Certains problèmes rencontrés lors de la potabilisation des eaux sont liés à la présence de matière organique (MO) : formation de sous-produits indésirables, reviviscence bactérienne… Aussi, il est indispensable que cette matière organique soit éliminée à un niveau le plus élevé possible. L'étape de clarification (coagulation-floculation-décantation-filtration) effectue l'essentiel du travail d'élimination. Mais c'est une étape délicate à gérer, surtout sur les petites installations moins bien équipées en instrumentation et en personnel qualifié, car des ajustements de pH et de dosage de réactifs sont nécessaires lorsque la qualité de l'eau brute varie, ce qui est le cas des eaux superficielles. La pérennisation des ressources en eau de surface passe donc par une sécurisation de l'étape de clarification.

La nanofiltration (NF), permettant en une seule étape d'obtenir une clarification poussée avec un minimum de pertes en eau, de réactifs et de génération de boues n'a jamais été mise en œuvre jusqu'à maintenant. En effet, les membranes spiralées ne sont pas adaptées en premier étage de filtration (colmatage non gérable) et les membranes fibres creuses sont fabriquées par collage sur des membranes d'ultrafiltration (UF) avec une colle non agréée et en quantité non industrielle. L'apparition de nouvelles membranes NF fibres creuses de chez Pentair (anciennement NORIT) rend maintenant cette approche complètement accessible en potabilisation puisque ces membranes sont issues de la même technologie que les membranes UF en polyéthersulfone déjà agréées et les chaînes de fabrication sont les mêmes. Par ailleurs, l’utilisation de telles membranes permet de ne pas modifier significativement la minéralisation de l’eau filtrée. Les membranes Pentair de première génération (récemment agréées en octobre 2011) sont au nombre de trois et diffèrent entre elles par leur seuil de coupure : HFs pour la Silice, HFc pour le COT et HFe pour les perturbateurs endocriniens. Des essais réalisés avec la membrane HFc ont montrés que les détergents de type organique utilisés comme réactifs de lavage chimique nuisent à son intégrité. Pentair a donc mis au point une membrane de seconde génération plus résistante pour l’élimination du COT : HFW1000.

L'objectif de l'étude est de déterminer la faisabilité du remplacement de la clarification classique d'une eau de surface par une nanofiltration fibres creuses avec juste une préfiltration mécanique de protection à l'amont, de façon à apporter des solutions aux unités de petits débits en milieu rural (< 100 m3/h) qui produisent de l'eau potable à partir d'eau superficielle.

La première partie de l'étude (2011-2012) a été consacrée à la conception, réalisation et mise en route du pilote de nanofiltration. Le pilote est géré au moyen du logiciel ViCA (Visual Control Assistant) développé par Pentair et est alimenté par une eau superficielle à forte pollution organique (eau de retenue). Il est constitué d’un préfiltre de 300 µm, d’une cuve de stockage de l’eau préfiltrée où les MES sont maintenues en suspension par agitation et où il est éventuellement possible d’injecter un coagulant ou un agent de régulation de pH si nécessaire et d’une membrane de nanofiltration. L’alimentation de la nanofiltration est tangentielle. Une partie du flux passe à travers la membrane de nanofiltration, du haut vers le bas et de l’intérieur vers l’extérieur de chaque fibre (perméat) et l’autre partie du flux est en partie purgée et en partie réacheminée vers le circuit d’alimentation. L’intérêt de la recirculation est d’augmenter la vitesse de passage à l’intérieur de la fibre afin de limiter le colmatage et la polarisation. L’intérêt de la purge en continu est de stabiliser la concentration dans la boucle de recirculation et de stabiliser ainsi les performances d’abattement.

Les lavages simples mis en oeuvre sont ceux préconisés par Pentair soit, pour la membrane HFc, la technique alliant l’air et le “forward flush” (FF), étape durant laquelle l’eau brute préfiltrée est injectée à grande vitesse dans le circuit principal afin de décoller le gâteau de filtration. Cette technique présente l’avantage de ne pas réutiliser le perméat contrairement aux lavages classiquement utilisés pour les membranes (acide, soude, rétrolavage). Pour la membrane FFW1000, trois procédures de lavage simple sont appliquées : le forward flush avec et sans air et le forward flush avec air et backwash (rétrolavage). Les lavages chimiques, mis en oeuvre dans le module du haut vers le bas, sont soit des lavages à l’acide chlorhydrique, soit des lavages à la soude soit une combinaison de lavage à la soude puis à l’acide. Ces lavages utilisent l’eau du perméat.

La deuxième partie de l'étude a permis de commencer les essais sur pilote pour tester les membranes HFc et HFW1000 vis-à-vis de l'élimination des MES et de la matière organique, ainsi que pour optimiser les conditions de fonctionnement et pour prendre en compte le traitement des concentrats. Pour que la nanofiltration soit aussi efficace qu’un procédé de clarification conventionnel aux sels ferriques, elle doit éliminer au moins 73 % du COT et ce en rejetant le moins d’eau concentrée possible. Les résultats montrent que la première génération de membrane Pentair (HFc) a une performance équivalente à la clarification aux sels de fer et que la seconde génération de membrane (HFX1000) a une performance supérieure. Dans les deux cas, ces membranes présentent donc une alternative efficace pour l’élimination de la MO d’autant plus que la rétention de sels est limitée. Les membranes de première génération peuvent d’ores et déjà être intégrées à de nouvelles filières de potabilisation puisqu’elles sont agréées ; leur mise en oeuvre sur deux étages de filtration peut être envisagée pour les eaux très chargée en MO. Par contre, les deux générations de membranes sont inefficaces pour l’élimination des pesticides et notamment de l’AMPA, molécule surtout éliminée lors de la clarification au chlorure ferrique. Ces membranes ne pourront donc pas être utilisées seules sur les sites touchés par les micropolluants. Dans ce cas, la membrane HFe, conçue pour éliminer les perturbateurs endocriniens, sera testée dans la suite de l’étude pour définir si sa combinaison avec HFc ou HFW1000 permet de produire une eau conforme à la réglementation. Par ailleurs, le prétraitement devra être optimisé car le seuil de coupure de 300 µm ne réduit pas suffisamment la turbidité pour assurer le fonctionnement en continu du procédé.

Lors de la production d'eau potable, la colonisation des parois des ouvrages de traitement tels que les filtres (surtout les filtres à charbon actif en grains/CAG) est un phénomène fréquent. Le biofilm qui se développe à la surface de ces supports et qui est difficile à éliminer peut héberger des micro-organismes pathogènes, notamment des bactéries intra-amibiennes telles que les légionelles ou les mycobactéries. Le fait de se développer dans les amibes qui ont une capacité à s’enkyster confère à ces bactéries une virulence accrue et leur permet de traverser la filière de traitement sans être éliminées pour se retrouver dans le réseau de distribution.

Les moyens de lutte classique contre ces organismes (rétrolavage des filtres, désinfection finale) sont peu ou pas efficaces. Le but de cette étude est de définir un protocole curatif de lavage ou de désinfection des filtres pour réduire les risques (opérationnels et sanitaires) provoqués par le développement des micro-organismes et notamment des amibes et des bactéries pathogènes intra-amibiennes dans les media filtrants. Le secteur médical confronté au même problème utilise des méthodes de désinfection efficaces contre les kystes amibiens et dont l'application est envisageable en eau potable.

Le projet est articulé autour de quatre parties. La première partie est consacrée à la réalisation d’une revue bibliographique sur les amibes et bactéries intra-amibiennes dans les filtres, et sur les traitements envisageables pour les éliminer. La seconde partie est axée sur des essais en laboratoire pour tester différentes stratégies de désinfection et la troisième partie sur des essais à l'échelle pilote reproduisant une filtration sur CAG et un réseau de distribution en PE ou PVC. Enfin, la quatrième partie est destinée à établir des recommandations au niveau des actions curatives qui pourront être mises en œuvre par les exploitants d'usines pour éliminer les amibes.

La synthèse bibliographique a permis de recueillir des informations sur les amibes et sur les stratégies innovantes (enzymes, produit à base d’acide peracétique et d’adazone) pour les éliminer. Certaines de ces stratégies ont été sélectionnées pour être testées en laboratoire.

Les amibes retenues pour les essais sont des souches sauvages issues d’usines de production d’eau potable : Acanthamoeba polyphaga (identifiée pour être très résistante au chlore et à la température) et Hartmannella vermiformis identifiée comme hôte préférentiel d’hébergement de Legionella).

Les kystes d’amibes ont été mis en contact avec :
- 3 mélanges industriels d’enzymes dans le but de tenter de lyser la paroi des kystes : Enzybras, Filzym et Biorem 10 de la société REALCO
- 1 biocide organique (DBNPA : 2,2-dibromo-3-nitrilopropionamide)
- 1 biocide oxydant utilisé dans le milieu médical formulé pour la désinfection des appareils dont les endoscopes (mélange d’acide peracétique, de péroxyde d’hydrogène, d’acide acétique et d’adazone)
- 1 biocide oxydant (hypochlorite de sodium) utilisé à 50 mg/L (dose très supérieure à celles utilisées en désinfection finale) comme contrôle positif.
Les résultats ont été comparés à un témoin négatif (kystes d’amibes sans aucun traitement).

Les essais en laboratoire ont montré que :
- Les traitements oxydants, aux taux utilisés pour l’étude, permettent une très bonne élimination des kystes des deux amibes testées.
- Le biocide organique a également une bonne efficacité sur les kystes d’A. polyphaga et une efficacité légèrement plus faible pour les kystes de H. vermiformis.
- Les mélanges enzymatiques n’ont pas d’effet significatif sur la cultivabilité des amibes même lorsqu’ils sont couplés avec le biocide organique. Les mélanges enzymatiques ne semblent pas assez purifiés et leur charge neutralise l’efficacité des biocides en cas de couplage.

Les essais sur pilote mettant en oeuvre des traitements par oxydants (chlore à 50 mg/L et réactif péracétique à 2 %) et des traitements par biodétergents enzymatiques lors des rétrolavages sur colonnes de CAG ont montré que les différents traitements testés ne sont pas plus efficaces pour éliminer les amibes du CAG qu’un simple rétrolavage à l’eau.

La présente étude ne permet donc pas d’apporter de nouvelles solutions. Les solutions de traitement proposées ne sont que des procédures de nettoyage ayant une efficacité partielle qui permet de limiter les relargages et d’obtenir ainsi une eau filtrée de qualité avec absence de micro-organismes. Pour obtenir une décontamination complète du media, il faut une régénération du CAG.

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 %), volailles (11 %), lapins (10 %), ovins-caprins (3 %), chiens (2,5 %), chats (1,5 %), chevaux (1,4 %) et poissons (0,44 %).

A l'inverse des médicaments à usage humain, les médicaments vétérinaires représentent surtout 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.

L’étude prévoit de confirmer ou infirmer la présence d'antibiotiques à usage vétérinaire dans les ressources en eau en milieu rural et urbain et de vérifier leur élimination sur différents types de filières de production d'eau potable. L’étude, commencée en 2010 par une revue de la littérature et la mise au point de méthodes d’analyses, s’est poursuivie avec deux campagnes de mesure (hiver et automne) pour la recherche de médicaments vétérinaires et/ou humains dans les eaux naturelles et en cours de traitement sur le bassin Seine-Normandie. Ces campagnes ont porté sur 31 médicaments vétérinaires appartenant essentiellement aux quatre familles suivantes : sulfonamides, quinolones et fluoroquinolones, tétracyclines, macrolides. Les analyses ont été réalisées par HPLC-MS/MS après extraction liquide-solide.

Les sites de prélèvement ont été choisis entre autres en fonction de la densité d’élevage (les plus fortes densités se situant dans les départements de Seine-Maritime, Orne, Manche et Calvados) et de la présence d’usine de production d’eau potable. Ainsi, 27 échantillons d’eaux de surface, 5 échantillons d’eaux souterraines et 10 échantillons d’eaux traitées ont été analysés.

Les conclusions qui se dégagent de ces campagnes de mesure sont les suivantes :
- 24 des 31 composés recherchés ont été retrouvés dans les eaux brutes (EB) et 15 dans les eaux traitées (ET) à l’état de trace,
- les composés majoritaires et les plus ubisquistes comprennent le chlorsulon (antihelminthique de la famille des benzènesulfonamides), certains macrolides (roxythromycine, érythromycine et tylosine), des fluoroquinolones (acide oxolinique, danoflaxine, ciproflaxine), certains sulfonamides (surtout le sulfaméthoxazole),
- certains antibiotiques peuvent être détectés en concentrations élevées mais ponctuelles (amprolium),
- des antibiotiques vétérinaires ont été détectés, lors des deux campagnes de mesure, dans une eau souterraine située en zone à faible densité d’élevage,
- les effets bénéfiques d’une combinaison “clarification + affinage CAG” ont été observés pour l’élimination des composés médicamenteux mais uniquement pour une clarification avec décanteur et non avec flottateur,
- le couplage ozone-CAG et la chloration s’avèrent peu efficaces, en particulier la danofloxacine et la marbofloxacine semblent bien résister au traitement,
- L’ozone seule révèle une excellente efficacité pour détruire l’amprolium,
- la seule technique qui pourrait garantir la quasi-absence de médicaments vétérinaires et humains dans l’eau potable semblerait être l’osmose inverse ou la nanofiltration,
- L’évaluation des risques liés aux médicaments antibiotiques montre que le risque sanitaire pour des personnes qui consomment une eau traitée contenant des résidus d’antibiotiques peut être considéré comme négligeable ou acceptable.

Il est reconnu aujourd'hui que les taux de désinfection appliqués en production d’eau potable sont insuffisants pour éliminer certaines bactéries pathogènes (2 à 3 fois trop faibles), notamment celles potentiellement responsables de maladies respiratoires et appartenant aux genres Legionella ou Mycobacterium. Les bactéries soumises à cette agression chimique se retrouvent alors dans un état de stress qui se traduit par une perte de cultivabilité : les bactéries sont dites "viables non cultivables" (VBNC) car elles ne peuvent plus être détectées par les méthodes classiques de culture sur gélose mais restent néanmoins détectables par des méthodes alternatives capables de mesurer la viabilité.

Cet état de stress peut disparaître dans le réseau de distribution et engendrer le développement d'une forme de résistance des bactéries pathogènes. Ces bactéries peuvent redevenir cultivables dans certaines conditions, notamment au contact des amibes libres qui sont présentes dans la plupart des réseaux d’eau potable, comme celles appartenant aux genres Acanthamoeba, Naegleria ou Hartmannella. La capacité des bactéries pathogènes à infecter des amibes est généralement considérée comme une expression de leur virulence donc de leur capacité à infecter également les cellules humaines.

L'objectif de l'étude est de tenter d'apporter des réponses aux nombreuses questions liées à ce phénomène : la désinfection aux taux habituels d'application protège-t-elle réellement contre ces bactéries pathogènes ? Les bactéries viables non cultivables sont-elles infectieuses pour l'Homme ? La désinfection les rend-elles plus ou moins infectieuses ? Quelles sont les conséquences pour les pratiques de désinfection ?

La première phase de l’étude a été consacrée à une synthèse bibliographique sur les effets des désinfectants chimiques vis-à-vis des bactéries. Il en ressort que :
- les bactéries sont capables de mettre en oeuvre un ensemble de mécanismes de défense lorsqu’elles sont en état de stress oxydatif (systèmes enzymatiques ou non permettant de neutraliser les désinfectants, protéine permettant de protéger l’ADN cellulaire),
- les bactéries sont capables de se protéger en se logeant à l’intérieur des biofilms ou des kystes amibiens, et pour certaines d’entre elles à l’aide de mécanismes de sporulation,
- aucune publication n’a été identifiée sur l’infectiosité des bactéries ayant subi un stress oxydatif ce qui justifie la réalisation d’une étude expérimentale pour évaluer l’infectiosité pour l’homme de bactéries pathogènes présentes à l’état viable non cultivable dans les eaux désinfectées.

La deuxième phase de l’étude s’est poursuivie par des essais en laboratoire utilisant un seul biocide (HOCl), deux souches de L. pneumophila (une pathogène et une non pathogène) et une souche d’Escherichia coli (comme modèle). L’adaptation pour Legionella pneumophila de la méthode microscopique automatisée, développée initialement pour Escherichia coli a été réalisée. Cette méthode, qui utilise un milieu de culture différent de celui utilisé par la méthode normalisée, permet d’observer et tester en quelques heures la réaction de bactéries à un stress oxydant, en mesurant la capacité de chaque cellule, prise individuellement, à former une micro-colonie. Les résultats obtenus sur E. coli avaient démontré que l’état viable non cultivable observé lors de la mise en culture sur milieu de culture standard était dû à un stress oxydant généré par le millieu de culture lui-même.

La comparaison des dénombrements de L. pneumophila par la méthode de culture normalisée avec la méthode des micro-colonies après application de doses croissantes d’acide hypochloreux (HOCl) confirme que la méthode de référence sous-estime largement le nombre de bactéries vivantes. En pratique, le facteur CT (concentration x temps) devrait être multiplié par deux ou trois pour atteindre réellement l’abattement mesuré à l’aide de la méthode de culture normalisée. La détermination précise de ce facteur CT nécessaire à l’abattement des bactéries n’est pas possible avec la méthode microscopique des micro-colonies, dans l’état actuel de son développement, du fait de son manque de reproductibilité.

La perte de viabilité mesurée à l’aide de la méthode microscopique des micro-colonies est liée à la perte d’intégrité membranaire des bactéries, ce qui confirme la pertinence de cette méthode pour l’évaluation de la viabilité. Mais cette méthode nécessite pour l’observation microscopique une densité bactérienne élevée, limitant sa sensibilité et entraînant une forte consommation de désinfectant, ce qui impose des conditions trop éloignées de la réalité rencontrée dans la production d’eau potable.

La troisième phase de l’étude prévoyait d’évaluer l’infectiosité (aptitude à se développer dans un organisme) et la virulence (aptitude à se développer dans un organisme et provoquer une maladie) de L. pneumophila avant et après désinfection. Cependant, les essais n’ont pas permis d’aboutir ni pour l’infectiosité (impossibilité d’infecter in vitro les macrophages humains testés), ni pour la virulence (instabilité du plasmide “virulence” intégré dans la souche et impossibilité de cultiver la souche porteuse de ce plasmide).

Dans un objectif de sécurisation vis-à-vis des bactéries pathogènes et en attendant la mise au point d’une méthode optimisée de contrôle de la qualité de l’eau, comme par exemple l’amélioration des milieux utilisés dans les méthodes de culture pour limiter le stress oxydatif sur gélose, un facteur multiplicatif de 3 pourrait être appliqué aux CT publiés dans la littérature.

La sécurisation de l'eau potable est un aspect incontournable en Ile-de-France car la densité de population y est très forte. Les stations d'alerte installées sur les ressources superficielles en amont des prises d'eau des usines de traitement font partie de cette sécurisation. Ces stations d'alerte permettent un contrôle basé sur des analyses physico-chimiques de paramètres prédéfinis mais ne permettent pas de mesurer directement le potentiel toxique d'une eau (effet sur la santé).

Des méthodes récentes, dites biologiques, moins lourdes à mettre en oeuvre et moins coûteuses que leurs aînées, permettent aujourd'hui de mettre en évidence l'effet "cocktail" d'un ensemble de substances polluantes (effet synergique) sur le vivant et sont ainsi complémentaires aux analyses physicochimiques. L'objectif de l'étude est de valider et d'adapter ces méthodes à la surveillance des eaux brutes utilisées pour la production d'eau potable de façon à renforcer les dispositifs d'alerte existants. Les essais seront réalisés sur la prise d'eau de l'usine de Neuilly-sur-Marne et permettront de sélectionner les tests biologiques les plus adaptés à la situation.

Un bio-essai en laboratoire consiste à mettre en contact, dans des conditions standardisées, l’échantillon d’eau prélevé avec une population d’organismes vivants (bactéries, algues, champignons...) ou avec une culture de cellules (cellules humaines par exemple) puis à observer les modifications de leurs fonctions biologiques, au niveau global (croissance, respiration, niveau des réserves énergétiques...) ou au niveau particulier (interaction avec un récepteur hormonal, atteinte à la membrane, atteinte mitochondriale, blocage du système photosynthétique...).

VigiWaterTM est structuré en quatre panels de bio-essais (toxicité générale, génotoxicité, perturbations endocriniennes et stress cellulaires) permettant de produire un faisceau d’informations correspondant au type d’impact concerné.
- Le panel “toxicité générale”, contrairement aux trois autres tests, n’indique pas le mécanisme de toxicité. Les organismes et cellules sont choisis en fonction de leur réactivité et leur sensibilité vis-à-vis des principaux polluants de l’eau : bactéries pour les antibiotiques, algues pour les herbicides, champignons pour les fongicides et cellules humaines pour les perturbateurs endocriniens.
- Le panel “perturbateurs endocriniens” consiste à suivre sur des cellules humaines les interactions des substances polluantes avec les récepteurs hormonaux oestrogéniques et thyroïdiens.
- Le panel “atteinte à l’ADN” consiste à suivre les systèmes de surveillance et de réparation de l’ADN, la sollicitation de ces systèmes indiquant la présence d’une atteinte à l’ADN (génotoxicité). Les cellules et organismes utilisés sont représentatifs des deux modes d’organisation de l’ADN : procaryotes (sans noyau, ex : bactéries) et eucaryotes (avec noyau, ex : cellules humaines).
- Le panel “stress cellulaire” vise à suivre les effets des substances polluantes sur certaines fonctions cellulaires (atteinte à la membrane...).

Les résultats montrent que la ressource est caractérisée par un profil de toxicité significatif (pollution de fond continue) et est sujette à des pollutions sporadiques de nature et de fréquence différentes. Les effets biologiques sont principalement observés grâce aux panels “toxicité générale” (pollution de fond) et “perturbateurs endocriniens” (pics de pollution récurrents). Ces effets peuvent être corrélés aux variations de débit du fleuve. Ainsi, les perturbations endocriniennes et notamment oestrogéniques deviennent de plus en plus fréquentes avec la hausse des débits, les analyses physico-chimiques indiquant que ces impacts peuvent être imputés à des substances connues pour leur propriétés perturbatrices endocriniennes tels que le sulfonate de perfluorooctane. Par ailleurs, un événement exceptionnel détecté par certains bio-essais (effet de cytotoxicité et effet anti-thyroïdien) a été corrélé à un délestage d’eaux usées ce qui laisse supposer que des réponses identiques de modifications de fonctions biologiques données par les bio-essais peuvent être attribuées à des événements de même nature.

Le concept multi-barrière appliqué sur les filières de production d'eau potable est un concept de sécurisation de la désinfection. Ainsi, les ultraviolets (UV) peuvent être utilisés dans ce cadre pour améliorer l'élimination des micro-organismes en cas de pics de contamination de la ressource et/ou en cas de défaillance du système de filtration sur sable qui est dans certains cas (Cryptosporidium) la seule barrière efficace. Plusieurs études ont déjà été réalisées montant l’efficacité des UV sur l'abattement des parasites (Cryptosporidium et Giardia). Par contre, aucune donnée n'est disponible au niveau de l'abattement des virus par les UV moyenne pression (UV-MP).

Les rayonnements UV sont des ondes électromagnétiques de longueur d’onde comprise entre 100 et 400 nm. Leur pouvoir germicide dépend de la longueur d’onde émise. Ce sont les UV-C, compris entre 200 et 300 nm, qui sont les plus germicides. L’efficacité des rayons UV est fonction de la dose absorbée par les micro-organismes. Cette dose correspond au produit de l’intensité UV par le temps d’exposition des germes aux rayonnements. Les UV stoppent la duplication de l’ADN. Les organismes pathogènes sont donc inactivés ou détruits.

La source d’émission UV utilisée en désinfection est la lampe à vapeur de mercure. Il s’agit de lampes à arc électrique qui provoque l’excitation des atomes de mercure, puis l’émission de radiations par retour à leur état fondamental. Le spectre d’émission des lampes dépend de la pression de mercure dans les lampes. Les lampes à vapeur de mercure basse pression (UV-BP) émettent une lumière quasi-monochromatique à 254 nm, qui correspond à la bande optimale de l’effet germicide. Les lampes UV-MP émettent une plus forte intensité de décharge électrique et le spectre de dispersion de la lumière générée n’est pas limité à la zone germicide (rayonnement polychromatique) ; il s’étend jusque dans le visible. En pratique, l’énergie perdue par la production de chaleur est beaucoup plus grande pour les lampes moyenne pression que pour les lampes basse pression mais du fait de la très haute intensité de la décharge, moins de lampes sont requises pour fournir une dose donnée donc l’encombrement au sol est plus faible pour les UV-MP que pour les UV-BP. Les lampes à moyenne pression coûtent cependant beaucoup plus cher que celles à basse pression mais ont une durée de vie plus importante ; elles sont utilisées pour les gros débits à traiter.

L’objectif de ce projet est d’évaluer l’efficacité des UV-MP sur l’élimination des virus afin de renforcer la désinfection des filières de traitement des usines de Choisy-le-Roi et Neuilly-sur-Marne. Trois virus ont été étudiés : adénovirus, coxsackievirus et norovirus. Les phénomènes de réparation de ces virus, à la lumière et dans le noir, après traitement aux UV ont également été étudiés et une attention plus particulière a été portée sur adénovirus qui est très résistant aux UV. Treize filtres de coupure (coupure à 214, 220, 228, 232, 239, 248, 254, 260, 265, 270, 280, 289 et 297 nm) ont été utilisés pour isoler les régions spécifiques du rayonnement UV-MP et déterminer l’effet germicide de ces différentes régions. Par ailleurs, comme la formation de sous-produits indésirables sous l’effet d’un rayonnement de haute énergie aux longueurs d’onde inférieures à 240 nm est un problème connu qui a orienté les réglementations européennes relatives à la désinfection des eaux par rayonnement UV-MP, un filtre optique excluant ces longueurs d’onde inférieures à 240 nm a aussi été employé pour évaluer les effets de cette exclusion sur l’efficacité de la source de rayonnement MP.

Les résultats de cette étude montrent que l’exclusion du rayonnement UV aux longueurs d’onde inférieures à 240 nm a entraîné une baisse d’efficacité des lampes MP. En effet, pour une dose de 60 mJ/cm2, une inactivation de 4 log de l’adénovirus est obtenue en conservant l’intégralité du spectre de la lampe MP contre 2 log d’inactivation lorsque les longueurs d’onde inférieures à 240 nm sont exclues. Cela suggère qu’il faut environ 2 à 2,5 fois plus d’énergie lorsque les longueurs d’onde inférieures à 240 nm sont exclues pour obtenir une performance équivalente à celle obtenue avec l’intégralité du spectre de la source MP. Il semblerait donc que les longueurs d’onde inférieures à 240 nm permettent une optimisation de l’inactivation de l’adénovirus. Ainsi, le rayonnement émis par des UV-BP à 254 nm est considéré comme provoquant essentiellement des dégradations au niveau du génome alors que le rayonnement polychromatique des UV-MP pourrait provoquer des dégradations supplémentaires affectant la stabilité structurelle de la coque du virus. Ces dommages structurels affecteraient la capacité infectieuse en inhibant l’aptitude du virus à réparer son génome endommagé et entraînant ainsi une cinétique d’inactivation plus rapide.

Pour les deux autres virus, coxsachievirus et norovirus murin, une dose d’environ 35 mJ/cm2 a permis une inactivation de 4 log que ce soit pour le spectre complet ou pour le spectre où les longueurs d’onde inférieures à 240 nm sont exclues.

Les cinétiques d’inactivation obtenues en appliquant l’intégralité du spectre de rayonnement de la source UV-MP font de cette technologie une barrière efficace pour contrôler les virus étudiés dans ce projet. Cette efficacité pourrait permettre de réduire les doses des désinfectants chimiques utilisés sur les usines de production d’eau potable (UPEP). Cependant, il serait souhaitable d’évaluer, dans des conditions de doses UV compatibles aux conditions de terrain, le niveau de formation des sous-produits de désinfection indésirables obtenus sous l’effet du rayonnement de haute énergie aux longueurs d’onde inférieures à 240 nm (augmentation de la demande en chlore, nitrites...).

La présence de matière organique (MO) résiduelle dans l'eau réagit, en fin de filière, avec le chlore lors de l'étape de désinfection. Il en résulte de nombreux sous-produits responsables de l'apparition de goûts et odeurs qui sont pour certains dangereux pour la santé humaine. Parmi ces sous-produits, seuls les trihalométhanes (THMs) et les acides haloacétiques (HAAs) font l'objet de normes. En ce qui concerne les halophénols, ce sont des composés qui se transforment dans le réseau en haloanisoles responsables aussi de goûts et odeurs. Pourtant, il y a peu de publications dans la littérature et encore moins sur les halophénols iodés qui sont référencées comme étant largement plus dangereux pour la santé que les halophénols chlorés ou bromés.

L'objectif du projet est d'évaluer le risque “ressource” et le risque “consommateur” liés aux halophénols en :
- définissant les périodes à risque (fréquence et niveau d’apparition des précurseurs d'halophénols dans la ressource en fonction des saisons),
- déterminant en laboratoire leur devenir après chloration (formation de sous-produits chlorés, iodés et bromés),
- évaluant les performances en laboratoire et sur site de différents traitements (floculation/décantation, ozonation, filtration sur charbon actif en grains, filtration membranaire),
- délivrant des consignes d'exploitation adaptées.

Cinq ressources différentes utilisées pour la production d'eau potable (trois en Normandie soit La Sienne/rivière, La Vire/rivière et Saint-Lo/barrage et deux en Bretagne soit Rophémel/barrage et Les Gatineaux/barrage) ont été suivies pendant 9 mois afin d'évaluer la fréquence et le niveau d'apparition des précurseurs d'halophénols (MO).

Risque “ressource”
Les résultats ont montré, après chloration des échantillons, la présence systématique de sous-produits avec, par ordre de concentrations décroissantes les THMs, les acides haloacétiques et les halophénols. Les halophénols, dont les précurseurs sont essentiellement des molécules de grande taille (contrairement aux précurseurs de THMs et HAAs) potentiellement présentes toute l’année dans la ressource, peuvent être retrouvés à des concentrations très supérieures aux seuils gustatifs ou olfactifs, les concentrations atteignant pour certains composés les 500 ng/L. Parmi les halophénols, les phénols trihalogénés (chlorés et/ou chlorés et bromés) sont majoritaires. Ces composés, par bio-méthylation dans les réseaux, sont susceptibles de conduire à des haloanisoles dont les seuils de détection olfactifs sont extrêmement bas. Le risque “ressource” lié à la présence de précurseurs d’halophénols est donc bien réel.

Les résultats ont également permis de déterminer que l’estimation du risque “ressource” par des paramètres classiques de qualité d’eau de type COT et UV à 254 nm n’est pas suffisante. Une mesure UV plus spécifique a été évaluée mais s’est avérée non adaptée.

Risque “consommateur”
En terme de traitement, les résultats montrent que les précurseurs d’halophénols sont totalement éliminés par l’étape de coagulation-floculation/ décantation, cette étape éliminant bien les molécules de grande taille. La présence de précurseurs avant l’étape finale de chloration sera alors essentiellement liée à des conditions insuffisantes de traitement. Le risque “consommateur” est donc faible.

En terme d’analyse des sous-produits de chloration, une majorité des haloformes ne sont pas identifiés par les méthodes actuelles. La mesure des AOX donne une mesure globale quantitative des halogènes (chlore, brome, iode) contenus dans les composés organiques adsorbables sur charbon actif et parmi ces AOX, seuls environ 50 % de THMs et HAAs sont identifiés. Les résultats montrent toutefois que la filière de traitement de l’eau permet de diminuer cette fraction d’inconnus. Pour tenter d'identifier ces sous-produits inconnus, des essais de mise au point de complément analytique ont donc été menés. Les résultats acquis montrent la pertinence à utiliser le couplage de différentes méthodes complémentaires entre elles. Cette méthodologie permet en effet d’élargir le spectre analytique avec la mise en évidence d’une centaine de composés dont une soixantaine sont identifiés parmi les grandes familles suivantes : halométhanes, acétonitriles, acétamides et halophénols. Son application au suivi de la filière de traitement a mis en évidence des composés pouvant ne pas être éliminés (dichloroacétonitrile et dibromoacétamide). Ces résultats permettent donc d’envisager de compléter le suivi de l’évolution des précurseurs sur les filières de traitement et affiner ainsi l’optimisation des conditions de fonctionnement pour éviter que certains ne traversent la filière.

Une méthode d’analyse des iodophénols, basée sur une extraction par SBSE (microextraction sur barreau) suivie d’une détection CG/MS, a également été développée pour une vingtaine de composés. Sa sensibilité est bonne puisque la limite de détection est de 0,1 ng/L. L’application de cette méthode a permis de confirmer la possible formation de composés iodés par chloration de la matière organique en présence d’iode. Le 2,4-dichloro-6-iodophénol a été identifié comme étant le composé le plus fréquemment détecté. Cette méthode devrait permettre aux campagnes de terrain d’affiner le risque “ressource” et de mieux contrôler la qualité de l’eau produite.

Le plomb dans l’essence était utilisé pour augmenter l’indice d’octane du carburant et ainsi améliorer sa combustion et réduire les émissions de polluants. Les pots catalytiques mis en service dans les années 1990 ont aussi pour rôle d’améliorer la combustion mais leur utilisation est incompatible avec celle du plomb qui a alors été abandonné. Le méthyl ter-buthyl éther (MTBE) et l'éthyl tertio-butyl éther (ETBE) sont des composés oxygénés utilisés aujourd’hui en substitution du plomb dans l'essence. Le MTBE est utilisé pour la première fois dans les années 1970 aux USA. L’ETBE, produit à partir de l’éthanol, est préconisé par les gouvernements européens dans les années 1990 en remplacement du MTBE créant ainsi une nouvelle opportunité pour l’agriculture française et espagnole. L’ETBE a une volatilité plus faible et un indice d'octane plus élevé que le MTBE.

Le MTBE et l’ETBE sont très solubles dans l'eau, bien plus que les autres hydrocarbures, et par conséquent, atteignent rapidement les nappes phréatiques en cas de pollution accidentelle. En outre, ils sont très peu biodégradables. Les eaux superficielles peuvent également être contaminées par de l'essence non brûlée relâchée par des bateaux. Le bassin Seine-Normandie, avec une forte densité d'infrastructures routières et fluviales (risque de pollution accidentelle lié au transport), une forte activité industrielle avec notamment ses raffineries et stockages d'hydrocarbures dans l'estuaire de la seine et une forte densité démographique (nombreuses stations service) apparaît comme potentiellement exposé à ce risque de pollution.

Des cas de pollution à l'ETBE ont été signalés en France en 2009 et les concentrations retrouvées dans l'eau potable étaient relativement élevées avec pour conséquence le dégagement d'une très forte odeur (l'odeur apparaît à des seuils beaucoup plus faibles que les seuils de toxicité). Par ailleurs, l'association Robin des Bois a recensé une centaine d'épisodes, de différentes ampleurs, de contamination par des hydrocarbures avec une forte concentration dans la zone francilienne (accident de transport) et dans l'estuaire de la Seine (raffineries du Havre).

Aucune réglementation n'existe à ce jour sur le MTBE et sur l'ETBE en France mais des propositions sont en cours. Les données disponibles sur le MTBE montrent que les procédés conventionnels de traitements ont une efficacité limitée pour l'éliminer. En revanche, très peu de données sont fournies par la littérature concernant l'ETBE plus récent mais la problématique risque d'être identique étant donné que les deux composés ont des propriétés physico-chimiques similaires.

L'objectif du projet est donc de proposer des recommandations sur les bonnes pratiques de traitement. Pour cela, trois axes sont investigués :
- Evaluation des performances des méthodes d'analyse existantes et proposition d'améliorations éventuelles,
- Détermination du niveau de traitement nécessaire pour éviter les problèmes de goût et d'odeurs (définition du seuil de détection gustative et olfactive),
- Evaluation des performances des procédés conventionnels de traitement (stripping, charbon actif, oxydation avancée) et proposition éventuelle de technologies innovantes (biodégradation, pervaporation).

Des données ont déjà été collectées dans le cadre de cette étude qui ont fait l’objet de trois rapports sur : une analyse bibliographique recensant les principales techniques de traitement du MTBE utilisées à ce jour aux USA (stripping, CAG, oxydation avancée) ; un retour d’expérience des installations de production d’eau potable française confirmant l’analyse bibliographique sur la meilleure performance du stripping par rapport au CAG ; la possibilité d’un recours aux traitements membranaires.

La biodégradation, étudiée dans le cadre du troisième axe de cette étude, semble être une alternative devant le coût énergétique que peut représenter la meilleure des techniques conventionnelles existante qu’est le stripping et qui de plus est non performant pour des contaminations au-delà de 10-20 µg/L. Les essais de biodégradation, réalisés en laboratoire sur une eau de Seine dopée à 200 µg/L, montrent que les cinq souches (Aquincola tertiaricarbonis, Mycobacterium austroafricanum, Rhodococcus ruber, Rhodococcus wratislaviensis, Rhodococcus aetherivorans) fournies par l’IFPEN (Institut Français du Pétrole Energies Nouvelles) sont aptes, en consortium bactérien, à dégrader l’ETBE, le MTBE ou le TBA (composé intermédiaire de transformation) dans des conditions compatibles avec les conditions de terrain (15 à 25 min de temps de contact). La mise en oeuvre sous forme de consortium bactérien a été réalisée pour obtenir une action complémentaire des cinq souches différentes qui ont à la base des affinités plus ou moins grandes pour chacun des polluants investigués. L’ETBE est dégradé plus rapidement que le MTBE mais en contre-partie demande une plus grande exigence de traitement car son seuil de perception est plus bas (1 µg/L contre 15 µg/L). Il a été difficile de mettre au point un consortium performant et de maintenir sa capacité de dégradation.

Des essais sur de plus longues périodes seraient à réaliser pour s’assurer de la persistance des souches et/ou de leur performance sur des échantillons d’eau naturelle (compétition entre populations bactériennes, autres sources de carbone). Il serait également nécessaire d’évaluer si la dégradation des composés oxygénés va jusqu’à la minéralisation (composé complètement dégradé en CO2 et H2O) ou si la biotransformation aboutit à un intermédiaire de réaction plus ou moins toxique qui peut alors s’accumuler dans le milieu. A l’issu des derniers tests, deux systèmes pourraient être envisagés pour l’industrialisation du procédé : le bioréacteur à membrane (BRM) ou le biofiltre.

Le plomb dans l’essence était utilisé pour augmenter l’indice d’octane du carburant et ainsi améliorer sa combustion et réduire les émissions de polluants. Les pots catalytiques mis en service dans les années 1990 ont aussi pour rôle d’améliorer la combustion mais leur utilisation est incompatible avec celle du plomb qui a alors été abandonné. Le méthyl ter-buthyl éther (MTBE) et l'éthyl tertio-butyl éther (ETBE) sont des composés oxygénés utilisés aujourd’hui en substitution du plomb dans l'essence. Le MTBE est utilisé pour la première fois dans les années 1970 aux USA. L’ETBE, produit à partir de l’éthanol, est préconisé par les gouvernements européens dans les années 1990 en remplacement du MTBE créant ainsi une nouvelle opportunité pour l’agriculture française et espagnole. L’ETBE a une volatilité plus faible et un indice d'octane plus élevé que le MTBE.

Le MTBE et l’ETBE sont très solubles dans l'eau, bien plus que les autres hydrocarbures, et par conséquent, atteignent rapidement les nappes phréatiques en cas de pollution accidentelle. En outre, ils sont très peu biodégradables. Les eaux superficielles peuvent également être contaminées par de l'essence non brûlée relâchée par des bateaux. Le bassin Seine-Normandie, avec une forte densité d'infrastructures routières et fluviales (risque de pollution accidentelle lié au transport), une forte activité industrielle avec notamment ses raffineries et stockages d'hydrocarbures dans l'estuaire de la Seine et une forte densité démographique (nombreuses stations service) apparaît comme potentiellement exposé à ce risque de pollution.

Des cas de pollution à l'ETBE ont été signalés en France en 2009 et les concentrations retrouvées dans l'eau potable étaient relativement élevées avec pour conséquence le dégagement d'une très forte odeur (l'odeur apparaît à des seuils beaucoup plus faibles que les seuils de toxicité). Par ailleurs, l'association Robin des Bois a recensé une centaine d'épisodes, de différentes ampleurs, de contamination par des hydrocarbures avec une forte concentration dans la zone francilienne (accident de transport) et dans l'estuaire de la Seine (raffineries du Havre).

Aucune réglementation n'existe à ce jour sur le MTBE et sur l'ETBE en France mais des propositions sont en cours. Les données disponibles sur le MTBE montrent que les procédés conventionnels de traitements ont une efficacité limitée pour l'éliminer. En revanche, très peu de données sont fournies par la littérature concernant l'ETBE plus récent mais la problématique risque d'être identique étant donné que les deux composés ont des propriétés physico-chimiques similaires.

L'objectif du projet est donc de proposer des recommandations sur les bonnes pratiques de traitement pour l’élimination de l’ETBE. Pour cela, trois axes sont investigués :
- Evaluation des performances des méthodes d'analyse existantes et proposition d'améliorations éventuelles,
- Détermination du niveau de traitement nécessaire pour éviter les problèmes de goût et d'odeurs (définition du seuil de détection gustative et olfactive),
- Evaluation des performances des procédés conventionnels de traitement (stripping, charbon actif, oxydation avancée) et proposition éventuelle de technologies innovantes (biodégradation, pervaporation).

Des données ont déjà été collectées dans le cadre de cette étude ce qui a fait l’objet de trois rapports sur : une analyse bibliographique recensant les principales techniques de traitement du MTBE utilisées à ce jour aux USA (stripping, CAG, oxydation avancée) ; un retour d’expérience des installations de production d’eau potable française confirmant l’analyse bibliographique sur la meilleure performance du stripping par rapport au CAG ; la possibilité d’un recours aux traitements membranaires.

Les essais réalisés en laboratoire dans le cadre du deuxième axe de cette étude, objet de ce rapport, montrent que le niveau de traitement pouvant être proposé pour éviter les problèmes de goûts et d’odeurs liés à l’ETBE, tout en restant économiquement viable, est de 2 µg/L ; une concentration en chlore supérieure à 1 mg/L pourrait avoir un effet masquant sur les goûts et odeurs perçus par le consommateur ; l’odeur d’ETBE (échantillon “reniflé”) est ressentie plus génante que la flaveur (échantillon “pris en bouche”). Ces résultats ont été obtenus à partir d’un panel de 12 consommateurs ayant eu une formation sensorielle d’une heure avant les tests dans le but de définir, pour l’ETBE, les seuils de détection, de reconnaissance, d’inconfort et de rejet. La recommandation de 2 µg/L doit être confirmée par une étude réalisée auprès d’un plus vaste panel de consommateurs (plus de 50 personnes).

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 du 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’étudier le phénomène de relargage du CVM provenant des canalisations en PVC,
- 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,
- 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. 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).

Les facteurs influençant le relargage
Les résultats montrent que les trois principaux facteurs influençant le relargage de CVM dans l’eau sont la température, le temps de contact et la concentration en CVM dans le PVC. Le temps de contact maximum pour ne pas dépasser la limite de qualité de 0,5 µg/L en CVM doit être inférieur à 17 heures pour une température de 8°C. Pour des températures plus élevées, un temps de contact très faible provoque déjà un dépassement de cette limite de qualité, l’augmentation de température augmentant la diffusivité du CVM dans le PVC donc favorisant le relargage de CVM dans l’eau. Le modèle de calcul de relargage du CVM développé par l’ANSES et évaluant les conditions de migration du CVM dans le matériau et son relargage dans l'eau en fonction de la température, du temps de contact et du taux de CVM dans le PVC est relativement bien corrélé mais uniquement à basse température (8°C). Le modèle sous-estime le relargage de CVM pour les températures plus élevées.

Les outils d’analyse
Il n’existe à ce jour aucune méthode normalisée décrivant l’analyse du CVM dans l’eau. Les deux approches classiques pour l’analyse des composés volatiles dans l’eau sont l’espace de tête statique (HS ou Head-Space) ou dynamique (Purge-and-Trap et variantes). La méthode d’espace de tête statique consiste à réaliser un équilibre entre les COV d’un échantillon d’eau placé dans un flacon serti et un volume d’air aménagé au-dessus du liquide. Une fraction de l’espace de tête est ensuite injectée dans la colonne de chromatographie. La méthode développée pour cette étude est simple à mettre en oeuvre et couvre la gamme de 0,5 µg/L à 25 µg/L. La méthode de l’espace de tête dynamique adaptée pour cette étude consiste à entraîner, par un flux de gaz, la totalité de l’espace de tête sur un piège adsorbant puis à réaliser une désorption thermique avant l’injection dans la colonne de chromatographie. Cette méthode, plus complexe à mettre en oeuvre, est par contre plus sensible que la méthode statique donc plus adaptée aux faibles teneurs de CVM dans les eaux. Elle couvre la gamme de 0,05 µg/L à 20 µg/L. Pour l’analyse du CVM dans le PVC, la méthode mise en place reprend intégralement les conditions de la norme NF EN ISO 6401 : le PVC gonfle dans un solvant adapté vers lequel migre le CVM puis un espace de tête statique est réalisé (gamme couverte de 1 à 750 mg/kg).

Les solutions alternatives
Vingt solutions décrites dans la littérature comme évitant ou corrigeant le problème de relargage de CVM dans les réseaux de distribution d'eau potable ont été analysées : polyuréthane, résine époxy, traitement filmogène, revêtement de carbonate de calcium, revêtement de ciment, latex, chauffage du PVC, sanatub, adsorption sur charbon actif, stripping en colonne, éjecteur, disque poreux, membranes hydrophobes, stripping en cascade, ozone/peroxyde d’hydrogène/irradiation UV, chlore, photocatalyse, lavage de gaz avec lit bactérien, brise jet/économiseur d’eau, carafe filtrante. Parmi ces vingt solutions, quatre à plus fort potentiel ont été sélectionnées pour la suite de l’étude de façon à mesurer leur efficacité par des essais en laboratoire ou sur pilote. Ces quatre solutions sont toutes basées sur la grande volatilité du CVM :
- 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.
- Ejecteur : il est possible d’éliminer le CVM de l’eau avec la mise en place d’un éjecteur permettant le mélange eau/air suivi d’un mécanisme de stripping. L’éjecteur a une maintenance faible et un coût énergétique nul.
- Membranes hydrophobes : l’élimination du CVM de l’eau peut 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.
- Brise jet/économiseur d’eau : l’élimination du CVM de l’eau est envisageable 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 que pour information car sa viabilité du point de vue réglementaire et commercial est très discutable.