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 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 très 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 d’animaux traités par les antibiotiques puissent se répandre dans l'environnement par épandage de lisier et/ou par 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 en 2011-2012 avec une première campagne de mesure pour la recherche de médicaments vétérinaires et/ou humains dans les eaux naturelles et dans les eaux en cours de traitement sur le bassin Seine-Normandie.

La première campagne de mesure, menée en période hivernale, a porté sur 17 antibiotiques appartenant essentiellement aux quatre familles suivantes : sulfonamides (sulfaméthoxazole, sulfaméthazine, sulfadiméthoxine, sulfadiazine), quinolones et fluoroquinolones (ciprofloxacine, enrofloxacine, danofloxacine), tétracyclines (tétracycline, oxytétracycline, chlorotétracycline, doxycycline) , macrolides (erythromycine, roxythromicine, clindamycine, lincomycine, tylosine). Le trimethoprime a aussi été recherché. Les molécules indiquées en gras ci-dessus sont à usage exclusivement vétérinaire et celles soulignées sont à usage exclusivement humain. Les analyses ont été réalisées par HPLC-MS/MS après extraction liquide-solide.

Les sites de prélèvement (14) ont été choisis en fonction de la densité d’élevage (les plus fortes densités se situant dans les départements de Seine-Maritime, Orne, Manche et Calvados), du risque vis-à-vis de Cryptosporidium et en fonction de la présence d’usine de production d’eau potable :
- la rivière Sélune à Saint-Hilaire-du-Harcouet (Manche)
- la rivière Le Guerge, affluent du Couesnon, à Sacey (Manche)
- le Couesnon à l’entrée de Pontorson
- la rivière Yères (Seine-Maritime) à Sept-Meules dans le Diépois
- la rivière Andelle sur la commune de Pitres en Seine-Maritime
- la rivière Orne à May-sur-Orne en amont de Caen (Calvados)
- la rivière Eure à Luisant (Eure-et-Loir) près de Chartres (futur site de réalimentation de nappe)
- la rivière Avre, au niveau de la station hydrologique de Muzy (Eure), peu avant sa confluence avec la rivière Eure (le bassin versant de l’Avre comporte un effectif bovin et porcin non négligeable et un élevage de volailles important)
- la rivière Louette, affluent de la Juine, située dans l’Essonne (élevage peu important mais filière de traitement de l’usine de production d’eau potable comportant une flottation)
- la Seine (Troyes amont, confluence Oise/Andresy, Les Andelys, Heurteauville (Seine-Maritime)
- un forage sur la côte de Nacre dans le Calvados situé dans une zone à faible densité d’élevage
- des usines de production d’eau potable : “Rouen” qui traite une ressource contaminée par les Cryptosporidium 100 % du temps et Giardia 80 % du temps, Paris amont et Paris aval (4 sites).

Les conclusions qui se dégagent de cette première campagne de mesure sont les suivantes :
- une grande diversité d’antibiotiques est détectée dans les cours d’eau quelle que soit leur taille (du ruisseau au fleuve) : les composés majoritaires et les plus ubiquistes semblent être les fluoroquinolones, d’autres antibiotiques peuvent être détectés en concentration élevée mais ponctuelle (tylosine, trimethoprime, roxithromycine), les sulfonamides et les tétracyclines ont été retrouvés en concentration moyenne (45-60 ng/L) sur divers sites,
- les concentrations les plus fortes d’antibiotiques (100-500 ng/L) sont retrouvées dans les rivières traversant des zones où la densité d’élevage est la plus importante (Le Guerge, La Sélune, Le Couesnon),
- des antibiotiques vétérinaires (sulfonamides) ont été retrouvés dans l’eau souterraine échantillonnée,
- 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 efficace,
- sur les quatre eaux de refoulement testées, trois d’entre elles ont montré la présence de un à trois antibiotiques, avec un niveau maximal (total) de 0,15-0,16 µg/L (ces antibiotiques feront l’objet d’une étude de risque dans la suite du projet).

Pour fiabiliser la gestion des usines de production d'eau potable (UPEP), il est indispensable de connaître en temps réel la qualité bactériologique de l'eau. Actuellement, le suivi en continu dans les stations d'alerte ne concerne que des paramètres physico-chimiques (redox, pH, conductivité, turbidité, COT, etc.), les analyses bactériologiques étant réalisées en laboratoire avec des délais importants (de 18 à 36 heures) et des contraintes liées au prélèvement et au transport de l’échantillon. Des appareils de mesure en continu de l'aspect microbiologique ont pourtant été étudiés il y a quelques années (COLILERT et COLITRACK) mais n'ont pas donné satisfaction au niveau fiabilité. Aujourd'hui, les méthodes d'analyses enzymatiques ont évolué et sont automatisables.

L'objectif de ce projet est donc d'identifier et de valider, parmi les outils disponibles, un système d'alerte in situ et en temps réel permettant d'évaluer la dégradation de la qualité microbiologique de l'eau. Ce système devra pouvoir à terme être intégré dans un module permettant la télétransmission des données pour disposer d’un enregistrement et de la connaissance de l’historique des données. L'étude prévoit dans cette phase de réaliser un état de l'art sur les systèmes de mesure en continu existants afin de sélectionner le plus pertinent pour des essais ultérieurs.

Bien que des progrès significatifs aient été accomplis ces dernières années, la détection spécifique de micro-organismes, soit dans de très faibles concentrations ou dans une matrice complexe reste une tâche difficile, surtout si une surveillance en ligne est visée. L’utilisation des analyseurs identifiés dans le cadre de cette étude doit être considérée de façon similaire à celle des capteurs physico-chimiques en vue d’une alerte précoce de toute variation de la qualité bactériologique de l’eau et non comme une substitution de l’analyse traditionnelle et réglementaire de la qualité bactériologique de l’eau.

Différents analyseurs ont été identifiés pouvant être classés en deux catégories :
- Les analyseurs peu spécifiques, basés sur l’ATPmétrie, le comptage de particules, la mesure Tryptophane (acide aminé) permettant de rendre compte d’une dégradation de la qualité microbiologique globale.
- Les analyseurs plus spécifiques (COLILERT 3000, COLIFAST, COLIGUARD, LUMINOS-On-Line) des indicateurs de contamination fécale (coliformes et E. coli), basés sur des approches enzymatiques. Le principe de l’approche enzymatique repose sur l’utilisation d’un substrat spécifique qui est hydrolysé par l’enzyme specifique de la bactérie cible provoquant ainsi la production d’un composé fluorescent. La mesure de fluorescence est proportionnelle à la quantité de bactéries cibles présentant l’activité enzymatique.

La comparaison des analyseurs identifiés a mis en évidence que ceux basés sur la mesure d’activité enzymatique B-galactosidase ou B-glucuronidase (respectivement spécifique aux coliformes et E. coli) semblent être les plus appropriés à ce jour et notamment, l’analyseur COLIGUARD (société MB online, Autriche). En effet, l’avantage de cet appareil est son automatisation complète, du prélèvement à l’interprétation du signal fluorimétrique qui est converti en équivalent E. coli/100 ml, et la transmission des données. Un autre de ses avantages est son autonomie de 1 à 3 mois (selon la fréquence d’analyse) sans maintenance ou intervention humaine. Contrairement aux COLILERT et COLIFAST, il réalise une détection fluorimétrique directe, sans incubation en milieu de culture. Cette approche, brevetée en 2007, permet une détection beaucoup plus rapide (2 heures) et le positionne donc pour des applications d’alertes rapides. Un cycle de décontamination d’une durée de 2 heures est systématiquement réalisé entre chaque échantillon analysé afin de prévenir le risque de faux positif. Il peut être installé aussi bien à l’intérieur qu’à l’extérieur. Son coût est de 39 à 42 K€ et le fabricant annonce une limite de détection de 1 E. coli.

Bien que peu de retours d’expérience aient été publiés dans la littérature, le COLIGUARD commence à être implanté pour différentes applications (eaux souterraines, eaux de rivière, eau potable) dans divers pays d’Europe : Autriche, Allemagne, Slovénie, Danemark, Hollande.

Afin de valider l’applicabilité du COLIGUARD en conditions réelles, le pourcentage de détection de “faux-positifs” lié à des activités enzymatiques non spécifiques ou des bruits de fond de fluorescence (causés par des algues par exemple) devra être documenté.

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) 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 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-amibiens 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 en 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. La troisième partie consistera à réaliser des essais à l'échelle pilote reproduisant une filtration sur CAG et un réseau de distribution en PE ou PVC. Enfin, la quatrième partie permettra d’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 d’obtenir les informations suivantes :
- les amibes sont présentes dans tous les milieux de l’environnement (air et eau, milieu naturel ou artificiel),
- leur prévalence et leur concentration sont souvent liées au niveau de matière organique de l’eau,
- grâce à leur capacité à s’enkyster, les amibes sont très résistantes à la désinfection conventionnelle appliquée dans le traitement de l’eau et par conséquent, elles peuvent se retrouver dans l’eau traitée quels que soient l’origine de l’eau brute et les procédés de traitement appliqués,
- la recroissance des amibes peut se dérouler dans les réseaux publics de distribution mais aussi dans les réseaux intérieurs,
- certaines amibes peuvent agir comme des hôtes pour certaines bactéries favorisant ainsi leur protection et leur diffusion dans les réseaux ; le pouvoir pathogène de ces bactéries est encore inconnu mais la prévention du risque exige un meilleur contrôle donc une meilleure connaissance des amibes dans les systèmes de production et de distribution d’eau potable,
- les résultats des essais de traitement biocides sont controversés,
- peu de données sont disponibles sur le phénomène d’enkystement/désenkystement surtout au niveau biochimique.

Des stratégies innovantes (enzymes, produit à base d’acide peracétique et d’adazone) d’élimination des amibes et bactéries intra-amibiennes associées ont été sélectionnées à partir des données bibliographiques pour les tests en laboratoire. L’hypochlorite de sodium, produit classique en traitement de l’eau, a aussi été testé mais à des doses bien supérieures à celles utilisées en désinfection finale. Les amibes retenues pour les expériences 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 premiers résultats des essais de désinfection semblent montrer une réelle efficacité des biocides oxydants (hypochlorite de sodium et réactif peracétique). Par contre, les traitements par voie enzymatique montrent une efficacité réduite sur la cultivabilité des amibes.

L’étude se poursuit pour confirmer et compléter les premiers résultats obtenus en laboratoire puis pour obtenir des résultats sur pilote.

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" 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 genre 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 sera de tenter d'apporter des réponses aux nombreuses questions liées à ce phénomène : la désinfection aux taux habituel 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 démontrent que l’état viable non cultivable observé lors de la mise en culture sur milieu de culture standard est dû à un stress oxydant généré par le milieu 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 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.

L’étude se poursuit pour évaluer la virulence et l’infectiosité de L. pneumophila avant et après désinfection.

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" 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 genre 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 sera de tenter d'apporter des réponses aux nombreuses questions liées à ce phénomène : la désinfection aux taux habituel 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.

L’étude se poursuit par des essais en laboratoire qui utiliseront des souches bactériennes de Legionella, Mycobacterium et Parachlamydia, isolées au cours de projets précédents à partir d'usines de production d'eau potable ou de réseaux de distribution de la région parisienne. Elles seront soumises à divers degrés de stress provoqués par différents oxydants utilisés en production d'eau potable (chlore, dioxyde de chlore, ozone) puis leur infectiosité sera testée.

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

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

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

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

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

La première partie du projet (2010) a permis la réalisation de l'étude bibliographique montrant que le bisphénol A est déjà largement présent dans les eaux naturelles (via les eaux résiduaires et les décharges d’ordures ménagères) et qu’il peut être en bonne partie éliminé si les chaînes de production d’eau potable comportent des procédés d’oxydation avancée ou encore totalement éliminé par des procédés membranaires de type nanofiltration (NF). Certains charbons actifs (CA) sont également efficaces. Il serait donc dommage que ce composé soit réintroduit dans le réseau de distribution par migration à partir de matériaux plastiques et en premier lieu par des revêtements époxy.

La deuxième partie du projet a permis d’étudier en laboratoire pendant 6 mois le comportement de trois revêtements époxy neufs agréés en France, Espagne, Grande-Bretagne et Etats-Unis. La première conclusion qui s’impose est qu’il n’y a pas de relargage important de bisphénol A dans les conditions d’expérience testées représentatives des conditions réelles de terrain (rapport surface/volume, température, temps de contact, doses de désinfectants). Les trois époxy ont cependant un comportement différent puisque l’un ne diffuse pratiquement pas de bisphénol A, le deuxième en diffuse très peu de manière constante (20 à 40 ng/L) et le troisième en diffuse très peu les 15 premiers jours avec une augmentation progressive les mois suivants (jusqu’à 180 ng/L au bout de 5 mois). Ce résultat tendrait à montrer que les tests d’agrément, réalisés sur la base d’une immersion initiale d’une semaine, ne seraient pas adaptés à tous les types de matériaux.

En présence de chlore, aucune trace de bisphénol A n’est observé pour les trois époxy testés. Ce résultat confirme ceux de la littérature qui montrent que le bisphénol A est rapidement oxydé au contact d’une eau chlorée. Par contre, le 2,4,6-trichlorophénol, sous-produit de chloration du bisphénol A, est retrouvé assez fréquemment lors des trois premiers mois de test et l’arrêt du désinfectant au bout du quatrième mois induit une libération importante de ce sous-produit dans l’eau. L’hypothèse privilégiée est celle d’une pénétration d’eau chlorée à l’intérieur des époxy et une formation du 2,4,6-trichlorophénol au sein même du polymère. Un époxy qui a été en contact avec de l’eau chlorée ne doit donc pas se voir privé de résiduel suffisant de chlore (dioxyde à 0.15 mg/L ou chlore à 0.2-0.25 mg/L) sous peine de se mettre à diffuser du 2,4,6-trichlorophénol, composé pouvant induire entre autres des problèmes d’odeurs de moisi. Le phénomène de vieillissement accéléré de l’époxy observé au contact d’eaux désinfectées est plus accentué dans le cas du dioxyde de chlore.

La deuxième phase de l’étude a aussi permis de réaliser des campagnes de mesures sur des réservoirs et canalisations réhabilités avec des époxy. 27 réservoirs, dont le volume varie entre 60 et 2000 m3 et dont la réhabilitation a été réalisée entre les années 1980 jusqu’à 2010, ont alors été échantillonnés en région parisienne. Aucun d’entre eux ne révèle la présence de bisphénol ou trichlorophénol. A l’inverse, l’échantillonnage de canalisations réhabilitées par des revêtements époxy depuis le milieu des années 1990 montre souvent un relargage de bisphénol à des niveaux pouvant atteindre le µg/L. Cette différence de comportement entre les réservoirs et les canalisations peut s’expliquer par un rapport “surface/volume” et des conditions de pose plus défavorables dans le cas des canalisations. Il est donc recommandé d’abandonner la réhabilitation des canalisations par les époxy.

Le fluor n’existe pas dans l’eau à l’état libre mais sous forme de fluorures liés à d’autres ions comme le calcium, le sodium ou l’aluminium. Les fluorures de l’eau proviennent de la dissolution des roches pour les eaux souterraines et de rejets industriels pour les eaux de surface. Leur concentration peut varier de 0,01 à 0,3 mg/L dans les eaux de surface jusqu’à quelques dizaines de mg/L dans les aquifères situés essentiellement dans les zones à activités géothermiques, volcanique ou contenant des proportions importantes de phosphates.

A faible dose (0,5 mg/L), les fluorures préviennent de la carie dentaire mais deviennent néfastes lorsqu'ils sont consommés en excès car il provoque des fluoroses dentaires (de 0,9 à 1,2 mg/L) ou du squelette (de 3 à 6 mg/L). La Directive européenne 98/83/CE du 3 novembre 1998 et sa transposition en droit français par le décret n°2001-12220 du 20 décembre 2001, codifié en 2003 dans le code de la santé publique, fixe la limite de qualité des fluorures dans l’eau destinée à la consommation humaine à 1,5 mg/L. Cette limite correspond à la valeur guide établie par l’Organisation Mondiale de la Santé (OMS).

Il existe aujourd'hui quelques cas de non-conformités essentiellement dans le centre, le nord et l'ouest. Le bassin Seine-Normandie est également touché notamment dans l'Aisne et l'Essonne. Certaines collectivités ont pu régler leur problème par mélange avec une nouvelle ressource mais pour d'autres, au regard de conditions technico-économiques acceptables, il n'y a que le traitement qui est envisageable. Ces collectivités sont souvent de petite taille.

Les principes d’élimination du fluor sont connus mais les réalisations industrielles donc les retours d’expérience sont rares, ce qui limite le niveau de connaissance sur les performances des procédés ainsi que sur les conditions d’exploitation. L’objectif de l’étude est donc de présenter un état de l’art du traitement du fluor et de comparer différents procédés, en laboratoire puis à l’échelle pilote, parmi les mieux adaptés aux petites collectivités.

La recherche bibliographique a montré qu’il existe deux méthodes spécifiques d’élimination des fluorures : l’échange d’ions avec des réactifs phosphorés et l’adsorption sur alumine activée. Les méthodes non spécifiques sont quant à elles la décarbonatation, la coagulation-floculation au sulfate d’alumine, les résines échangeuses d’ions et les techniques membranaires (nanofiltration, osmose inverse et électrodialyse inverse). Parmi ces procédés, ceux faisant l’objet de réalisations industrielles sont l’alumine activée (La Rochefoucauld en Charente et Domgermain en Meurthe-et-Moselle), la décarbonatation à la chaux (essais pilote à Janville-sur-Juine dans l’Essonne), la nanofiltration (Thiadiaye au Sénégal, Mynämäki en Finlande) et l’osmose inverse (Kuivala en Finlande). Le procédé le plus utilisé est donc l’adsorption sur alumine activée mais la durée de vie assez faible du matériau ainsi que sa régénération complexe ne permettent pas son utilisation à grande échelle. En ce qui concerne les techniques de précipitation à la chaux ou à la magnésie, elles ne peuvent être utilisées que dans le cas d’une faible concentration en ions fuorures et dans le cadre d’un traitement combiné avec l’élimination de la dureté. Quant aux techniques membranaires, elle ne sont compétitives que si elles sont mises en œuvre dans le cadre d’une élimination simultanée d’un ou plusieurs paramètres spécifiques.

Les tests en laboratoire ont porté sur la coagulation aux sels d’aluminium, la décarbonatation à la chaux et l’adsorption sur alumine activée. Les trois traitements étudiés montrent des capacités à réduire la concentration en fluor dans l’eau. L’alumine activée apparaît dans un premier temps comme le traitement le plus efficace et le moins contraignant sur le plan des réactifs et de la production de boues (hors régénération).

Les essais sur pilote ont porté sur des traitements de nanofiltration et d’adsorption sur alumine activée à partir d’une eau souterraine fortement minéralisée et déferrisée avec une teneur moyenne en fluor de 1,6 mg/L :

- La nanofiltration (NF) permet une élimination complète du fluor mais l’eau produite est totalement déminéralisée. Le traitement d’une partie du débit permet alors non seulement de garantir la production d’une eau conforme à la réglementation mais aussi de retrouver une minéralisation plus appropriée avant un traitement de remise à l’équilibre (dégazage de CO2 et injection de soude). Un conditionnement de l’eau en amont de la membrane (acide sulfurique et séquestrant) est à prévoir pour éviter le colmatage en limitant le risque de précipitation des sels. La qualité des boues produites est compatible avec un renvoi en milieu naturel.

- La filtration sur alumine activée permet l’obtention d’une eau exempte de fluor dans des conditions de pH permettant d’optimiser les fréquences de régénération, étape contraignante et génératrice de flux polluant. Le traitement de la totalité du débit permettra une meilleure gestion de l’exploitation. L’eau produite est agressive et nécessite un traitement approprié combinant dégazage du CO2 et correction finale du pH à la soude. Un conditionnement de l’eau en amont de la filtration (acide sulfurique) est à prévoir pour atteindre une valeur de pH de 6,8. La qualité des boues produites n’est pas compatible avec un rejet direct dans le milieu naturel vis-à-vis du fluor et de l’aluminium.

La filtration sur alumine activée est simple à mettre en oeuvre mais sa régénération et le traitement nécessaire des rejets salins qui en découlent sont complexes et contraignants. La filtration membranaire, plus compacte et performante, mais aussi plus coûteuse en investissement et exploitation, ne dispose pas de l’agrément “procédé” sur l’élimination des fluorures.

Les dépôts organo-minéraux observés sur la paroi des réseaux d'eau potable (biofilm) représentent une salissure de quelques dizaines de microgrammes de matière organique par cm2 et de moins de 107 cellules bactériennes/cm2. La structure et l'activité de ces biofilms sont mal connues d'autant que les réseaux de distribution d'eau fonctionnent rarement en conditions stationnaires. En effet, en fonction de nombreux paramètres (qualité d'eau de la ressource, taux de chlore appliqué, interventions techniques, variation de la demande journalière…), l'état de pseudo-équilibre du réseau se trouve constamment rompu par des discontinuités tant hydraulique que biologique ou physico-chimique. Or, les travaux cités dans la littérature ne décrivent pas ces discontinuités car ils sont réalisés dans des conditions de régime hydraulique stable, de vitesse de circulation d’eau constante et avec des séquences de type “tout ou rien” dans les doses de chlore appliquées.

Influence du régime hydraulique
L’action 1 du projet Biofilm consiste à déterminer l’influence du régime hydraulique sur le biofilm en réseau d’eau potable. Une telle étude passe d’abord par la compréhension de l’évolution du biofilm dans les conditions hydrodynamiques stables et connues. Puis il est important de comprendre comment le biofilm se comporte face à des modifications du régime hydraulique ce qui permettra de mieux contrôler sa prolifération ainsi que son arrachage.

Cette phase VII-4 du programme de recherche rend compte des résultats obtenus lors du suivi de la formation de biofilm en chambre d’écoulement (un des quatre réacteurs étudiés), sous quatre gradients de vitesse différents. Quatre phases de formation ont été mises en évidence :
- Dans un premier temps (400 à 500 premières heures), la population bactérienne fixée augmente rapidement ; plus le gradient de vitesse appliqué est élevé, plus le dépôt est rapide. La taille des bactéries diminue dans le temps et leur structure s’allonge.
- Dans un deuxième temps, lorsque la population bactérienne atteint un seuil (7.106 bactéries/cm2 dans le cas de cette étude), le biofilm entre dans une phase de plateau en terme de nombre de microorganismes déposés. Au cours de cette phase, la structure du biofilm évolue d’un biofilm constitué essentiellement de bactéries isolées vers un biofilm constitué d’agrégats.
- Dans un troisième temps, la population fixée diminue fortement (entre 47 et 77 %, prédation par les amibes touchant préférentiellement les bactéries de petite taille) jusqu’à atteindre un nouvel équilibre (après environ 800 h quel que soit le gradient de vitesse appliqué).
- Enfin, dans un quatrième temps, la relation proies-prédateurs penche en faveur des bactéries et la population bactérienne augmente lentement et de façon indépendante au gradient de vitesse. Ainsi, au terme de l’expérience (50 jours), il s’avère que les gradients de vitesse n’influent pratiquement pas sur la densité bactérienne mais agissent plutôt sur la structure du biofilm : les agrégats sont plus cohésifs avec les plus forts gradients de vitesse.

La phase VII-4 du programme de recherche rend compte aussi des résultats sur la formation de biofilm en réacteur de Couette-Poiseuille avec des observations complémentaires en microscopie confocale. Une nouvelle stucture d’agrégats dit “en cheminée” a été mise en évidence. Ce type d’agrégat, allongé dans le sens de l’écoulement et fixé par une extrémité, peut mesurer jusqu’à 250 µm de longueur pour un diamètre de 10 à 30 µm. Ces structures, bien que peu nombreuses (2 à 10 par cm2), peuvent représenter une part non négligeable de la biomasse fixée (jusqu’à 106 bactéries).

Influence de chlorations discontinues
L’action 2 du projet Biofilm consiste à déterminer l’influence de chorations discontinues (eau de Javel) sur l’eau et le biofilm en réseau d’eau potable selon une séquence de dose de chlore faible (0,1 mg/L)/forte (0,4 mg/L)/faible (0,1 mg/L) et forte/faible/forte (les travaux publiés jusqu’alors ne décrivant que des discontinuités de type “tout ou rien”).

Cette phase VII-4 du programme de recherche a permis de tester plusieurs concentrations en chlore libre résiduel sur les différentes boucles du pilote du NANC.I.E. (de 0,1 à 0,4 mg Cl2/L et de 0,4 à 0,1 mg Cl2/L). Les caractéristiques physico-chimiques de l’eau et du biofilm ont été suivies (les résultats concernant les caractéristiques microbiologiques sont en cours d’obtention). Les résultats montrent que le pH, la température et la conductivité ne sont pas sensibles aux variations de concentrations en chlore. Par contre, la turbidité présente des pics transitoires notables lors de la mise en route brutale des chlorations. Ces pics sont liés à la présence de particules de fer dans l’eau pouvant provenir de petits tronçons en fonte nue situés dans les coudes des canalisations du pilote. En effet, ces tronçons présentent un aspect très corrodé. Enfin, les résultats montrent qu’une partie du chlore est consommé dans le pilote : de 0,76 à 1,1 mg/L lorsque le chlore libre résiduel appliqué est de 0,1 mg/L et de 0,83 à 1,54 mg/L lorsque le chlore libre résiduel appliqué est de 0,4 mg/L.

Les dépôts organo-minéraux observés sur la paroi des réseaux d'eau potable (biofilm) représentent une salissure de quelques dizaines de microgrammes de matière organique par cm2 et de moins de 107 cellules bactériennes/cm2. La structure et l'activité de ces biofilms sont mal connues d'autant que les réseaux de distribution d'eau fonctionnent rarement en conditions stationnaires. En effet, en fonction de nombreux paramètres (qualité d'eau de la ressource, taux de chlore appliqué, interventions techniques, variation de la demande journalière…), l'état de pseudo-équilibre du réseau se trouve constamment rompu par des discontinuités tant hydraulique que biologique ou physico-chimique. Or, les travaux cités dans la littérature ne décrivent pas ces discontinuités car ils sont réalisés dans des conditions de régime hydraulique stable, de vitesse de circulation d’eau constante et avec des séquences de type “tout ou rien” dans les doses de chlore appliquées.

Influence du régime hydraulique
L’action 1 du projet Biofilm consiste à déterminer l’influence du régime hydraulique sur le biofilm en réseau d’eau potable. L’objectif ultime est d’élaborer un modèle de croissance du biofilm avec identification des paramètres pertinents. Une telle étude passe d’abord par la compréhension de l’évolution du biofilm dans les conditions hydrodynamiques stables et connues.

Cette phase VII-3 du programme de recherche apporte un certains nombres d’informations intéressantes obtenues lors de l’observation du biofilm en chambre d’écoulement (un des quatre réacteurs étudiés) :
- la phase initiale de développement du biofilm (de l’ordre de quelques dizaines de jours) est fortement dépendante des conditions hydrodynamiques sous lesquelles il se développe ; plus la contrainte excercée par l’écoulement est importante, moins le biofilm est développé ;
- le développement du biofilm est également dépendant du matériau sur lequel il se développe ; le biofilm développé sur plexiglas est plus épais et couvre plus de surface que celui dévepoppé sur verre ;
- il faut plusieurs jours pour voir apparaître les premiers agrégats bactériens du biofilm ;
- sous forte contrainte, les bactéries sont attachées à la surface par des structures filamenteuses et opposent une grande résistance à l’arrachage ; dans ces conditions, la partie amont des agrégats résiste mieux à l’arrachage que la partie aval qui de ce fait présente un nombre important de cellules isolées ;
- les différents essais d’arrachage effectués tendent à montrer un classement dans l’efficacité des techniques utilisées : augmentation forte du débit et de la pression < inversion de l’écoulement couplée à une augmentation de débit < passage de bulles d’air < passage de bulles d’air en sens inverse de l’écoulement.

En complément, l’observation par microscopie confocale de biofilm formé sur les coupons PVC d’un réacteur de Couette-Poiseuille montre :
- une répartition inhomogène du biofilm sur la surface du matériau : quelques agrégats de grande taille (quelques dizaines de micromètres) sont entourés d’agrégats de petite taille (une diziane de micromètres) ; à l’écart de ces structures, le biofilm est moins dense ;
- une répartition des cellules isolées (ne formant pas d’agrégat) sur l’ensemble de la surface du matériau ;

Influence de chlorations discontinues
L’action 2 du projet Biofilm consiste à déterminer l’influence de chorations discontinues (eau de Javel) sur l’eau et le biofilm en réseau d’eau potable selon une séquence de dose de chlore faible (0,1 mg/L)/forte (0,4 mg/L)/faible (0,1 mg/L) et forte/faible/forte (les travaux publiés jusqu’alors ne décrivant que des discontinuités de type “tout ou rien”).

Cette phase VII-3 du programme de recherche présente l’effet de la discontinuité chlore “faible-forte-faible” sur la distribution des populations bactériennes alpha, béta et gamma-protéobactries dans l’eau et le biofilm. Ces trois groupes ont été choisis pour l’étude car ils sont décrits comme étant majoritaires dans l’eau potable, les gamma-protéobactéries représentant un groupe très hétérogène qui comprend une quarantaine de genre de bactéries dont les pathogènes. Les essais ont été réalisés sur le pilote de réseau du NANC.I.E qui a été alimenté par l’eau potable de Nancy avec sa flore autochtone. Les résultats montrent que :
- quelle que soit la concentration en chlore libre résiduel, la population d’eubactéries dans l’eau et le biofilm du réseau est représentée par les protéobactéries dans une proportion variant selon les essais de 39 à 51 % ; les eubactéries détectée par la méthode FISH représentent quant à elles entre 15 et 20 % de la population bactérienne totale de l’eau (la détection des bactéries par la méthode FISH dépend de leur état physiologique) ; parmi les protéobactéries, les alpha sont les plus abondantes et les béta et gamma sont minoritaires ;
- l’augmentation puis la diminution de la dose de chlore modifie la répartition des alpha, béta et gamma-protéobactéries sans pour autant modifier les dominances : moins d’alpha et plus de béta et gamma lors du passage de 0,1 à 0,4 mg/l en chlore libre résiduel ;
- lors du vieillissement de l’eau en réseau et quelle que soit la dose de chlore appliquée, les gamma-protéobactéries augmentent. Ce résultat devra être confirmé et expliqué lors des prochains essais.

Les dépôts organo-minéraux observés sur la paroi des réseaux d'eau potable (biofilm) représentent une salissure de quelques dizaines de microgrammes de matière organique par cm2 et de moins de 107 cellules bactériennes/cm2. La structure et l'activité de ces biofilms sont mal connues d'autant que les réseaux de distribution d'eau fonctionnent rarement en conditions stationnaires. En effet, en fonction de nombreux paramètres (qualité d'eau de la ressource, taux de chlore appliqué, interventions techniques, variation de la demande journalière…), l'état de pseudo-équilibre du réseau se trouve constamment rompu par des discontinuités tant hydraulique que biologique ou physico-chimique. Or, les travaux cités dans la littérature ne décrivent pas ces discontinuités car ils sont réalisés dans des conditions de régime hydraulique stable, de vitesse de circulation d’eau constante et avec des séquences de type “tout ou rien” dans les doses de chlore appliquées.

Régime hydraulique discontinu
L’action 1 du projet Biofilm consiste à déterminer l’influence du régime hydraulique sur le biofilm en réseau d’eau potable. Une telle étude passe d’abord par la compréhension de l’évolution du biofilm dans les conditions hydrodynamiques stables et connues. Puis il est important de comprendre comment le biofilm se comporte face à des modifications du régime hydraulique ce qui permettra de mieux contrôler sa prolifération et son arrachage.

Cette phase VII-2 du programme de recherche a permis d’étudier plusieurs réacteurs de géométrie différente pour tester l’influence du régime hydraulique sur la formation du biofilm : le Propella, la Chambre d’écoulement, le Couette-Poiseuille et le pilote boucle du NanC.I.E. Certains de ces réacteurs permettent de bien maîtriser les conditions hydrauliques et d’autres se rapprochent plus des conditions de terrain :
- Le réacteur de Couette-Poiseuille présente l’avantage d’avoir une hydrodynamique parfaitement connue et contrôlable (contrôle de la contrainte de cisaillement à la paroi). Il permet en plus de reproduire, de part sa conception, différents régimes d’écoulement ce qui lui donne l’avantage de pouvoir simuler les gradients de vitesse (paramètre clé dans le transport de particules), les zones de recirculation, les zones de stagnation, etc.
- La chambre d’écoulement permet, à l’aide d’un microscope placé sous le réacteur, d’observer directement (in situ) la surface soumise à des conditions hydrodynamiques également connues et contrôlable. Ainsi, le suivi en temps réel du dépôt bactérien, étape initiale de la formation du biofilm, est possible. Ce réacteur permet entre autres de caractériser les forces d’attachement au cours du temps et d’attachement-détachement en fonction des containtes de cisaillement, l’adhésion de microorganismes sur une surface dépendant de leur transport vers cette surface et de l’efficacité de leur adhésion.
- Le réacteur Propella permet d’étudier les interactions entre l’eau et les matériaux (entartrage, corrosion), la colonisation bactérienne (biofilm) ou encore la désinfection. Par sa géométrie, il se rapproche plus des conditions réelles de canalisations d’eau potable que le réacteur de Couette-Poiseuille et la Chambre d’écoulement. Cependant, il est nécessaire de le modéliser (logiciel Fluent) pour être en mesure d’évaluer l’influence des paramètres hydrodynamiques sur le biofilm. Cette modélisation permettra de définir le comportement d’un réacteur idéal et donc d’optimiser les performances hydrauliques du Propella.
- le pilote boucle du NanC.I.E. se rapproche le plus des conditions réelles. Toutefois, des simulations sous Fluent sont nécessaires pour avoir une idée plus précise de l’écoulement au sein de ce pilote (gradient de vitesse, influences des coudes, etc).

Pour avoir une signification concrète, la modèlisation du système canalisation/biofilm doit être confirmée par des données expérimentales. Les réacteurs vont donc être mis en eau pour mener les premiers essais de formation et de suivi de biofilm.

Conditions hydrodynamiques et transport de masse (transport de bactéries/nutriments par convection/diffusion) étant intimement liés, une brève revue des connaissances actuelles a également été réalisée. En effet, une bonne connaissance dans ce domaine pourra permettre de modéliser de façon plus efficace le biofilm mais aussi de mieux comprendre son fonctionnement et par conséquent de pouvoir lutter plus efficacement contre son développement, les modèles existants étant incapables de le décrire de façon réaliste (quantitativement).

Chlorations discontinues
L’action 2 du projet Biofilm consiste à déterminer l’influence de chorations discontinues (eau de Javel) sur l’eau et le biofilm en réseau d’eau potable selon une séquence de dose de chlore faible (0,1 mg/L)/forte (0,4 mg/L)/faible (0,1 mg/L) et forte/faible/forte (les travaux publiés jusqu’alors ne décrivant que des discontinuités de type “tout ou rien”).

Cette phase VII-2 du programme de recherche a permis la mise à l’équilibre des quatre boucles du pilote, les premiers essais de chloration, la quantification de la matière organique avant et pendant l’ajout de chlore ainsi qu’une caractérisation préliminaire des populations bactériennes des eaux (alpha, béta et gamma-protéobactérie) en entrée et sortie de pilote. Des pics de turbidité ont été observés suite aux essais ponctuels de chloration à forte dose ou suite à l’arrêt du pilote. La turbidité rebaisse dès que la chloration cesse. La chloration entraîne aussi le relargage de la matière organique (MO) et une forte augmentation du nombre de bactéries cultivales (de 0,1 % à 0,9 % des bactéries totales entre l’entrée et la sortie de la boucle chlorée à 0,1 mg/L), le nombre total de bactéries restant quant à lui constant.