La gestion patrimoniale des réseaux d’eau potable est un enjeu très fort en raison de l’importance à la fois du linéaire et du coût de renouvellement. De plus, i) le réseau est souvent mal connu car le plus souvent enterré donc non visible et ii) le gestionnaire a des contraintes ou des opportunités externes à son service d’eau potable qui peuvent l’amener à renouveler des conduites qui ne sont pas forcément en mauvais état.

Les logiciels actuellement utilisés en gestion patrimoniale sont limités. Ceux qui sont conçus à l’échelle du programme de travaux (court terme, 1 à 3 ans) fonctionnent à l’échelle du tronçon (majorité des modèles). Ceux qui sont conçus à l’échelle de la durée de maintien en service des canalisations (long terme, > 30 ans) fonctionnent à l’échelle du réseau. Aucun logiciel n’est conçu pour produire des prédictions statistiques fiables à long terme à l’échelle du tronçon.

L’approche proposée ici est donc de partir d’une vision “long terme” (> 30 ans) pour prédire le linéaire de canalisations à renouveler chaque année puis d’en déduire le besoin annuel en investissement à “moyen terme” (10 ans, échelle des budgets des services) et ensuite appliquer des méthodes de “court terme” (< 3 ans) permettant d’obtenir pour l’année à venir une liste de tronçons hiérarchisés par niveau de besoin et opportunités en renouvellement.

Par conséquent, l’objectif de cette étude est de mettre au point un modèle “long terme” pour définir une bonne gestion de renouvellement des canalisations d’eau potable prenant en compte une réalité complexe avec des objectifs souvent contradictoires. L’outil serait basé sur le regroupement des canalisations par famille (mêmes conditions environnementales, même qualité d’eau, même type de désinfectant, même diamètre, même type de matériau...) qui présenterait une durée de maintien en service donnée. Une priorisation pourrait ainsi être établie pour le renouvellement des canalisations. Cette étude s’inscrit dans le programme de recherche “Optimeau” lancé par l’IRSTEA (Institut de Recherche en Sciences et Technologies pour l’Environnement et l’Agriculture) dans le but d’optimiser le renouvellement des canalisations d’eau potable.

La première année de cette étude a été consacrée à la réalisation d’une synthèse bibliographique sur les logiciels les plus utilisés ou les plus cités en gestion patrimoniale. Une trentaine ont été passés en revue et la synthèse confirme qu’ils sont majoritairement conçus pour traiter du court terme à l’échelle du tronçon de façon pertinente. Les modèles “long terme” sont bien moins nombreux et quand ils existent, la plupart sont assez frustres.

La deuxième année a été axée sur la création et le test d’un modèle “long terme”. Le modèle se décompose en six grandes étapes. La première étape comprend l’analyse des décisions passées en matière de gestion patrimoniale ainsi que la reconstruction du passé (modélisation de la courbe de survie empirique passée des tronçons, la survie étant la probabilité que l’âge à la mise hors service soit strictement supérieur à un certain âge). La deuxième étape consiste à élaborer différents scénarios prospectifs pour les années à venir tels que “statu quo : la distribution des âges à la mise hors service des canalisations sera strictement identique à celle du passé” ou “les canalisations avec une forte probabilité de défaillances seront renouvelées plus tôt en âge que par le passé alors que les canalisations avec une faible probabilité de défaillances seront renouvelées plus tard en âge que par le passé”. La troisième étape sert à traduire chaque scénario prospectif en une ou plusieurs courbes de survie prospective. Lors de la quatrième étape, des indicateurs futurs sont déduits pour chaque scénario soit : le linéaire à renouveler chaque année, le taux de renouvellement annuel, l’âge moyen du réseau chaque année, le coût d’investissement annuel, le nombre annuel de défaillances au tronçon, le coût de la maintenance annuelle, le niveau annuel de risque au tronçon... La cinquième étape permet de comparer les différents scénarios entre eux par le biais des indicateurs. Et la sixième étape permet au gestionnaire de choisir le scénario qu’il souhaite appliquer en fonction de ses contraintes.

Le scénario “statu quo” (la distribution des âges à la mise hors service des canalisations sera strictement identique à celle du passé) a ensuite été choisi pour tester le modèle. Des courbes de survie passées ont été construites en fonction du diamètre, de la longueur, du matériau et du nombre de défaillance des tronçons étudiés. Des courbes de survie prospectives ont été déduites du scénario choisi et ont été utilisées pour calculer quatre indicateurs clés (le linéaire à renouveler, les taux de renouvellement, l’âge moyen du réseau, les coûts d’investissement). Il en ressort que le scénario choisi (statu quo) est encore trop “simpliste” car il prend en compte des contraintes passées qui n’existeront plus (par exemple le remplacement des canalisations en plomb) et ne prend pas en compte de nouvelles contraintes qui vont apparaître (par exemple le remplacement des canalisations en PVC posées avant les années 1970). Ce scénario aboutit à des coûts d’investissement excessifs.

L’étude se poursuit pour affiner le modèle en améliorant les scénarios prospectifs.

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

Bien que l'introduction de cette approche de gestion préventive des risques sanitaires dans la directive européenne "eau potable" soit en discussion depuis 2003, aucune décision n'a été prise jusqu'à présent au niveau européen, et seuls quelques états membres l'ont d'ores et déjà introduite dans leur législation nationale. En France, seule existe pour l'instant une mesure incitative consistant en une possibilité de réduire la surveillance sanitaire sous réserve de mettre en place un WSP. Mais malgré l'absence d'obligation réglementaire, plusieurs WSP ont néanmoins été déployés et notamment en Ile-de-France en raison des fortes populations desservies et donc de l'impact sanitaire important que pourrait avoir le dysfonctionnement d'une usine dans cette région. Dans la grande majorité des cas, ces WSP ont été intégrés dans les systèmes ISO 9001 existants afin de répondre à la norme de sécurité alimentaire ISO 22000 (ISO, 2005).

L'objectif de cette étude, prévue sur 3 ans, est d'évaluer les coûts et bénéfices apportés par cette approche de gestion préventive du risque sanitaire de façon à étayer une décision sur un éventuel déploiement plus général des WSP en cas d'évolution réglementaire sur ce sujet. Pour évaluer les coûts et bénéfices, il faut dans un premier temps identifier des indicateurs de performance pertinents. Deux approches ont alors été utilisées lors de la première phase de l’étude : une revue de la littérature et une enquête auprès des exploitants qui ont mis en place et gèrent aujourd’hui un WSP (retours d’expérience, phase non financée par l'agence car déjà engagée). Puis ces critères de performance seront appliqués à quelques études de cas (deuxième phase de l’étude). Au final, les résultats devront permettre d'établir des recommandations pour un déploiement efficace de ces WSP.

Les résultats de l’enquête montrent tout d’abord que les WSP ont été mis en place essentiellement pour des raisons commerciales, dans un contexte de forte concurrence. L’enquête montre aussi que les principaux bénéfices observés sont cohérents avec ceux décrits dans la littérature et aboutissent, dans un nombre significatif de cas, à une réduction du nombre de plaintes des consommateurs ; que la durée moyenne de mise en place des WSP est de 12 mois avec un coût de 10,5 Hommes-mois ; que la maintenance coûte 4 Hommes-mois/an. la durée de mise en place et les coûts semblent cependant diminuer en lien certain avec l’expérience acquise.

Au niveau de la maîtrise des risques, les bénéfices estimés se situent surtout dans une meilleure maîtrise des nouveaux dangers, ceux qui n’avaient pas été pris en compte avant la mise en oeuvre du WSP. Par exemple, les WSP contribuent à une meilleure connaissance et une meilleure surveillance des sources de pollution dans le bassin versant et ont permis de justifier, dans certains cas, l’installation de stations d’alerte sur les ressources.

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

La deuxième phase de l’étude sera consacrée à l’évaluation quantitatives des bénéfices identifiés en phase 1. Pour cela, une liste de critères a été établie, ces critères devront être comparés avant et après la mise en place des WSP sur des sites sélectionnés dans ce but. Les critères choisis sont entre autres : les taux de non-conformité sur les paramètres réglementés et sur les objectifs internes de qualité, le nombre de plaintes des consommateurs, le nombre d’incidents ou alarmes, le temps de réaction aux alarmes, le nombre d’interventions d’urgence, le nombre de nouveaux dangers pris en compte, le nombre de nouvelles sources de pollution surveillées... Les usines de production d’eau potable sélectionnées seront probablement l’usine de Corbeil et une usine à Barcelone car elles possèdent un historique de données opérationnelles et de santé publique couvrant au moins 2 ans avant et 2 ans après la mise en place du WSP, n’ont subi aucun changement de leur filière de traitement pendant ces 4 ans et sont alimentées par des eaux de surface ou des eaux souterraines influencées (risque sanitaire élevé en cas de défaillance de traitement).

Le chlorure de vinyle monomère (CVM) est un composé très volatil utilisé pour la fabrication des canalisations en PVC. Selon des études récentes menées par les autorités sanitaires en France, la migration dans l’eau de résidus de CVM incomplètement polymérisé lors de la synthèse du PVC pourrait être responsable de cancer du foie. Plusieurs cas de non-conformité (limite de qualité à 0,5 µg/L) liés au relargage de CVM ont été observés mais uniquement pour les canalisations en PVC d'avant 1980 (avant cette date, pas de stripping mis en œuvre lors de la fabrication du PVC pour réduire la concentration résiduelle en CVM) et surtout dans les zones où les temps de stagnation de l'eau dans le réseau sont longs (zone rurale notamment). La mise en place de purges dans les secteurs de réseau concernés peut être une des mesures correctives à court terme mais n’est pas une solution définitive. Par conséquent, il est nécessaire de prévoir la mise en oeuvre de mesures curatives à long terme permettant de garantir une conformité durable.

L’objectif du projet est :
- d’évaluer l’ampleur de la contamination potentielle dans les réseaux de distribution d’eau potable grâce à la mise au point d’outils d’analyse adéquats (partie 1),
- d’étudier le phénomène de relargage du CVM provenant des canalisations en PVC (partie 2),
- d’identifier des stratégies pour prévenir ou remédier au problème et assurer le respect des normes de qualité de l’eau vis-à-vis du CVM (partie 3 et 4). Ces stratégies devront être différentes des mesures conventionnelles jugées chères (remplacement des canalisations), inacceptables (purges en continu) ou impossible à mettre en oeuvre dans de nombreux cas (maillage des réseaux).

La première partie de l’étude a permis de définir les trois principaux facteurs influençant le relargage du CVM (T°C, temps de contact et concentration en CVM dans le PVC), de développer une méthode d’analyse du CVM dans l’eau et dans le PVC et de choisir quatre solutions alternatives au changement des canalisations : chauffage du PVC (action au niveau du réseau), membrane hydrophobe et éjecteur/séparateur (action de stripping au niveau des branchements), brise-jet (action de stripping chez le consommateur) pour les tester en deuxième partie d’étude.

Un pilote transportable a été construit (pilote stripping) pour réaliser les tests concernant l’évaluation de la membrane hydrophobe, de l’éjecteur/séparateur et du brise-jet. Les essais de chauffage du PVC ont été réalisés en utilisant un four chromatographique.

Les résultats des essais réalisés avec la membrane hydrophobe, l’éjecteur/séparateur, le brise-jet et le chauffage du PVC montrent que la membrane hydrophobe est le système le plus efficace, avec plus de 90 % d’élimination de CVM (pour des débits d’eau faibles).

Membrane hydrophobe
L’élimination du CVM de l’eau pourrait être réalisée par des membranes hydrophobes qui présentent une grande surface d’aération en comparaison avec d’autres méthodes d’aération et ont montré une grande efficacité avec des composés moins volatils que le CVM. Les membranes hydrophobes permettent de transférer un gaz d’un courant liquide à un courant gazeux. Les liquides ne peuvent pas pénétrer dans les micropores de la membrane. L’alimentation de la membrane en air et eau est faite à contre-courant pour optimiser le stripping du CVM. Les résultats montrent que pour garantir une efficacité élevée, la membrane a besoin de fonctionner à des débits d’eau faibles et des débits d’air élevés (rapport volume air/volume eau élevé). Le CVM peut ainsi être éliminé jusqu’à 99 %. Il est néanmoins nécessaire de concevoir un système pour atténuer les variations de débits qui surviennent en fonction de la consommation. Ce système demande à être amélioré pour pouvoir fonctionner efficacement quel que soit le débit d’eau à traiter.

Éjecteur/séparateur
Il est possible d’éliminer le CVM de l’eau avec la mise en place d’un éjecteur permettant le mélange eau/air (aspiration d’air par effet venturi déclenchée par l’ouverture d’un robinet chez le consommateur) suivi d’un mécanisme de stripping. L’avantage de l’éjecteur est sa maintenance faible et son coût énergétique nul. Les résultats montrent que les performances de l’éjecteur/séparateur choisi ne dépasse pas 25 % d’élimination de CVM. Cette limite est due au système d’injection d’air et au système de séparation air/eau utilisé. Pour augmenter l’air dans le système, il faut accepter un apport énergétique (compresseur d’air à la place de l’éjecteur) et optimiser le séparateur en conséquence pour qu’il puisse éliminer l’air supplémentaire.

Brise-jet (avec et sans effet venturi)
L’élimination du CVM de l’eau peut être envisagée grâce au brise-jet/économiseur d’eau qui permet de mélanger le jet d’eau du robinet avec de l’air réalisant ainsi un stripping du CVM (cette solution bien que peu coûteuse et n’altérant pas l’eau du robinet, n’a été retenue pour les essais de la seconde phase de l’étude que pour information car sa viabilité du point de vue réglementaire et commercial est très discutable). Les résultats obtenus sans brise-jet sur le robinet sont similaires à ceux obtenus avec le brise-jet, que le brise-jet soit avec ou sans effet venturi. L’élimination du CVM augmente avec le débit et la pression d’eau (entre 15 et 45 % d’élimination), en présence ou non de brise-jet.

Chauffage du PVC
La volatilité du CVM augmente avec la température. Ainsi, le chauffage des tuyaux en PVC pourrait mener au relargage volontaire et maîtrisé d’une partie du CVM présent dans les tuyaux. Cette solution est potentiellement économique et simple à mettre en oeuvre. Les résultats montrent aucun appauvrissement significatif de CVM dans le PVC ni après 8h de chauffage à 50°C, ni après 48h de chauffage à 70°C.

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

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

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

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

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

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

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

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

L’étude se poursuit pour tester l’appareil dans des conditions réelles de terrain.

La limite de qualité relative au chrome total, pour les eaux destinées à la consommation humaine, est de 50 µg/L. Une étude récente demandée par la DGS, réalisée par l'Anses et présentée aux CES (Comité d'experts spécialisé) "Eaux" et "Résidus et contaminants chimiques et physiques" a montré que cette valeur devait être révisée en raison des effets cancérigènes potentiellement induits par le chrome VI. L'objectif réaliste fixé à titre provisoire dans un premier temps et dans les meilleurs délais par les CES serait alors de 6 µg/L en chrome VI. Toutefois, compte-tenu des difficultés analytiques actuelles pour mesurer le chrome VI, le chrome total pourrait être analysé en première étape et en cas de dépassement du seuil de 6 µg/L, la proportion de chrome VI serait mesurée en deuxième étape. L'Agence Nationale de Sécurité Sanitaire de l'Alimentation, de l'Environnement et du Travail a adopté les conclusions et les recommandations de ces deux CES.

Le chrome est un élément abondant dans la croûte terrestre. Il peut en théorie prendre 9 degrés d’oxydation différents (de moins II à plus VI) mais seuls les degrés d’oxydation III et VI sont stables et rencontrés dans l’environnement. Le chrome VI (ne pas confondre avec le cation Cr6+ qui n’existe pas !) est un puissant oxydant très soluble dans l’eau qui se comporte comme un anion divalent. Le chrome III, peu soluble dans l’eau, se trouve sous forme de cation, est réducteur et beaucoup moins absorbable par par la cellule donc moins toxique que le chrome VI. Mais bien que le chrome VI soit considéré comme la forme la plus toxique du chrome, une fois dans la cellule, il se réduit et ce sont probablement le chrome III et les intermédiaires réactionnels (chrome V et chrome IV) qui sont responsables de la cytotoxicité, de la génotoxicité et de la cancérogénicité du chrome.

Le chrome retrouvé dans les ressources en eau provient presqu’ exclusivement des rejets industriels (acier et alliages, catalyseur du cuir, industrie textile, fabrication des teintures et pigments, traitement de surface…). Sur le bassin Seine-Normandie, une partie non négligeable des cours d'eau est concernée par des concentrations entre 40 et 200 µg/L en chrome total (il n'y a pas de données sur l'occurrence du chrome VI). Sur le périmètre Lyonnaise des eaux, le peu de données disponibles montre des valeurs autour de 10-13 µg/L en chrome total aussi bien dans la ressource que dans l'eau distribuée. Peu de traitements sont disponibles, ils sont généralement coûteux et l’élimination du chrome III doit être envisagée en même temps que celle du chrome VI car le chrome III présent dans la ressource peut s’oxyder en chrome VI sur la filière de traitement.

L'objectif du projet consiste à réaliser une étude d'impact de l'évolution de la réglementation concernant la limite de qualité du chrome VI. Pour cela, seront réalisés :
- Un état de l'art sur les technologies de traitement du chrome VI
- Un état de l'art sur les méthodes analytiques permettant d'abaisser la limite de détection actuelle du chrome VI dans l'eau, suivi de la mise au point d'une méthode de laboratoire permettant d'atteindre une limite de détection la plus basse possible
- Une campagne analytique pour mesurer l'occurrence du chrome total et du chrome VI dans les eaux destinées à la consommation humaine suivie d'une évaluation du risque sanitaire par l’étude de l’efficacité des traitements disponibles sur les usines de production d’eau potable.

L’étude a permis la mise en place d’une méthode de chromatographie ionique capable de doser le chrome VI avec une limite de quantification inférieure à 0,5 µg/L. Cette méthode a été appliquée à l’étude de quatre sites de production d’eau potable utilisant l’eau de Seine en amont et en aval de Paris (deux de ces sites traitant l’eau de Seine après réalimentation de nappe), une usine traitant l’eau de la rivière Sarthe et 5 sites d’eaux souterraines dans les départements de l’Oise, Val-d’Oise et Seine-Maritime. Deux champs captants en région lilloise et cinq ressources de la région bordelaise ont également été étudiés.

Lorsque le chrome VI a été retrouvé dans la ressource, il l’a également été aux différentes étapes de traitement de l’usine concernée ainsi que dans le réseau de distribution, confirmant ainsi l’inefficacité des traitements présents sur ces usines (clarification, ozonation et adsorption sur charbon actif). En effet, le chrome VI ne peut être éliminé que par des traitements très spécifiques comme les résines anioniques ou les membranes à faible taille de pores (osmose inverse). L’osmose inverse a l’avantage d’éliminer à la fois le chrome VI et le chrome III mais est chère et pose le problème du devenir des concentrats. Les résines sont certainement plus adaptées aux petites installations mais du fait des charges opposées du chrome III et du chrome VI, il faut utiliser une résine cationique et une résine anionique.

En conclusion, la situation actuelle dans les ressources ne pose pas de problème car les concentration retrouvées sont inférieures à la recommandation provisoire de l’Anses à 6 µg/L. Par contre, si cette recommandation devait être abaissée dans le futur à 0,5-1 µg/L, il y aurait alors nécessité de mise en place d’un traitement ou prévision d’abandon de captages.

Le Poly-acrylamide (PAM), polymère organique de synthèse, est largement utilisé comme floculant en production d'eau potable pour améliorer l'étape de clarification sur les filières non membranaires (il est à éviter en présence de membranes car il peut les colmater irréversiblement). Il est efficace même pour les eaux difficiles à décanter et son coût est très compétitif.

Le PAM n'est pas dangereux pour la santé et ne fait pas l'objet de norme. Par contre, son monomère, l'acrylamide (AM), pouvant être présent à l’état de trace dans le PAM commercialisé, est potentiellement dangereux pour la santé (effet cancérigène, neurotoxique et reprotoxique) et a une norme à 0,1 µg/L. Cette norme risque d'être dépassée si la pureté du PAM commercialisé est insuffisante (concentration en AM trop importante dans le produit commercial) ou en cas de surdosage du PAM lors du traitement (valeur maximale recommandée de 0,5 mg/L).
Actuellement, la tendance réglementaire va vers une limitation voire une interdiction du PAM. Il est donc important d'identifier une ou des solutions alternatives non polluantes.

Il existe des floculants naturels connus (polysaccharide, amidon, cellulose, pectines, alginates…) mais peu ou pas appliqués à l'échelle industrielle pour des raisons sanitaires (non agréés), techniques (peu efficaces) et/ou économiques (coût élevé). L'objectif du projet est de proposer une ou des solutions techniques, économiques et respectueuses de l'environnement pour remplacer le PAM.

La première phase de l'étude (2012-2013) a permis de collecter et synthétiser des données (recherche bibliographique et enquête auprès des fournisseurs : BASF-CIBA, SNF, KEMIRA, FERALCO, ROQUETTE, CARGILL, EMSLAND) pour sélectionner les réactifs les plus performants au niveau technique et économique parmi ceux qui sont agréés et disponibles sur le marché. Ainsi sept polymères ont été sélectionnés (quatre amidons, deux alginates et un xanthane) et testés en laboratoire sur l’eau de la Seine en comparaison avec le PAM. Le xanthane a aussi été choisi du fait de son utilisation déjà opérationnelle sur un site industriel (Vigneux).

Les tests ont montré que tous les réactifs se valent en matière de performance de traitement, y compris le PAM. En revanche, ils se distinguent par le comportement des boues qu’ils produisent (vitesse de décantation de la boue, cohésion) et par le pouvoir colmatant des eaux décantées qui en résultent. Sur cette base, quatre réactifs “verts”, parmi les plus performants de chaque famille testée, sont sélectionnés pour la suite de l’étude, soit :
- l’alginate S1300 (polysaccharide issu de la paroi cellulaire d’algues brunes),
- les amidons F9976 et 300 (polyosides originaires de la pomme de terre),
- le xanthane Rhodopol (polyoside obtenu à partir de l’action d’une bactérie).
En matière de coûts de traitement, les polymères sélectionnés sont proches les uns des autres mais moins compétitifs que le PAM.

Ces quatre produits seront testés à l'échelle pilote (décantation, flottation, filtration) lors de la deuxième phase de l'étude (2013-2014). En parallèle, les données issues du site industriel de production d'eau potable mettant en œuvre le Xanthane (Vigneux) seront aussi collectées. L’objectif final est d’éditer des recommandations de mise en oeuvre de ces réactifs pour des applications à l’échelle industrielle sur les filières de production d’eau potable.

La gestion patrimoniale des réseaux d’eau potable est un enjeu très fort en raison de l’importance à la fois du linéaire et du coût de renouvellement. De plus, i) le réseau est souvent mal connu car le plus souvent enterré donc non visible et ii) le gestionnaire a des contraintes ou des opportunités externes à son service d’eau potable qui peuvent l’amener à renouveler des conduites qui ne sont pas forcément en mauvais état.

Les logiciels actuellement utilisés en gestion patrimoniale sont limités. Ceux qui sont conçus à l’échelle du programme de travaux (court terme) fonctionnent à l’échelle du tronçon (majorité des modèles). Ceux qui sont conçus à l’échelle de la durée de maintien en service des canalisations (long terme) fonctionnent à l’échelle du réseau. Aucun logiciel n’est conçu pour produire des prédictions statistiques fiables à long terme à l’échelle du tronçon.

L’objectif de cette étude est de mettre au point un modèle “long terme” pour définir une bonne gestion de renouvellement des canalisations d’eau potable prenant en compte une réalité complexe avec des objectifs souvent contradictoires. L’outil serait basé sur le regroupement des canalisations par famille (mêmes conditions environnementales, même qualité d’eau, même type de désinfectant, même diamètre, même type de matériau...) qui présenterait une durée de vie donnée. Une priorisation pourrait ainsi être établie pour le renouvellement.

La première phase de cette étude a été consacrée à la réalisation d’une synthèse bibliographique sur les logiciels les plus utilisés ou les plus cités en gestion patrimoniale. Une trentaine ont été passés en revue et la synthèse confirme qu’ils sont majoritairement conçus pour traiter du court terme à l’échelle du tronçon. Les modèles “long terme” sont bien moins nombreux et quand ils existent, la plupart sont assez frustres.

Les stations d'alerte installées sur les ressources superficielles en amont des prises d'eau des usines de production d’eau potable (UPEP) font partie de la sécurisation de l’eau potable. En raison du risque sanitaire qu’elles peuvent représenter ou des nuisances qu'elles provoquent sur les filières, les algues peuvent être incluses dans les paramètres à suivre. Il est alors nécessaire d’utiliser un analyseur de suivi en continu des algues.

Les méthodes fluorimétriques, développées dans les années 60 et optimisées depuis, sont adaptées à ce type d’utilisation car elles sont rapides, peu coûteuses et automatisables. Leur principe repose sur l’évaluation de l’intensité de fluorescence de la chlorophylle a (Chl a) à 680 nm (longueur d’onde d’émission), après excitation de différents pigments photosynthétiques à diverses longueurs d’onde (longueur d’onde d’excitation) : 470 nm pour les Chlorophycées, 590 et 610 nm pour les Cyanobactéries, 470 et 525 pour les Diatomées/Dinoflagellés et 570 nm pour les Cryptophycées. L’intensité de fluorescence de la chlorophylle a est proportionnelle à la quantité de Chl a dans les cellules du phytoplancton. A l’heure actuelle, il existe un certain nombre d’instruments capables de donner des informations concernant la biomasse du phytoplancton par mesure de fluorescence.

L’AOA (Algae Online Analyser) est un fluorimètre qui mesure la concentration en chlorophylle a (Chl a) et distingue simultanément quatre grands groupes phytoplanctoniques sur la base de leur spécificité pigmentaire. Ainsi, l’AOA permet de suivre la dynamique de la biomasse globale du phytoplancton (mesure de la Chl a), celle des Chlorophycées, des Diatomées/Dinoflagellés, des Cyanobactéries et des Cryptophycées. Une mesure des substances jaunes (particules de matière organique) peut également être réalisée. L’intérêt de cet instrument est l’acquisition de mesures toutes les 10 minutes permettant le suivi et l’étude de l’évolution de la biomasse du phytoplancton.

Le SEDIF s'est équipé en 2005 d'une sonde de type AOA, installée sur la prise d'eau de l'usine de Neuilly-sur-Marne (appareil BBE on line). Cet analyseur a montré son intérêt en terme d'exploitation de la filière en situation de crise. Il permet d’adapter au mieux le traitement en fonction de la charge et de la nature du phytoplancton de façon à se prémunir entre autres contre le colmatage des filtres. Cependant, si les résultats sont satisfaisants au niveau qualitatif, ils présentent des faiblesses au niveau quantitatif (sous-estimation ou sur-estimation selon les espèces, donc sous-estimation ou sur-estimation du pouvoir colmatant qui dépend de la taille des algues). Ces faiblesses proviennent du calage initial de l'analyseur qui a été réalisé par le fournisseur sur des populations d'algues standard à dominante de Cyanobactéries. Or, les populations d'algues les plus fréquemment retrouvées dans la Marne sont surtout des Diatomées en début d'année puis des Chlorophycées au printemps et en été, espèces essentiellement unicellulaires de petites tailles donc pouvant colmater rapidement les filtres utilisés en production d’eau potable.

L'objectif de l'étude est de calibrer la sonde en fonction des algues présentes dans le milieu (la Marne) pour obtenir des résultats quantitatifs plus fiables. Les données obtenues avec la sonde ont été comparées à celles obtenues par la méthode normalisée (spectrophotométrie), ce qui a permis d’ailleurs de mettre en évidence que le solvant préconisé dans la méthode normalisée pour extraire la Chl a (acétone 90 %) est à optimiser pour éviter une sous-estimation des résultats. Une démarche a alors été entreprise pour proposer une amélioration de la méthode normalisée existante en remplaçant l’acétone 90 % par l’éthanol 100 %, l’éthanol ayant donné, avec un protocole associé, de meilleurs résultats lors de cette étude.

La calibration réalisée sur la sonde a amélioré les résultats sans toutefois les corriger complètement. Les résultats du suivi de la Marne en 2011 et 2012 ont montré que l’AOA permet de mesurer la dynamique des groupes de phytoplancton majoritaires mais également minoritaires. En dehors des pics de Diatomées/Dinoflagellés observés en hiver, la sonde confirme clairement une augmentation de la biomasse des Chlorophycées en période estivale ainsi que quelques développements de Cyanobactéries en période hivernale. Les pics de Diatomées/Dinoflagellés observés en hiver pourraient être corrélés à l’augmentation du débit et/ou de la turbidité avec une conséquence directe sur l’augmentation du signal des substances jaunes.

L'abattement de la matière organique (MO) est un des enjeux majeurs du processus de potabilisation. Les procédés de traitement utilisés pour éliminer la MO, dans les usines qui produisent de l’eau potable à partir d’eau superficielle, mettent en oeuvre une clarification (coagulation - floculation - décantation - filtration sur sable) et souvent un affinage par filtration sur charbon actif en grains (CAG). Le dosage des réactifs utilisés dans ces procédés est asservi à la mesure en continu de la MO de l’eau brute. Cette mesure est réalisée par dosage du Carbone Organique Total (COT) ou par absorbance UV à 254 nm. Mais ces analyses demeurent des outils d'exploitation ne permettant de quantifier que partiellement la MO et ne donnant aucune information sur sa composition. Ainsi, des changements qualitatifs mineurs pouvant justifier la mise en place de différentes stratégies d'élimination de la MO sur les filières ne peuvent pas être mis en évidence. Cette problématique touche toutes les usines de production d'eau potable qui prélèvent l'eau dans une ressource superficielle touchée par des épisodes de crue et pouvant entraîner des non-conformités en COT dans l’eau produite.

L'objectif de ce projet est de définir la nature de la MO réfractaire au traitement de potabilisation de façon à mieux gérer la production d'eau potable par ajustement du taux de coagulant pendant les périodes de crues et ainsi éviter les non-conformités. Pour cela, une caractérisation de la matière organique par fluorescence a été réalisée à chaque étape de traitement de la filière de l'usine de Choisy-le-Roi.

La fluorescence est une technique sensible et pertinente pour doser la matière organique. Elle consiste à exciter par rayons lumineux les molécules de matière organique qui absorbent cette énergie pour ensuite la restituer en énergie lumineuse fluorescente qui peut être quantifiée. Chaque molécule émet une énergie spécifique ce qui permet de différencier chaque molécule de MO contenue dans les eaux.

L’appareil utilisé est l’analyseur en continu Amaltheys, entièrement conçu et développé par Spectralys pour l’industrie laitière (détection des protéines du lait) et qui a été modifié pour l’adapter à l’analyse de la MO dans l’eau. Cet appareil est compact et portatif. Il est composé de sources lumineuses de type LEDs à deux longueurs d’onde dans l’UV (280 nm et 340 nm) et
de fibres optiques acheminant la lumière de l’échantillon vers le spectromètre qui génère des spectres complets de fluorescence. L’excitation aux longueurs d’onde de 280 nm et 340 nm permet de révéler quatre sources majeures de matières organiques déjà décrites dans la littérature : deux formes de MO bactériennes et deux formes de MO végétales.

Les résultats obtenus par l’analyseur Amaltheys montrent que certaines formes de matière organique sont mieux éliminées que d’autres. Cet appareil est donc apte à définir la nature de la MO la plus réfractaire au traitement de potabilisation parmi les MO définies par cette méthode. Par ailleurs, l’analyseur pourrait remplacer à lui seul les différentes méthodes de routines habituellement utilisées pour mesurer la MO et servir d’indicateurs de qualité de l’eau brute et d’indicateur d’efficacité des différentes étapes de traitement.

Les interrogations se multiplient au sujet de la présence de substances émergentes dans les eaux souterraines et donc au sujet aussi de la pérennité de ces ressources pour l’alimentation en eau potable. Quelles est l'efficacité des traitements habituels souvent très limités puisque dans la majorité des cas il s'agit d'une filtration sur charbon actif en grains (CAG) ? Quels traitements alternatifs pourraient être mis en place pour pérenniser la ressource ?

L’adsorption sur charbon actif a été retenue comme voie de traitement pour l’élimination des micropolluants organiques car elle permet d’extraire les molécules identifiées du fluide aqueux contrairement aux procédés d’oxydation qui eux transforment les composés et dans le meilleur des cas les minéralisent. L’élimination des micropolluants par adsorption sur charbon actif dépend de la nature du couple polluant/charbon actif et du procédé à base de charbon actif mis en œuvre. Ainsi, un même filtre à charbon actif en grains à un temps de vie donné sera à la fois inefficace pour éliminer certaines molécules et performant pour d’autres.

Afin de remédier à cette problématique, SAUR a développé le procédé CarboPlus qui est un procédé à lit de charbon actif fluidisé avec un renouvellement en continu du charbon. L’ajout de charbon actif neuf en continu permet de fournir en permanence de nouveaux sites d’adsorption, exempts de tout polluant pouvant bloquer l’accès aux pores et diminuer ainsi le nombre de sites actifs. Les retours d’expérience montrent que le choix du charbon actif à mettre en œuvre ainsi que la dose de renouvellement à appliquer dans le procédé CarboPlus vont dépendre de la matrice à traiter et des molécules à éliminer.

L’objectif de l’étude est d’évaluer l’adaptibilité du procédé CarboPlus µG (micrograins) en fonction des micropolluants à éliminer et des matrices d’eau à traiter puis de classifier les charbons micrograins selon leurs performances. Il sera alors possible de proposer une solution de traitement à base de charbon actif micrograins adaptée au cocktail de micropolluants pouvant être retrouvés dans les captages d’eaux souterraines, notamment les pesticides et les produits pharmaceutiques.

Deux molécules aux caractéristiques physico-chimiques différentes ont été choisies pour cette étude pour évaluer leur élimination par plusieurs charbons (8 charbons micrograins neufs et 2 charbons micrograins extraits de l’unité pilote des Ormes) : le métazachlore (herbicide), a priori adsorbable sur charbon actif et le florfénicol (antibiotique vétérinaire), a priori plus difficile à adsorber. Une troisième molécule, le métaldéhyde (molluscicide) a également été retenue pour l’étude car elle a été détectée dans les ressources étudiées. Pour étudier l’influence, entre autres, de la matière organique sur l’adsorption des micropolluants (phénomène de compétition), trois matrices d’eau souterraines différentes ont été testées : les Ormes dans l’Yonne, Saffré en Ille-et-Vilaine et Basse-Goulaine en Loire-Atlantique.

Les résultats montrent que l’élimination du métazachlore et du florfénicol est très satisfaisante (> 96 %) pour tous les charbons neufs testés. Les charbons extraits de l’unité pilote des Ormes montrent une performance légèrement inférieure (> 90 %) s’expliquant par un plus faible nombre de sites d’adsorption disponibles. Une classification des charbons actifs testés a pu être établie mais les différences observées ne sont pas suffisantes pour que cette classification soit utilisée comme critère de choix sur le terrain pour éliminer le métazachlore et le florfénicol de la ressource en eau : tous les charbons actifs testés dans cette étude peuvent être proposés en raison de leur très bonnes performances.

Par contre, les capacités d’adsorption obtenues pour éliminer le métaldéhyde sont relativement faibles pour l’ensemble des charbons étudiés. Ce cas particulier montre que pour ce type de molécules, il est nécessaire de mettre en oeuvre des doses de charbon actif plus élevées que celles classiquement utilisées et/ou des temps de contact plus long.

Enfin, en ce qui concerne l’influence de la matière organique sur l’adsorption des micropolluants, aucune tendance n’a pu être démontrée : la tendance à l’augmentation des résiduels en métazachlore dans l’eau traitée lorsque la matière organique croît n’a pas été retrouvée avec le florfénicol ; cette tendance a été observée quelle que soit l’origine de la ressource.