Les analyses sont indispensables le long de la filière de production d'eau potable pour contrôler l'efficacité du traitement et pouvoir agir en conséquence. Il est en effet nécessaire d'identifier les polluants et leur concentration (analyses physico-chimiques) mais aussi leur effet toxique sur la santé (analyses biologiques). Ainsi, des tests biologiques ont été développés pour observer, en laboratoire ou sur le terrain, les effets d'une eau sur des organismes vivants (poissons, algues, bactéries…). Cette approche biologique a l'avantage d'être globale : elle permet de prendre en compte l'effet d'un mélange de polluants. Mais les tests jusqu'alors mis au point ne répondent pas aux besoins d'évaluation d'une eau en temps quasi réel, nécessaires pour surveiller une ressource utilisée pour la production d'eau potable. Un test adapté à ce type d'utilisation devrait pouvoir donner une alerte de toxicité générale, informer de la nature de l'effet biologique, être sensible (car les polluants sont généralement présents à faibles concentrations), être rapide, automatisable, simple d'utilisation et compétitif pour une utilisation de terrain.

Une nouvelle approche dédiée aux besoins opérationnels de surveillance de la qualité d'une eau a été récemment développée par VigiCell. Cette approche prévoit un système d'alerte et peut être automatisée. Les modèles biologiques sont des panels de cellules (algues unicellulaires, champignons, bactéries, levures…) apportant une diversité biologique à l'observation : toxicité générale (croissance), perturbateurs endocriniens, génotoxicité (atteinte à l’ADN), indicateurs de stress cellulaire. L'observation au niveau de la cellule permet non seulement d'obtenir une plus grande sensibilité et réactivité mais aussi de compacifier le dispositif de mesure. L'utilisation de ce test ne demande pas de compétence particulière (simple changement de cartouche et interprétation des effets cellulaires automatisée) et les modèles biologiques utilisés sont relativement simples pour pouvoir être standardisés et produits industriellement.

La première phase de l'étude (2011) a permis de mettre en œuvre et de valider un nouveau panel de bio-essais (VigiWatertm) proposé par VigiCell et adapté à l'évaluation de la qualité de l'eau le long d'une filière de potabilisation traitant des eaux superficielles. L’usine de production d’eau potable choisie pour les essais est l’usine du Drezet (4800 m3/h), située sur la commune de Férel dans le Morbihan et prélevant dans la Vilaine au niveau de son embouchure (proche du barrage d’Arzal). La filière est de type classique : préozonation, clarification, interozonation, affinage sur CAG et chloration. Les échantillons ont été prélevés de mars à novembre 2011 sur l’eau brute, sur l’eau en sortie de filtre à sable et en sortie de filtre à CAG.

Les résultats ont montré que VigiWatertm, grâce à la multiplicité des organismes cibles, permet d'évaluer la qualité de l'eau sur un large spectre d'effets :
- Au niveau de la ressource, les effets notables se traduisent notamment par un effet récurrent impactant de manière forte la croissance des champignons testés. Les variations de qualité d’eau sont perceptibles et la dégradation en période estivale est confirmée par l’exploitation des données physico-chimiques (accroissement de la concentration en herbicides, anti-épileptiques et anxiolytique).
- Au niveau de la filière, il en ressort que même si le traitement entraîne globalement une réduction importante des effets mesurés en entrée d'usine (croissance, perturbation endocrinienne, stress cellulaire, atteinte à l'ADN), ceux-ci ne sont pas totalement supprimés (effet sur la croissance des champignons notamment). Inversement, des effets dus au traitement ont été observés (stress oxydant probablement lié à l'ozone).

Il convient maintenant, à l'aide de VigiWatertm :
- De préciser l'origine et l'évolution des effets de toxicité observés dans les ressources touchées par les pesticides et les résidus médicamenteux et destinées à la production d'eau potable afin de finaliser la pertinence de l'outil pour le suivi des ressources en eau
- D'évaluer l'efficacité de Carboplus® à réduire voire éliminer les effets de toxicité observés.

Les pointes de turbidité observées sur les eaux karstiques en période de pluie peuvent être accompagnées d'une pollution due aux micropolluants (pesticides…) et le traitement conjoint de la turbidité et des micropolluants apporte une difficulté supplémentaire lors de la potabilisation des eaux. Les filières classiques pouvant être proposées (charbon actif en poudre associé à une séparation physique avale ; charbon actif en grains seule ou associé à une clarification amont) présentent toutes des limites de performances liées à la présence des pics de pollution.

Le procédé Carboplus® a déjà été validé pour l'élimination des pesticides. Le principe consiste à mettre l'eau en contact avec une grande masse de charbon actif fluidisé et renouvelé en continu. La fluidisation du charbon, obtenue par une alimentation du réacteur en eau brute par un flux ascendant, permet, avec une granulométrie adaptée, d'obtenir un procédé compact et simple, le contact et la séparation étant dans le même ouvrage sans ajout de réactif. Le renouvellement en continu du charbon, à partir d’apports réguliers en charbon neuf couplés à des soutirages de quantités équivalentes de charbon usagé, permet d'optimiser ses performances avec possibilité d’adapter les doses de charbon neuf aux niveaux de pollution de l’eau brute. Il n’y a donc pas de saturation progressive du charbon et fuite prématurée de polluant en cas de changement de qualité d’eau. Le procédé Carboplus® se décline sous deux formes : le Carboplus® G qui utilise du charbon actif en grains et qui est destiné au traitement d’eaux souterraines et de surface à faible pollution organique, et le Carboplus® P qui utilise du charbon actif en poudre et dont l’application est possible sur tout type d’eau.

En 2009-2010, un pilote Carboplus® G a été installé sur le site des Ormes (Yonne) qui est caractérisé à la fois par des pics de turbidité et des pics conjoints de pesticides. Le débit d’alimentation du pilote est de 3,2 m3/h et le taux de renouvellement du charbon est de 5 g/m3. Hormis le cas particulier de l’élimination du glyphosate et de l’AMPA pour lesquels une injection de chlorure ferrique est nécessaire en complément du charbon, les performances du procédé vis-à-vis de l’élimination des pesticides sont confirmées en présence de pics de turbidité. Cependant, la turbidité n'est pas éliminée. Donc non seulement l’eau produite ne respecte pas les normes de turbidité mais en plus les matières en suspension accumulées dans le réacteur nuisent au bon fonctionnement du procédé en créant des chemins préférentiels. Un lavage régulier optimisé est alors à prévoir pour conserver les bonnes performances d’élimination des micropolluants.

L'objectif de cette étude est de valider l'association de Carboplus® G avec une filtration membranaire à l'aval pour éliminer conjointement les pesticides et la turbidité. L'étude doit aussi permettre de donner les premiers éléments pour l'agrément du procédé.

Les membranes utilisées sont des nouvelles membranes d'ultrafiltration (UF120 de chez Polymem) dont la nature (polysulfone) et le coût (50 % moins cher) sont des atouts pour envisager une application pour les petites collectivités. Ces membranes sont des fibres creuses qui ont par sécurité une double peau et dont le sens de filtration est de type out-in. Les modules industriels sont très compacts avec des surfaces de filtration très importantes et sont agréés. Le préfiltre installé en protection de la membrane a un seuil de coupure de 130 µm. Les résultats montrent que l’ultrafiltration est efficace pour réduire la turbidité même en période de pointe.

L’étude se poursuit pour finaliser l’optimisation du traitement combiné Carboplus® G/ultrafiltration (notamment les lavages du Carboplus® G et des membranes) et tester :
- un nouveau charbon actif micrograin de chez Chemviron mieux adapté aux petites unités de production d’eau potable,
- l’efficacité de l’injection de charbon à l’aide d’un hydroéjecteur.

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 d'une nouvelle génération de membrane fibres creuses (HFs, HFc et HFe de Pentair, anciennement NORIT), récemment agréées en octobre 2011, rend maintenant cette approche complètement accessible en potabilisation puisque ces nouvelles membranes NF sont issues de la même technologie (avec un seuil de coupure plus faible) 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.

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. Deux des membranes Pentair seront testées à l’échelle pilote : HFc pour l’abattement de la matière organique et HFe pour l’abattement des perturbateurs endocriniens. Les résultats devront permettre d'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 négociation de l'accord partenarial entre la SAUR et le fournisseur des nouvelles membranes ainsi qu’à la conception, réalisation et mise en route du pilote. Le pilote est alimenté par une eau superficielle et est constitué d’un préfiltre de 300 µm, d’une cuve de stockage de l’eau préfiltrée de 1,5 m3 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. Le débit d’alimentation est compris entre 0,8 m3/h et 1,5 m3/h sous 9 bars au maximum. L’alimentation 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 et l’autre partie du flux est en partie purgée et en partie réacheminée vers le circuit d’alimentation. 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. L’eau du perméat peut aussi être utilisée pour des contre-lavages (rétrolavages). La technique de lavage la plus recommandée par Pentair est celle du forward flush, étape durant laquelle l’eau brute préfiltrée est injectée avec de l’air dans le circuit principal afin de décoller le gâteau de filtration.

Le pilote de nanofiltration est géré au moyen du logiciel ViCA (Visual Control Assistant) développé par Pentair. Ce logiciel a plusieurs fonctions :
- visualisation du pilote et de l’état de fonctionnement de chacun des éléments (pompes, vannes, capteurs)
- programmation et lancement des séquences (filtration, lavage, vidange...)
- affichage des valeurs mesurées par les capteurs et des valeurs calculées
- en cas de dysfonctionnement, identification de l’origine des alarmes.

La deuxième partie de l'étude prévoit les essais sur pilote pour :
- étudier les performances de cette nouvelle technologie membranaire vis-à-vis de l'élimination des MES, de la matière
organique et des micropolluants,
- optimiser les conditions de fonctionnement,
- prendre en compte le traitement des concentrats.

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

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

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

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

Les résultats, décrits dans ce rapport final, montrent que, dans les conditions testées correspondant à des conditions de terrain :
- les nettoyages chimique et hydrodynamique et le couplage des deux pour l’élimination de la biomasse fixée présentent tous une efficacité limitée,
- les particules virales associées au biofilm sont éliminées dans la même proportion que les bactéries,
- le biofilm non arraché présente une forte proportion de structure cellulaire parfaitement intègre et une viabilité non affectée,
- après nettoyage, un étalement du biofilm non arraché est observé sur la surface du matériau et la cohésion de ce biofilm est légèrement plus élevée qu’avant traitement,
- la recolonisation est très rapide, dès la remise en eau du réseau et le retour à l’état initial en terme de biomasse nécessite 2 à 3 semaines.

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

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

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

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

Les résultats, décrits dans ce rapport intermédiaire, portent sur le transport et le transfert pariétal des particules virales en réseau de distribution d’eau ainsi que sur l’estimation de leur concentration résiduelle. L’approche théorique pour établir l’évolution de la concentration résiduelle d’une injection ponctuelle de virus à l’entrée d’un écoulement établi est relativement complexe. En effet, la solution englobant tous les mécanismes relatifs à la convection, la diffusion axiale, la dispersion et la rétention n’est pas accessible analytiquement. Une approche plus simple, limitée à la prise en compte de la convection et de la rétention, existe cependant. Elle a permis de déterminer les concentrations résiduelles pour les deux phages QB et GA grâce aux données des expériences réalisées avec le disque tournant et qui ont permis d’établir les coefficients de transfert (de l’écoulement vers la paroi et de la paroi vers l’écoulement) pour les 2 phages.

Les résultats ont montré que lors d’une contamination accidentelle du réseau par les virus, la concentration résiduelle dans l’écoulement augmente avec le diamètre et avec la vitesse débitante ce qui permet de conclure que la concentration résiduelle augmente avec le débit.

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

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

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

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

Les résultats, décrits dans ce rapport intermédiaire, portent sur :
- les essais de nettoyage hydrodynamique et/ou chloration de surfaces contaminées par des virus modèles,
- l’efficacité d’un nettoyage hydrodynamique en présence ou non de chlore sur un biofilm d’eau potable et re-colonisation post-nettoyage.

Les résultats obtenus sur les virus modèles montrent que les bactériophages adhérés sur le biofilm ont bénéficié d’un effet protecteur vis-à-vis de l’action du chlore puisqu’ils sont altérés au moins trente fois moins rapidement que les bactériophages en suspension dans l’eau. Le phage qui semble être le plus résistant à l’action du chlore et qui est aussi celui qui adhère en moins grande quantité au biofilm par rapport aux deux autres phages est le phage MS2. Le nettoyage hydrodynamique, testé dans des conditions représentant au plus près les conditions de terrain, n’a pas montré d’efficacité significative pour les virus adhérés au biofilm et semble encore moins efficace que la chloration. En conclusion, des particules virales infectieuses peuvent donc persister au sein du biofilm et être potentiellement relarguées dans l’eau lors de l’érosion naturelle de ce dernier.

Les résultats obtenus sur la biomasse du biofilm montrent que la chloration modifie de façon transitoire les populations bactériennes à la faveur des y-protéobactéries (population moins sensible à l’action du chlore) et n’améliore que légèrement le nettoyage hydrodynamique. L’application du couple “chloration-nettoyage hydrodynamique” conduit a un double effet se traduisant par une “fragilisation/modification” des dépôts avec élimination partielle par le flux d’eau et une “altération/oxydation” intracellulaire des bactéries fixées sans détachement du biofilm. Par ailleurs, le nettoyage hydrodynamique, qui n’entraîne qu’un arrachage limité du biofilm, modifie son architecture puisque les amas sont aplatis. La recolonisation des surfaces après nettoyage est rapide et mesurable dès les premières 24 heures et le biofilm ainsi recolonisé est essentiellement composé de B-protéobactéries.

La présence de matière organique (MO) résiduelle dans l'eau réagit, en fin de filière de production d’eau potable, 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. Il y a peu de publication de travaux sur les halophénols dans la littérature et encore moins sur les halophénols iodés qui sont pourtant référencés comme étant largement plus dangereux pour la santé que les composés chlorés ou bromés.

L'objectif du projet est d'évaluer la problématique liée aux halophénols en utilisant la démarche suivante :
- définir les périodes à risque (apparition de précurseurs d'halophénols dans la ressource en fonction des saisons),
- déterminer en laboratoire leur devenir après chloration (formation de sous-produits chlorés, iodés et bromés),
- évaluer les performances en laboratoire et sur site de différents traitements (floculation/décantation, ozonation, filtration sur charbon actif en grains, filtration membranaire),
- délivrer des consignes d'exploitation adaptées.

Afin d'évaluer la fréquence et le niveau d'apparition des précurseurs d'halophénols, la première année de l'étude a été consacrée au suivi de cinq ressources différentes utilisées pour la production d'eau potable : 3 sites normands (La Sienne/rivière, La Vire/rivière et Saint-Lô/barrage) et 2 sites bretons (Rophémel/barrage et Les Gatineaux/barrage).

Les résultats acquis au cours de cette première année montrent que les précurseurs d’halophénols (matière organique) sont bien présents et de façon récurrente dans les ressources échantillonnées. Après chloration des échantillons, les sous-produits sont retrouvés systématiquement avec, par ordre de concentrations décroissantes les trihalométhanes, les acides haloacétiques et les halophénols. 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.

En terme de caractérisation des fractions de matière organique responsables de la formation de sous-produits de chloration, les résultats ont montré que les précurseurs de THMs et de HAAs sont essentiellement composés de molécules de petite taille alors que les précurseurs d’halophénols sont majoritairement dans des classes de taille plus grande. Le fractionnement de la matière organique est obtenu par des membranes planes d’ultrafiltration.

En terme d’estimation du risque que représente la ressource (présence de précurseurs), les essais ont montré que la simple mesure du COT et de l’UV à 254 nm est insuffisante. Une mesure UV plus spécifique semble nécessaire et sera évaluée dans la suite de l’étude.

En terme de risques encourus par le consommateur, les prélèvements effectués sur la filière de traitement tendent à montrer une élimination totale des précurseurs en sortie de l’étape de décantation. Cette étape sera donc suivie de façon plus approfondie dans la suite de l’étude.

En terme d’analyse, des essais de mise au point de complément analytique ont été menés pour prendre en compte les phénols iodés et tenter d'identifier des sous-produits encore aujourd'hui inconnus et dont la part est importante. L’application de cette méthode a permis d’estimer la présence de 2,4,6 triiodo-phénol à 18 ng/L pour le site de Rophémel. Par ailleurs, la présence de THMs iodés a également été observée soulignant les possibilités de réaction de l’iode avec la matière organique. Il paraît important d’optimiser les conditions expérimentales des méthodes d’extraction/concentration (volume d’extraction, solvants...) afin d’élargir le spectres des réponses obtenues depuis les composés volatils jusqu’aux non volatils et des polaires aux non-polaires.

Les analyses sont indispensables le long de la filière de production d'eau potable pour contrôler l'efficacité du traitement et pouvoir agir en conséquence. Il est en effet nécessaire d'identifier les polluants et leur concentration (analyses physico-chimiques) mais aussi leur effet toxique sur la santé (analyses biologiques). Ainsi, des tests biologiques ont été développés pour observer, en laboratoire ou sur le terrain, les effets d'une eau sur des organismes vivants (poisson, algue, bactérie…). Cette approche biologique a l'avantage d'être globale : elle permet de prendre en compte l'effet d'un mélange de polluants. Mais les tests jusqu'alors mis au point ne répondent pas aux besoins d'évaluation d'une eau en temps quasi réel nécessaires pour surveiller une ressource utilisée pour la production d'eau potable. Un test adapté à ce type d'utilisation devrait pouvoir : donner une alerte de toxicité générale, informer de la nature de l'effet biologique, être sensible car les polluants sont généralement présents à faible concentration, être rapide, automatisable, simple d'utilisation et compétitif pour une utilisation de terrain.

Une nouvelle approche dédiée aux besoins opérationnels de surveillance de la qualité d'une eau a été récemment développée par VigiCell et nommée VigiWatertm. Cette approche prévoit un système d'alerte et peut être automatisée. Les modèles biologiques sont des panels de cellules (algues unicellulaires, champignons, bactéries, levures…) apportant une diversité biologique à l'observation. L'observation au niveau de la cellule permet non seulement d'obtenir de plus grandes sensibilité et réactivité mais aussi de compacifier le dispositif de mesure. L'utilisation de ce test ne demande pas de compétence particulière (simple changement de cartouche et interprétation des effets cellulaires automatisée) et les modèles biologiques utilisés sont relativement simples pour pouvoir être standardisés et produits industriellement. La sensibilité du modèle VigiCell a déjà pu être validée sur un échantillonnage ponctuel réalisé sur une filière de traitement.

L'objectif de l'étude est donc d'adapter ce test biologique au suivi de la qualité de l'eau sur les filières de production d'eau potable. La variabilité de la mesure dans le temps sera évaluée et la sensibilité sera affinée en testant plusieurs types de micro-organismes. Les mesures biologiques seront combinées à des mesures physico-chimiques pour aider à la compréhension des mécanismes mis en jeu. La filière de traitement sera choisie pour les essais en fonction de la présence de pesticides et de résidus médicamenteux sur le site.

Le choix du site de l’étude s’est porté sur l’usine du Drézet (4800 m3/h) située sur la commune de Férel dans le Morbihan. Cette usine s’alimente dans La Vilaine au niveau de son embouchure (proche du barrage d’Arzal). La filière est de type classique : prétraitement, clarification, affinage sur charbon actif en grains (CAG).

VigiWatertm est une approche basée sur l’établissement d’un profil d’impact sur le vivant. Ce profil est constitué de cinq panels de tests biologiques complémentaires entre eux et correspondant à différents types d’impact :
- Toxicité générale (tests de croissance sur des bactéries, champignons, algues)
- Perturbateurs endocriniens (tests d’effets oestrogéniques, androgéniques et thyroïdiens sur des cellules humaines)
- Génotoxicité (tests de l’atteinte à l’ADN sur des levures)
- Indicateurs de stress cellulaire (tests de la viabilité, du stress oxydant, du stress membranaire, du stress métallique sur des bactéries et tests de la photosynthèse et phototaxie sur des algues)
- Panel métaux
Les différents tests constituant chaque panel permettent de produire un ensemble d’informations en relation avec le type d’impact concerné.

Les résultats montrent que les variations de qualité de l’eau de La Vilaine sont perceptibles par les tests biologiques : d’un point de vue global, les modèles biologiques permettent d’observer une dégradation de la qualité de l’eau en période estivale et l’exploitation des données physico-chimiques confirme cette observation (accroissement de la concentration en herbicides, anti-épileptique et anxiolytique).

Les tests réalisés sur l’eau de La Vilaine montrent aussi que les principaux effets sont issus du panel “toxicité générale”. Cette observation suggère que les différents polluants contenus dans les échantillons seraient insuffisants pour générer des effets ciblés visibles au niveau cellulaire mais suffisants pour induire une modification de la dynamique générale du développement cellulaire. L’effet le plus notable est un effet récurrent impactant de manière forte la croissance d’un des champignons utilisés comme modèle biologique (Mycospherella). Cet effet est très peu modifié par la filière de traitement remettant ainsi en cause son efficacité dans ce cas précis.

La suite de l’étude prévoit de refaire le profil de La Vilaine pour confirmer l’effet “champignon” et de tester Carboplus P® pour évaluer si son efficacité est plus élevée que le CAG en place sur l’usine testée vis-à-vis de l’élimination de cet effet “champignon”.

Depuis quelques années, des alertes ont été publiées sur la présence, dans les eaux, de molécules qui reproduisent, lors de leur absorption par la faune environnante, l'action des hormones ou en modifient l'activité. Ces molécules, qui sont dénommées "modulateurs” ou “perturbateurs” endocriniens, peuvent de ce fait augmenter ou au contraire inhiber l'action des hormones naturelles des organismes. Elles sont donc à l'origine de perturbations du développement et de la reproduction. Sur l'homme, elles sont également suspectées être responsables de la formation de certains cancers hormonodépendants (sein, testicules, prostate).

Parmi les composés concernés se retrouvent les molécules hormonales naturelles et celles utilisées dans les contraceptifs oraux et dans la prévention des troubles liés à la ménopause. En complément, d'autres micropolluants classiquement retrouvés dans les eaux sont clairement responsables d'effets plus ou moins importants comme les pesticides organochlorés, les triazines, les alkylphénols, les polychlorobiphényls, les phtalates, etc.

Dans le cadre de la surveillance de la qualité des eaux naturelles mais aussi dans le cadre de l'optimisation de l'efficacité des filières de production d'eau potable vis-à-vis des perturbateurs endocriniens, il est nécessaire de développer un protocole d'évaluation rapide, fiable, peu onéreux, sensible et pouvant être automatisé. Les cultures cellulaires, utilisées jusqu'alors dans les tests in vitro, ne se prêtent pas à un système automatisable, compte tenu de la lourdeur de leur entretien, de leur fragilité, de leur demande importante en main d'œuvre, du délai relativement important de réponse et de leur coût. Les systèmes in vivo ne permettent pas de décrire les mécanismes d’action et sont encore plus lourds car ils nécessitent d'entretenir des élevages. Il existe bien quelques exemples de systèmes automatisés avec des poissons mais plutôt dans le domaine de la toxicité aiguë. Il est donc intéressant de tenter de développer un outil basé sur un protocole analytique biochimique et donnant une réponse sur la perturbation de différents types de récepteurs hormonaux en contact avec divers perturbateurs endocriniens. L'avantage de ce type d'outil serait d'éviter l'utilisation de matériel "vivant" (cellules, levures ou animal) ce qui permettrait entre autres de progresser dans la possibilité de mettre ce genre d'analyses entre des mains moins expertes.

L'objectif du projet est donc de développer un outil biochimique d'aide à la gestion des installations de production d'eau potable, donnant une réponse sur la perturbation de différents types de récepteurs hormonaux en contact avec des polluants à effets interférents. Cet outil devra être simple, automatisable, rapide, sensible et répondre à une large gamme de composés perturbateurs évitant ainsi la multiplication des essais en parallèle et le surcoût analytique des méthodes chromatographiques.

L’outil biochimique est basé sur l’évaluation de la perturbation, par des polluants, des différents types de récepteurs hormonaux en utilisant un signal de polarisation de fluorescence. La polarisation de la fluorescence retranscrit le recrutement ou le relargage, par le récepteur, des protéines régulatrices du système hormonal. Ces protéines régulatrices de petite taille, marquées au préalable par un fluorophore, sont très mobiles lorsqu’elle sont libres en solution (création d’une forte dépolarisation de la lumière émise par le fluorophore) et moins mobiles lorsqu’elles sont liées à une macromolécule comme le récepteur (polarisation de la lumière diffusée donc absence de signal). Lorsque l’hormone naturelle se fixe sur le récepteur, elle induit une modification de la configuration stérique de ce récepteur qui favorise le recrutement des protéines régulatrices (appelées co-activateurs) au détriment des protéines régulatrices (appelées co-répresseurs) qui sont alors relarguées. Ce mécanisme entraîne une modification du signal de polarisation de la fluorescence. Lorsqu’un polluant perturbateur endocrinien se fixe sur le récepteur à la place de l’hormone naturelle, il modifie le fonctionnement normal de recrutement/relargage des protéines régulatrices (accentuation ou inhibition ou effet inverse) et le test permet, par la réponse de la polarisation de fluorescence, d’identifier le mécanisme qui se produit alors (relargage du co-répresseur en absence de l’hormone naturelle, recrutement du co-activateur en absence de l’hormone naturelle, relargage du co-activateur en présence de l’hormone naturelle...).

La première phase de l'étude a permis la construction du test par la production et la purification des éléments biochimiques nécessaires à son fonctionnement ainsi que par l’optimisation des concentrations de chaque élément. Ce travail a été réalisé pour un récepteur hormonal thyroïdien et un récepteur qui répond à un spectre plus large de polluants. Puis différents polluants ont été testés sur l’un et/ou l’autre des deux récepteurs : TBBPA (tétrabromobisphénol-A) et pentachlorophénol (PCP) qui sont des perturbateurs thyroïdiens ; nonylphénol linéaire (4nNP) et bisphénol-A qui sont des perturbateurs oestrogéniques et faiblement thyroïdiens. Les résultats obtenus lors de l’analyse de produits purs dans une matrice sans interférence (eau synthétique) ont été très encourageants dans le cas du récepteur thyroïdien : le test permet la mesure fiable des interactions entre des perturbateurs endocriniens et les récepteurs hormonaux. Les résultats sont par contre moins concluants pour l’autre récepteur qui sera donc abandonné (réponse pas assez sensible).

La seconde phase de l’étude prévoyait la mise au point du test avec un troisième récepteur (cette fois-ci oestrogénique) et une validation sur des échantillons réels de la région parisienne. Cependant, l’étude a été arrêtée prématurément car les résultats ont montré que le mode de détection par fluorescence utilisé par le test biochimique est confronté à des interférences liées à un phénomène d’autofluorescence produite par la matrice environnementale. En conséquence, il pourrait être envisagé de réorienter le programme de recherche en utilisant une détection par mesure de luminescence ce qui impliquerait le changement total de la nature des réactifs utilisés et l’étude de la possibilité de fixer sur les co-facteurs des éléments capables de générer une protéine active de type luciférine.

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 (notamment les 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 en investigant trois axes :
- l’évaluation des performances des méthodes d'analyse existantes et proposition d'améliorations éventuelles,
- la détermination du niveau de traitement nécessaire pour éviter les problèmes de goût et d'odeurs (définition du seuil de détection gustative et olfactive),
- l’évaluation des performances des procédés conventionnels de traitement (stripping, charbon actif, oxydation avancée) et proposition éventuelle de technologies innovantes (biodégradation, pervaporation).

Une analyse bibliographique a été réalisée pour recenser les principales techniques de traitement du MTBE existant à ce jour et utilisées aux USA :
- le processus de stripping par l’air (air stripping) est le processus le plus populaire qui présente le meilleur rapport coût/efficacité, même lorsque le ratio air/eau nécessaire est élevé en raison de la faible volatilité du MTBE. Cette technique fait appel à des colonnes à garnissage vrac.
- La filtration sur charbon actif en grains (CAG) n’est pas une solution efficace (mauvaise adsorption en raison de la forte polarité du MTBE et percée rapide entraînant des coûts d’exploitation élevés). Pour des débits élevés à traiter et des concentrations en MTBE importantes, cette technique est alors, lorsqu’elle est utilisée, principalement installée en aval du processus d’air stripping, comme phase d’affinage.
- Les procédés d’oxydation avancée (AOP) qui utilisent les associations ozone/peroxyde d’hydrogène, UV/peroxyde d’hydrogène ou UV/ozone, se sont avérés efficaces pour éliminer les composés oxygénés, mais seuls des essais à l’échelle du laboratoire ou au stade pilote ont été effectués. Toutefois, les dépenses en immobilisations et les frais d’exploitation liés à ce type de procédé devraient être largement supérieurs à ceux de l’air stripping, voire même de la filtration sur CAG.

Le retour d’expérience sur les travaux, réalisés sur site industriel suite à la pollution détectée en 2009 en France (mise en évidence de mauvais goûts d’ether/solvant dans les eaux distribuées et détection d’ETBE dans la ressource), a confirmé l’analyse bibliographique soit une faible efficacité de la filtration sur CAG avec une meilleure performance pour les charbons à base de houille par rapport à ceux à base de coco et une bonne performance du stripping avec un coût d’installation et d’exploitation raisonnable. La possibilité d’un recours aux traitements membranaires (nanofiltration, osmose inverse) a également été mis en évidence sous réserve que leur mises en oeuvre ne soient pas uniquement motivées par l’élimination de l’ETBE ou du MTBE au regard de leurs forts coûts d’investissement et surtout d’exploitation.

Une étude pilote a été réalisée aux USA pour tester une technologie innovante de traitement du MTBE et de l’ETBE par membrane hydrophobe (pervaporation alliant stripping et membrane). Cette technologie, baptisée Liqui-Cel et dont le fabricant est Membrana-Charlotte, utilise une membrane en polypropylène pour éliminer les gaz dissous de l’eau. Les deux séries d’expériences menées ont montré que pour obtenir de bonnes performances, les membranes doivent être placées en série et pour obtenir un débit suffisant, elles doivent également être mises en parallèle. Ce procédé est plus compact qu’une tour de stripping mais aussi plus cher.