’une configuration NF “3 étages” et “5 étages” alimentée par l’eau de la Marne clarifiée. Chaque étage est constitué de tubes de 6 membranes NF200 de DOW (4 tubes pour le premier étage, 2 pour le deuxième, 1 pour le troisième, 2 pour le quatrième et 1 pour le cinquième). Un séquestrant à base de phosphonates est injecté en amont du premier étage de NF pour inhiber la précipitation des sels. Les concentrats issus de la configuration 3 étages ont été dopés en pesticides car, contrairement à la configuration 5 étages, leur concentration “naturelle” (DEA, isoproturon, glyphosate, diuron retrouvés dans la Marne) n’était pas assez importante. Les pesticides utilisés pour le dopage sont choisis parmi ceux les plus souvent retrouvés dans les eaux de surface (atrazine, hydroxyatrazine, DEA, DIA, diuron, isoproturon, bentazone, acétochlore, alachlore, sulcotrione, AMPA, glyphosate, aminotriazole).

Traitement des concentrats :
Lors de la première partie de l’étude (2006-2008) réalisée en laboratoire, les essais de traitement des concentrats ont montré que le couplage ozone-charbon est la méthode la plus efficace pour éliminer 80 % de la matière organique et tous les pesticides testés. Cependant, les temps de contact étudiés étaient très importants, les analyses peu fréquentes et les volumes de concentrats disponibles faibles. Une validation des essais conduits en laboratoire est donc nécessaire à plus grande échelle. Deux mises en oeuvre du charbon actif sont alors testées en 2009-2010 à l’échelle semi-industrielle (pilotes). Un des deux pilotes est composé de 5 colonnes : 1 d’ozonation, 2 d’adsorption en série sur charbon actif en grains (CAG) classique Picahydro F22 et 2 d’adsorption en série sur CAG biologique Picabiol 2. Le Picabiol est un charbon actif qui favorise le développement des bactéries nécessaires au processus d’élimination biologique de façon à compléter l’abattement de la matière organique par adsorption. L’autre pilote est prévu pour l’étude de l’adsorption sur un charbon actif en poudre (CAP) mis en oeuvre avec ou sans recirculation dans un décanteur lamellaire Multiflo (qui intègre une coagulation-floculation). Le CAP utilisé est le Picahydro MP23 à des doses proches des conditions industrielles, le coagulant est le chlorure ferrique et le floculant un polymère cationique.

Résultats sur Pilote CAG :
En ce qui concerne l’élimination des pesticides, les colonnes de CAG sont très performantes (élimination proche de 100 %) et peuvent garantir un rejet dans le milieu naturel contenant moins de pesticides que dans l’eau pompée ; la performance est améliorée avec une ozonation préalable (surtout pour le glyphosate, l’AMPA - acide aminométhylphosphonique - n’étant éliminé dans aucune des conditions testées) ; le CAGbio donne de meilleurs résultats que le CAG classique ce qui lui permet de s’affranchir de l’utilisation d’une ozonation préalable ; l’intérêt qu’offre une préozonation n’est pas suffisant pour justifier les coûts qu’elle représente et sa complexité de mise en oeuvre. En ce qui concerne la MO, l’élimination reste insuffisante (environ 20 %) et n’est pas améliorée avec une ozonation préalable quel que soit le charbon utilisé ; la charge restante dans le concentrat traité reste donc beaucoup trop élevée pour un rejet dans le milieu naturel.

Résultats sur Pilote Multiflo :
Le CAP dans le décanteur Multiflo donne des résultats similaires aux colonnes de CAG pour l’élimination de la MO et des résultats un peu moins bons en ce qui concerne les pesticides car leur concentration est détectable en sortie de traitement des concentrats ; le chlorure ferrique n’apporte aucun bénéfice ; la recirculation du CAP permet d’économiser le charbon et semble offrir de meilleures performances.

Pour une réalisation industrielle, la mise en oeuvre en colonnes de CAG serait probablement préférée à la mise en oeuvre CAP/Multiflo car l’exploitation est moins contraignante pour un coût comparable.