Les algues, contenues dans les eaux naturelles riches en nutriments et exposées à la lumière du soleil, peuvent se multiplier pour atteindre de fortes concentrations. Ce phénomène, désigné sous le nom de bloom algal, est de plus en plus fréquent et certaines espèces rencontrées sont nouvelles pour nos rivières. Ce qui est également nouveau, c’est que désormais les algues traversent les filières de production d'eau potable menaçant ainsi les usines de fermeture.

D’une façon générale, les algues sont problématiques car elles provoquent non seulement des dysfonctionnements à différents niveaux de la chaîne de traitement (difficultés de floculation, colmatage des filtres) mais aussi un risque de libération de toxines algales le long de la filière, une apparition de goûts et odeurs et un développement de micro-organismes, le tout entraînant une dégradation de la qualité de l'eau potable. Parmi les toxines, la microcystine fait l'objet d'une norme réglementaire et ne doit pas dépasser 1 µg/l.

L’objectif de ce travail est d’étudier la traitabilité de micro-algues en reproduisant en laboratoire une filière de production d’eau potable. Ces tests de laboratoire constitueront un outil qui permettra de définir les conditions opératoires les mieux adaptées à la lutte contre les différents types d'algues rencontrés sur les usines d'eau potable. Le devenir des toxines devra être pris en compte, leur concentration extracellulaire ne devant pas être accrue par la libération de variétés intracellulaire du fait de la lyse des cellules au cours de la potabilisation.

Une enquête de terrain et une étude bibliographique ont tout d'abord été réalisées pour établir un constat sur les différentes espèces d'algues et de toxines présentes avant et après le traitement, leurs concentrations et leurs caractéristiques physico-chimiques. Puis des tests de traitabilité, représentatifs de différentes étapes de traitement (sulfate de cuivre, préozonation, clarification, filtration sur sable), ont été menés pour évaluer l'influence des conditions opératoires (nature et taux de coagulant, taux d'ozonation…) sur l'élimination des différentes espèces rencontrées et sur la libération de leurs toxines.

Deux algues ont été sélectionnés du fait de leur présence sur les filières de traitement : une cyanobactérie Planktothrix agardhii, et une algue verte Scenedesmus obliquus. Planktothrix est une filamenteuse d’environ 100 µm munie de vacuoles ; Scenedesmus est formée de 2 à 8 cellules linéaires dont la longueur est de 6 à 15 µm. Les essais ont été réalisés en laboratoire sur des algues de culture.

Les résultats obtenus permettent de dégager les conclusions suivantes :
- la préozonation ou le sulfate de cuivre en tête d’usine altère peu les cellules de Scenedesmus contrairement à celles de Planktothrix qui libèrent alors des microcystines indésirables ; l’ozone et le sulfate de cuivre qui visent à optimiser la décantation et la durée des cycles de filtration pourront donc être utilisés sans problème dans le cas de Scenedesmus ; dans le cas de Planktothrix, le sulfate de cuivre ne sera pas sans danger et l’ozone pourra être utilisé (mais avec prudence) car il permet néanmoins une forte élimination des microcystines pour de faibles taux de traitement ;
- la floculation/décantation s’est avérée être une étape essentielle dans l’élimination des algues ; Scenedesmus et la chlorophylle A associée sont très bien éliminées (presque à 100 %) ; Planktothrix est moins bien éliminée car difficilement décantable étant donné sa morphologie lui conférant une faculté naturelle à flotter ; les rendements d’élimination de Planktothrix obtenus avec le chlorure ferrique seul sont tout de même de l’ordre de 75 % et ce chiffre peut éventuellemnt être amélioré en appliquant un taux de traitement plus élevé ; les réactifs les plus efficaces sont par ordre décroissant : FeCl3 > FeCl3+polyamine, FeCl3+polydadmac > WAC®.
- la flottation s’est révélée sans effet non seulement sur Scenedesmus mais aussi sur Planktothrix dont les vacuoles gazeuses laissaient espérer une grande flottabilité ; ce procédé devrait certainement pour plus d’efficacité être mis en oeuvre avec des floculants ;
- la filtration sur sable a permis d’éliminer quasi totalement Scenedesmus alors que Planktothrix ne l’a été qu’à 50 %.

Globalement, ces conclusions font apparaître que l’efficacité des traitements testés dépend de l’espèce d’algues à éliminer, Planktothrix étant globalement plus difficile à éliminer et avec plus de risque de libération de toxines. Il apparaît également que même pour les algues les moins rebelles, une seule étape de traitement ne suffit pas à les éliminer totalement. Le concept multibarrière s’impose donc en période de bloom algal pour l’obtention d’un rendement maximal d’élimination associé à un risque minimal de libération de toxines.

En terme de méthode, les tests mis en oeuvre en laboratoire constituent une aide précieuse dans l’étude du comportement des algues sur une filière de potabilisation et dans l’optimisation des conditions de traitement. D’autres algues génantes lors de la potabilisation de l’eau pourront alors être testées de cette façon.

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 sexuelles (oestrogènes) ou en modifient l'activité. Ces molécules, qui sont dénommées "modulateurs 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 supposées être responsables de la formation de certains cancers hormonodépendants (sein, testicules, prostate).

Parmi les composés concernés se retrouvent les molécules hormonales naturelles ou celles utilisées dans les contraceptifs oraux et dans la prévention des troubles liés à la ménopause. D'autres micropolluants classiquement retrouvés dans les eaux ont également des effets plus ou moins importants comme par exemple les pesticides organochlorés, les triazines, les alkylphénols, les polychlorobiphényls, les phtalates, etc.

Un 1er programme de recherche (3 ans) a été consacré à la mise au point de deux méthodes (in vivo et in vitro) de détermination de l'activité oestrogénique des eaux, puis au test de ces deux méthodes sur des eaux naturelles. Les résultats ont montré que, en terme d'effets biologiques, le danger potentiel est "limité" vis-à-vis des risques sanitaires. Mais il est cependant possible que les effets oestrogéniques soient masqués par des molécules à effets anti-oestrogéniques présents dans le même échantillon. Les divers polluants peuvent alors apporter chacun leurs effets biologiques respectifs agissant parfois en synergie ou en antagonisme.

Pour pouvoir conclure sur les risques sanitaires, le nouveau programme d'étude (3 ans) propose de développer une approche plus globale. Il mettra en œuvre une palette élargie de méthodes d'approche biologiques (mesure de l’effet oestrogénique, génotoxique, perturbateur des hormones thyroïdiennes) ; cherchera à isoler et identifier les micropolluants à l'origine des activités toxiques ; mettra en évidence les relations entre ces micropolluants et ceux à effets perturbateurs endocriniens et étudiera l'évolution du potentiel de toxicité au cours des étapes majeures de potabilisation (notamment l’ozonation).

Extraction des échantillons
Afin de préparer aux mieux les échantillons destinés aux tests biologiques, il faut concentrer une gamme, la plus large possible, de micropolluants organiques potentiellement présents. L’extraction en phase solide (SPE) est la méthode de référence qui répond à la majorité des critères. Les cartouches SPE OASIS® HLB (Hydrophilic Lipophylic Balance) ont alors été choisies à partir de la littérature et le protocole d’extraction optimisé. Ces cartouches, composées d’un copolymère de divinylbenzène fonctionnalisé par des groupements N-vinylpyrrolidone, ont permis d’obtenir un rendement d’extraction supérieur à 85 % pour la plupart des composés étudiés : bisphénol A (plastifiant à effets oestrogènes), éthinyl-oestradiol (oestrogène de synthèse et contraceptif oral), fluoxétine (antidépresseur Prozac), ibuprofène (anti-inflammatoire souvent retrouvé dans les eaux), oestriol (principal métabolite oestrogène de l’oestradiol) et 17B-oestradiol (hormone naturelle). Enfin, le solvant DMSO, compatible avec la survie des cellules, a été choisi pour la récupération de l’extrait destiné aussi bien aux tests biologiques qu’à l’analyse (HPLC).

Test “oestrogénique” (lignée cellulaire MELN)
Le test in vitro de détermination des effets oestrogéniques utilise la lignée cellulaire MELN (cancer du sein humain). Ces cellules, aptes à proliférer en réponse aux oestrogènes, contiennent de la luciférase de luciole qui réagit de façon proportionnelle à la quantité d’hormone naturelle ou de perturbateurs endocriniens présents dans l’échantillon à analyser. La mesure de la luminescence permet de calculer l'activité oestrogénique globale à partir d'une gamme étalon obtenue avec le 17ß-oestradiol. Ce test, rapide, sensible et reproductible, est désormais optimisé

Test “thyroïdien” (lignée cellulaire PC-12-6c)
Un nouveau test permettant d’évaluer les effets perturbateurs qu’ont les micropolluants sur les récepteurs aux hormones thyroïdiennes a ensuite été développé. Ce type de test n’existe pas sur le marché et est moins décrit dans la littérature que celui relatif aux effets oestrogéniques. Pourtant, les hormones thyroïdiennes jouent un rôle sur le développement normal du cerveau, du squelette, du système musculaire... Le test a été construit de façon à pouvoir être utilisé sur les mêmes échantillons que ceux destinés au test oestrogénique. Le modèle cellulaire choisi est la lignée PC-12-6c, issue d’un cancer des glandes surrénales de rats et modifiée pour y introduire des récepteurs aux hormones thyroïdiennes. Le travail de mise au point consiste à introduire des éléments de réponse permettant, en cas d’activation ou de blocage du récepteur, d’obtenir un signal identifiable (dosage de la réponse par luminescence). Ce test in vitro est innovant et original et sa mise au point est pratiquement achevé.

Application à des échantillons environnementaux
Les deux tests ont ensuite été utilisés sur les eaux “entrée-sortie” des stations d’épuration (STEP) de Colombes et de Valenton. Un essai de viabilité MTT a été ajouté pour interpréter les effets toxiques en présence d’éventuels inhibiteurs qui perturbent le métabolisme des cellules et ne permettent donc pas de conclure sur les effets perturbateurs endocriniens. La réponse des tests peut alors être rapportée uniquement au nombre de cellules viables. Les premières conclusions montrent un effet oestrogène toujours avéré et un effet inhibiteur “thyroïdien”.

La suite de l’étude devra finir l’optimisation des tests biologiques et apporter des éléments plus complets sur les mécanismes mis en jeu dans les mélanges de perturbateurs endocriniens.

carboflux® a été développé de 1997 à 2000 en tant que traitement d'affinage d'eau de surface marquée par de fortes concentrations en matières organiques (MO). Son rôle est d'éliminer les micropolluants organiques en substitution notamment au charbon actif en grains (CAG). Le concept permet d'optimiser les performances épuratoires du charbon actif en poudre (CAP) qui était jusqu'alors gaspillé car utilisé en dessous de ses capacités réelles (ajout en début de filière entraînant une compétition entre l'élimination des matières organiques et celle des micropolluants ; temps de contact insuffisant avec l'eau à traiter). carboflux® est installé après la décantation (ou flottation). Il consiste en une seconde floculation/décantation couplée à une mise en œuvre innovante du CAP qui est maintenu en suspension dans un réacteur parfaitement agité à des concentrations de plusieurs g/L. Le charbon prend ainsi le nom de charbon actif fluidisé (CAF) et l’optimisation de ses performances est obtenue par son renouvellement continu : ajout de charbon neuf en quantité équivalente au charbon usagé extrait. Enfin, la séparation avale peut être une filtration classique ou membranaire. Contrairement au CAG, ce mode d'exploitation évite la fuite et le relargage de micropolluants et permet de répondre à de fortes variations de pollution tant en nature qu'en concentration.

En 2004, les objectifs se sont orientés vers une simplification de carboflux® pour l’adapter au traitement direct d'eaux souterraines peu à moyennement turbides ou à l’affinage d’eaux de surface à faible pollution organique. Le réacteur de contact et le décanteur sont alors rassemblés dans un même ouvrage ; c'est le carboplus®. L'eau à traiter y est introduite en flux ascendant créant un gradient de concentration du charbon pour favoriser la décantation en partie supérieure d’ouvrage.

L’objectif de l’étude est de définir les dimensions de ce procédé par des tests hydrauliques sur charbon ; de rechercher les performances épuratoires et les moyens de contrôle du lit de CAF selon la granulométrie du charbon et la nature de l'eau à traiter ; d’étudier l'incidence du procédé sur une ultrafiltration avale (UF basse pression, fibres creuses en mode frontal).

Un pilote (2x3 m3/h) a été installé sur l'usine du Jaunay (Vendée) qui potabilise une eau de retenue. Il a fonctionné sur l'eau filtrée sable de l'usine pour étudier les performances de carboplus® vis-à-vis de l'élimination de l’atrazine (dopage : 1 à 2 µg/L), puis sur l'eau flottée pour tester l'hydraulique en présence de turbidité.

Les tests hydrauliques réalisés en première phase d’étude sur 12 charbons différents (CAP et charbon de taille intermédiaire entre CAP et CAG classique, c’est-à-dire inférieure à 0,8 mm) ont permis de formaliser les critères de choix des matériaux à partir de leur densité et granulométrie. La sélection de charbons actif de densité réelle proche de 1,4 kg/L à des tailles effectives voisines à supérieures à 200 µm (granulométrie intermédiaire) permet d'obtenir une bonne séparation hydraulique entre l'eau dépolluée et le lit de charbon actif fluidisé, l'objectif à atteindre étant une concentration en charbon inférieure ou égale à 1 mg/l en sortie d'ouvrage. Cette bonne séparation permet d’accentuer la simplification du concept (pas de coagulant/floculant ni de système d’agitation mécanique) à condition que le système de répartition de l'eau brute assure une fluidisation homogène. La granulométrie intermédiaire permet aussi de s'affranchir des problèmes de rejets car le charbon usagé est de taille acceptable pour être repris par le fabricant comme les CAG. Quant aux CAP, ils n’ont pas donné de résultat concluant vis-à-vis de la séparation hydraulique requise pour carboplus®.

Deux granulométries du charbon retenu ont été comparée, lors des essais pilote, à une vitesse ascensionnelle de 11 m/h :
- hydraulique : les deux granulométries permettent une très bonne séparation hydraulique sur l'eau filtrée et sur l'eau flottée. L'effet de piégeage des MES est plus marqué dans le cas de la granulométrie la plus fine ce qui augmente la hauteur d'expansion du lit en traitement d’eau flottée. Un lavage air/eau par le circuit d'eau brute diminue cette expansion et évite le débordement en expulsant les MES piégées. La fréquence de lavage est de 1 fois/semaine dans le cas de la granulométrie la plus fine et de 1 fois/mois pour l'autre granulométrie testée. Pour une eau souterraine, le lavage n'aurait pas été nécessaire.
- consommation en charbon : identique pour les deux granulométries étudiées soit 13 mg/L en charbon neuf assurant un renouvellement sous 103 jours du lit de CAF pour la granulométrie la plus fine et 198 jours pour l'autre, les temps de contact respectifs appliqués étant de 4 et 7,7 min, lit de charbon au repos ; le double au triple en fluidisation. Puis les résultats ont été confrontés à ceux obtenus sur CAG en laboratoire (10 min de temps de contact) : la consommation est 2,5 fois moins élevée dans le cas du CAF grâce a son principe de renouvellement.
- performances épuratoires : concentration en atrazine inférieure à la limite de détection (0,05 µg/L) en sortie du réacteur.
- impact sur l'UF avale : performances hydrauliques de l'UF non altérées par le carboplus® car pertes en charbon à la sortie du réacteur maintenues sous 0,5 mg/l de MES. Cependant, carboplus® ne réduit pas le pouvoir colmatant des eaux brutes fortement chargées en MO (cas du Jaunay). Dans le cas d'eaux à potentiel colmatant important, il sera alors préferable d’utiliser carboflux® dont l’exploitation est très performante dans l'élimination des composés responsables du colmatage.
- comparaison carboplus® par rapport à carboflux® : les volumes d’ouvrages sont moins importants (facteur 2,5 à 3) ; la consommation en charbon reste supérieure pour les eaux de retenues à forte pollution organique (facteur 2 à 3).

La recherche continue pour élargir la cible des polluants à éliminer en associant le charbon à d'autres matériaux : alumine activée pour l’arsenic, résines échangeuses d'ions pour les nitrates...

Afin d'aider les collectivités ayant des problèmes dans ce domaine, l'Agence de l'eau Seine-Normandie a décidé de réaliser une synthèse sur les unités distributrices d'eau potable. Ce document, sous la forme d'un tableau Excel, récapitule les informations importantes telles que : qualité de l'eau, distribution (rendement, volumes prélevés, stockage, autonomie, secours…), production (captages, masses d'eau, périmètres de protection…). Cette synthèse est créée pour les cinq départements du secteur Seine-amont : Aube et Yonne en 2004, puis Côte-d'Or, Loiret, Nièvre en 2006.

Une difficulté majeure du stage a été le recueil des données auprès de fichiers disparates et parfois anciens, des dossiers individuels ou d'organismes extérieurs. Le remplissage des tableaux de synthèse est d'ailleurs encore incomplet.

Une analyse multicritère met en avant les cinq collectivités de chaque département accumulant le plus de problèmes en adduction d'eau potable. Les paramètres discriminants le plus souvent recensés sont : des périmètres de protection inachevés, des teneurs en nitrates et pesticides élevées, des rendements de réseaux faibles, un manque de secours.

Ces difficultés, localisées, ne sont pas irrémédiables. De nombreuses pistes d'action existent pour supprimer ces problèmes mais sont souvent coûteuses. En effet les travaux de restauration de réseaux, l'intercommunalité, les nouveaux forages ou les usines de traitement nécessitent des moyens importants malgré les financements de l'Agence de l'Eau. Le travail de synthèse réalisé peut justement aidé à orienter le choix des solutions.

Afin de respecter la nouvelle réglementation sur l’eau potable imposant que la concentration maximale admissible en plomb mesurée chez l’abonné ne doit pas excéder 10 µg/L à partir du 25 décembre 2013, de nombreux chantiers de renouvellement de branchements sont actuellement en cours sur les réseaux de distribution, remplaçant des canalisations en plomb par du PEHD (polyéthylène haute densité). Or, sur certains sites utilisant le dioxyde de chlore comme désinfectant de l’eau, des casses prématurées ont été observées sur les branchements en PEHD, ces casses pouvant se manifester dans le pire des cas après seulement 2 à 5 ans de pose. Une étude récente a d’ailleurs confirmé la sensibilité du PEHD au dioxyde de chlore.

La question s’est donc posée sur le choix du matériau à utiliser pour remplacer le PEHD sur les sites utilisant le dioxyde de chlore. Malgré les coûts prohibitifs des matériaux métalliques actuels, l’hypothèse d’utiliser le cuivre a été avancée car ce matériau est bien connu pour sa bonne tenue à la corrosion et ses conditions de pose bien maîtrisées. Cependant, le cuivre peut avoir un impact négatif (corrosion accélérée) sur les réseaux privés en acier galvanisé situés en aval du branchement.

L’objectif de l’étude est donc d’évaluer le risque potentiel de la présence de cuivre en amont d’un réseau en acier galavanisé. Des essais ont donc été réalisés sur un pilote situé à l’usine de production d’eau potable d’Arvigny. Le pilote est alimenté par l’eau traitée de l’usine. Il est constitué de six lignes avec deux types de matériaux de branchements d’une longueur de 5 m et deux types de matériaux de réseaux d’une longueur de 11 m :
- branchement PEHD/réseau PVC-C
- branchement PEHD/réseau acier galvanisé
- branchement cuivre gainé PE/réseau PVC-C
- branchement cuivre gainé PE/réseau acier galavnisé
- branchement cuivre gainé PE/réseau PVC-C avec temps long de stagnation (pour simuler la stagnation de nuit)
- branchement cuivre gainé PE/réseau acier galvanisé avec temps long de stagnation (pour simuler la stagnation de nuit).
Le pilote est intrumenté de manière à simuler le comportement de l’usager : le débit est de 150 l/h soit environ 600 l/j (consommation caractéristique d’une famille de 4 personnes) avec des phases successives d’écoulement et de stagnation. La stagnation est plus ou moins longue pour reproduire les périodes noctures (9 h) ou diurnes (de 1h30 à 6h30).

Les résultats obtenus sur le pilote pendant les 10 mois d’essais ont montré, malgré cette courte durée pour des observations de phénomènes de corrosion, que le cuivre, naturellement relargué par les phénomènes de corrosion liés à l’eau, a une forte influence sur la nature du dépôt retrouvé sur l’acier galvanisé :
- En absence de cuivre, une couche de carbonate de calcium et de zinc se forme sur la surface de l’acier galvanisé le protégeant ainsi de la corrosion en formant une barrière physique avec l’eau.
- En présence d’une faible quantité de cuivre dans l’eau (environ 0,15 mg/l), un dépôt mixte se forme contenant des carbonates de calcium et de zinc mais aussi des oxydes de zinc (sous forme de boules) sur lesquels du cuivre est visible ; le dépôt est moins protecteur et des phénomènes de corrosion localisée apparaissent.
- En présence d’une grande quantité de cuivre (environ 2,5 mg/l), dans une eau plutôt stagnante, le dépôt est caractérisé par la présence, en grande quantité et réparties de manière homogène, de boules d’oxydes de zinc sur lesquelles du cuivre est visible ; le dépôt n’est alors plus du tout protecteur et le phénomènes de corrosion mis en jeu ressemblent à de la corrosion généralisée.

L’ensemble de ces résultats semblent être en accord avec la littérature et confirment que la présence de cuivre en amont de canalisation en acier galvanisé est dangereuse pour la pérennité des installations même en eau froide : le cuivre inhibe la formation d’un dépôt protecteur d’oxy-carbonates de zinc et favorise ainsi l’oxydation de l’acier galvanisé. La concentration en cuivre et la stagnation de l’eau joue un rôle non négligeable sur ces phénomènes de corrosion.

Au niveau microbiologique, la présence de cuivre en quantité non négligeable dans l’eau ne semble pas influencer le développement bactérien ce qui peut provoquer une interrogation sur le pouvoir bactéricide potentiel de ce matériau. Par contre, le PVC-C et les temps longs de stagnation semblent favoriser la croissance bactérienne alors qu’il n’y a pas d’effet significatif observé vis-à-vis des phénomènes de corrosion pour ce type de matériau.

Parmi les algues microscopiques, les cyanobactéries, appelées aussi cyanophycées ou algues bleues en raison de leur pigmentation bleue-verte, sont celles qui posent le plus de problèmes aux gestionnaires de plans d’eau destinés à des usages récréactifs ou à la potabilisation. Comme toutes les algues, elles sont caractérisées par un potentiel de développement brutal et foisonnant appelé “bloom” qui se produit dans des ressources hydriques stagnantes commes les lacs et les barrages. Ce bloom se déclanche lorsque la qualité de l’eau se dégrade (eutrophisation) et que la température et l’ensoleillement augmentent fortement et durablement (été-automne).

Les cyanobactéries engendrent non seulement des problèmes de mauvais goût (terre moisi) et des dysfonctionnements (consommation en oxydant, colmatage) sur les usines de production d’eau potable (UPEP), mais présentent aussi l’inconvénient majeur de pouvoir être toxiques. En effet, certaines cyanobactéries (Microcystis, Anabaena, Nodularia, Planktothrix, et Nostoc) peuvent produire des toxines, comme les microcystines, qui sont des hépatotoxines susceptibles d’être libérées lors de la lyse des cellules algales ou à leur mort. La forme LR de la microcystine est soumise à une réglementation depuis 2001. Sa limite de qualité de 1 µg/L (code de la Santé Publique) s’étend depuis janvier 2007 à la microcystine totale (arrêté du 11 janvier 2007).

Pour faire face à ce risque de pollution, des actions de surveillance de la ressource et de renforcement des filières de production d’eau potable sont engagées. Les campagnes d’analyses réalisées dans ce cadre ont permis de mettre en évidence que :
- la prolifération des cyanobactéries peut être rapide mais est difficile voire impossible à prévoir,
- il n’y a pas de relation entre quantité d’algues totales, cyanobactéries et toxines,
- la concentration en microcystines dans les eaux brutes est généralement faible, les toxines étant en effet très peu secrétées en dehors des cellules,
- la concentration exogène mesurée correspond donc aux différentes algues mortes et lysées.

l apparaît alors qu’une surveillance en continu des ressources en eau peut s’avérer très utile pour améliorer la maîtrise globale du risque “cyanobactéries”. L’objectif de cette étude est donc de tester différents capteurs susceptibles d’être utilisés sur les UPEP pour la surveillance algale de l’eau brute. Deux capteurs sont ainsi retenus : la station d’alerte AQUAPOD de la société HOCER (35000 à 45000 euros) et la sonde fluorimétrique MicroFlu Blue de la société TRIOS (7000 euros).

Le site choisi pour les essais est une UPEP régulièrement exposée à des pollutions en cyanobactéries et sur laquelle il est techniquement envisageable d’implanter les matériels à tester : il s’agit de l’usine du Lac au Duc, située à Ploërmel dans le Morbihan. Elle est alimentée par deux ressources : une eau de barrage (l’eau du Lac au Duc, plus grand barrage naturel de Bretagne) et une eau de rivière (l’Oust).

L’AQUAPOD est commercialisé depuis 2003, pour la détection de micropolluants organiques (pesticides, hydrocarbures) dans les eaux. Une préfiltration à 0,8 µm peut être requise si l’eau à analyser est colmatante. Le principe mis en oeuvre consiste en une pré-concentration sur cartouche de l’échantillon couplée à une détection par spectrométrie UV. Dans la mesure où la misrocystine est aussi détectable par UV à 239 nm, l’un des deux objectifs de l’étude est d’évaluer si l’appareil peut être utilisé pour analyser la forme dissoute de la microcystine.

La sonde fluorimétrique MicroFlu Blue est commercialisée en France par AquaMS pour la surveillance algale et plus particulièrement pour la surveillance des cyanobactéries. Cette sonde mesure dans l’eau la concentration en phycocyanine, pigment bleu spécifique des cynaobactéries. Le fournisseur annonce que cette concentration est corrélée à la quantité de cyanobactéries présentent dans le milieu. L’autre objectif de l’étude est de vérifier les performances annoncées par le fournisseur dans des conditions d’exploitation industrielle et d’évaluer s’il est envisageable d’utiliser ce matériel pour le suivi de l’eau brute en entrée d’UPEP.

Pour l’AQUAPOD, les résultats des essais de calibration sur eau dopée en microcystine (jusqu’à 20 µg/L) et de validation en mode automatique sur l’eau brute non dopée du lac sont les suivants :
- La procédure de lavage de la colonne d’extraction a dû être optimisée car les paramètres standards de l’AQUAPOD ne sont pas adaptés à la microcystine. Il a été nécessaire de trouver un compromis entre l’élimination de la matière organique et la rétention de la microcystine (adaptation du volume et de la composition des solvants de rinçage).
- La calibration de l’appareil sur eau dopée a donné des résultats satisfaisants en concordance avec une fonction d’alerte en eau brute mais en nombre insuffisant pour en faire une analyse statistique complète.
- Les spectres obtenus sur l’eau brute ont mis en évidence des variations significatives de la qualité de l’eau du Lac entre juin et octobre 2006. Il est donc primordial de constituer une banque de spectres significatifs pour quantifier la microcystine avec la plus grande précision possible.

Les essais sur la sonde MicroFlu Blue n’ont pas permis d’aboutir à des conclusions claires. L’étude se poursuit avec d’une part, une recalibration de cette sonde avant de la tester à nouveau sur site et d’autre part, des essais supplémentaires pour l’AQUAPOD afin de terminer sa validation quant à sa capacité à détecter la microcystine en conditions réelles sur l’eau brute et afin de fournir des recommandations pour son utilisation. Une autre sonde (FluoroProbe de la société BBE) sera également testée.

Les adénovirus appartiennent à la famille Adenoviridae incluant les virus humains (49 sérotypes), simiens (27 sérotypes), bovins (10 sérotypes), équin (1 sérotype), porcins (4 sérotypes), ovin (1 sérotype) et canins (3 sérotypes). Compte tenu de sa prédominance environnementale, de sa capacité de transmission par voie orofécale, de sa résistance atypique au traitement UV et d’une description pauvre et partielle dans la littérature de sa résistance au traitement chimique (ozone et chlore), les adénovirus sont à étudier dans le contexte de la mise en oeuvre de stratégies de désinfection sur les filières de production d’eau potable.

L’objectif de l’étude est de caractériser les cinétiques d’inactivation des adénovirus par l’ozone, le chlore libre et les UV. L’eau étudiée est une eau synthétique qui tient compte des caractéristiques de la matrice de l’eau utilisée par le SEDIF (Syndicat des Eaux d'île de France) . Les doses de désinfectants appliquées sont celles généralement utilisées en production d’eau potable.

Les essais de traitement UV ont confirmé la faible efficacité de ce process. En effet, l’abattement des adénovirus est inférieur à 1 Log pour une dose UV classique de 400 J/m2. Pour atteindre un abattement efficace de 4 Log, il est alors necessaire d’appliquer une dose UV très élevée de 1700 J/m2, c’est-à-dire une dose 5 à 10 fois plus importante que la dose nécessaire pour abattre la plupart des cibles microbiologiques.

En revanche, les essais de caractérisation des cinétiques d’inactivation des adénovirus par les désinfectants chimiques démontrent une grande efficacité de l’ozone et du chlore libre, y compris dans des conditions de traitement très défavorables. Les conditions de traitement défavorables sont d’une part une faible température (quoique l’effet température soit très faible dans le cas de l’ozone) et d’autre part un pH élevé (effet pH notable que dans le cas du chlore). Les autres paramètres étudiés (concentration initiale en chlore, concentration initiale en virus, alcalinité, dureté, concentration initiale en ozone) n’ont pas montré d’influence sur la cinétique d’inactivation des adénovirus. Ainsi, pour des conditions de pH élevé (pH = 8) et de température faible (T = 1°C), les CT (concentration en désinfectant x temps de contact) requis pour un abattement de 4 Log sont très faibles, soit 0,2 mg.min/l pour l’ozone et 0,25 mg.min/l pour le chlore libre.

Cette étude permet donc de démontrer que les désinfectants chimiques (ozone et chlore libre) constitue individuellement des barrières de désinfection efficaces vis-à-vis des adénovirus. Néanmoins, compte tenu de la contamination et de la vulnérabilité des ressources exploitées par le SEDIF, une stratégie de désinfection associant une étape de clarification, une étape de désinfection à l’ozone, une étape de traitement UV et une étape de désinfection au chlore demeure nécessaire et justifiée pour faire face aux multiples cibles microbiologiques.

Les résultats de cette étude montre aussi par conséquent la bonne efficacité des filières de traitement des usines du SEDIF car les CT appliqués y sont très supérieurs à ceux nécessaires pour l’inactivation des adénovirus ; et dans l’éventualité où de futures diminutions des taux de traitement en ozone et en chlore seraient requises pour minimiser la formation de sous-produits de désinfection, il est donc peu probable que les adénovirus deviennent un facteur limitant.

Les perspectives de cette étude pourraient :
- être axées sur une reflexion similaire concernant d’autres virus dont la résistance aux désinfectants chimiques est également peu décrite dans la littérature (coxsackievirus et echovirus qui sont des entérovirus) ;
- être orientées sur l’impact d’un état d’agrégation des virus sur les performances de désinfection, les résultats obtenus lors de ce programme de recherche demeurant associé à un protocole expérimental qui met en oeuvre des suspensions de virus dans un état artificiel “isolé”. Or, il est vraisemblable que les virus à l’état naturel soient présents sous forme agrégée, bénéficiant ainsi d’une résistance particulière vis-à-vis des désinfectants chimiques.

Les procédés membranaires sont utilisés depuis la fin des années 1980 pour la production d’eau potable. Ils sont pour la plupart mis en oeuvre sur la base d’une filtration tangentielle : une partie de l’eau est filtrée et l’autre est recirculée dans la membrane, concentrant ainsi les polluants retenus ; cette partie recirculée s’appelle “concentrat”.

La composition des concentrats dépend étroitement de la qualité de l’eau brute qui alimente la membrane. D’une façon générale, ils sont chargés en sels, matières organiques (MO) ainsi qu’en pesticides et phosphore. La destination ultime du concentrat est souvent le milieu naturel et notamment les eaux de surface. Or, il y a des concentrations limites à respecter pour la préservation de l’environnement et ces concentrations sont directement liées au débit et aux caractéristiques de la rivière dans laquelle sont déversés les rejets.

L’objectif de l’étude est de trouver une solution pour l’élimination des micropolluants contenus dans les concentrats, et notamment des pesticides qui y sont 5 à 7 fois plus concentrés que dans la ressource et qui sont en présence de fortes teneurs en matières organiques. Suite à une analyse détaillée de la composition des concentrats, dix pesticides ont été sélectionnés parmi ceux qui ont les plus fortes concentrations en France (atrazine, atrazine -2-hydroxy, DEA, DIA, bentazone, diuron, isoproturon, aminotriazole, acétochlore, AMPA ou acide aminométhylphosphonique, glyphosate, sulcotrione).

Les procédés conventionnels habituellement utilisés pour la production d’eau potable, tels que la coagulation-floculation, l’adsorption sur charbon actif (CA) et l’ozonation, et qui ont déjà fait leur preuve dans l’élimination des pesticides contenus dans la ressource, ont alors été testés pour évaluer leurs performances dans l’élimination des pesticides contenus dans les concentrats de procédés membranaires.

Les essais, menés en laboratoire, ont été réalisés sur des concentrats provenant de trois usines différentes utilisant la nanofiltration en affinage (Méry-sur-Oise, Pont-Ar-Bled dans le Finistère et Yffiniac dans les Côtes d’Armor). Ces concentrats ont été dopés en pesticides à une concentration de 5 ou 10 µg/l ce qui correspond à une pollution moyenne dans une eau de surface de respectivement 0,7 et 1,5 µg/l.

Les résultats ont montré que l’élimination des pesticides dépend étroitement de leurs caractéristiques physiques et chimiques. Ainsi, certains pesticides, les moins solubles dans l’eau (atrazine et ses métabolites, isoproturon, diuron, acétochlore), sont les mieux éliminés par le charbon actif (une corrélation a d’ailleurs été établie entre adsorption et solubilité des pesticides) alors que l’ozone les dégrade si lentement, notamment en ce qui concerne l’atrazine, la DEA et l’acétochlore, que l’application industrielle n’est pas envisageable. D’autres, au contraire, de polarité généralement plus élevée (sulcotrione, bentazone, aminotriazole, AMPA, glyphosate) sont mal éliminés par le charbon (voire très mal pour l’AMPA, l’aminotriazole et le glyphosate) et très bien par l’ozone. Par ailleurs, la coagulation-floculation permet d’obtenir de bons abattements du glyphosate et de l’AMPA mais les consommations en réactifs (coagulant et surtout acide) font de ce procédé un procédé non économiquement viable.

La décarbonatation du concentrat améliore globalement l’efficacité de l’ozonation par élimination des ions HCO3- qui ont une action inhibitrice sur les radicaux hydroxyles. Le transfert de l’ozone du gaz au liquide s’en trouve nettement favorisé. Mais le bénéfice apporté n’est pas suffisamment significatif sur la dégradation des pesticides. La décarbonatation ne sera donc pas retenue dans la définition de la filière de traitement des concentrats contenant des pesticides.

La présence de matière organique influe beaucoup sur le taux d’élimination des pesticides par adsorption. Ce phénomène de compétition n’est pas observé entre pesticides.

Les paramètres opératoires optimum, ne permettant toutefois d’obtenir qu’une élimination partielle des pesticides, ont été définis pour chaque procédé étudié :
- ozonation : 6 mg O3/l avec 5 min de temps de contact ;
- adsorption sur charbon : 30 mg CAP/l avec 15 min de temps de contact ;
- coagulation-floculation : 100 ppm de FeCl3 à pH 5,5.

Il est néanmoins possible d’obtenir une élimination totale des pesticides et de limiter la présence de sous-produits d’oxydation, à condition de mettre en oeuvre le couplage des procédés entre eux. Les meilleurs résultats obtenus sont ceux issus du couplage adsorption-oxydation.

Des études complémentaires sont prévues pour tester différents types d’adsorbants et améliorer le transfert d’ozone. Les meilleures filières ainsi définies seront testées sur site.

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 fonctionnent rarement en conditions stationnaires. En effet, en fonction de nombreux paramètres (qualité de la ressource, taux de chlore, intervention technique, variation de la demande journalière…), l'état de pseudo-équilibre du réseau se trouve constamment rompu par des discontinuités hydrauliques, biologiques ou physico-chimiques. 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’étude de l’influence du régime hydraulique sur l’évolution du biofilm en réseau d’eau potable, réalisée dans le but de mieux contrôler sa prolifération et son arrachage, passe par la compréhension des phénomènes dans des conditions hydrodynamiques stables et connues puis dans des conditions de discontinuités hydrauliques. La formation de biofilm, étudiée en chambre d’écoulement à différents gradients de vitesse, se produit en cinq phases :
- Latence : cette phase, observée lors des 100 premières heures environ, a une durée qui dépend entre autre du gradient de vitesse et de l’état de surface de la canalisation.
- Dépôt initial : la population bactérienne fixée augmente les 300 à 400 heures suivantes, d’autant plus rapidement que le gradient de vitesse appliqué est élevé ; la taille des bactéries diminue dans le temps et leur structure s’allonge.
- Stabilisation : lorsque la population bactérienne atteint un seuil (7.106 bactéries/cm2 dans le cas étudié), le biofilm entre dans une phase de plateau en terme de nombre de microorganismes déposés ; sa structure constitué essentiellement de bactéries isolées évolue vres la formation d’agrégats.
- Prédation : la population fixée diminue fortement (47 à 77 %, prédation par les amibes touchant de préférence les bactéries de petite taille) jusqu’à atteindre un nouvel équilibre après environ 800 h quel que soit le gradient de vitesse appliqué.
- Structuration : 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 et l’orientation de certains de ses éléments constitutifs. Ces éléments sont peu sensibles à l’orientation lorsqu’ils sont de petite taille (longueur inférieure à 1,16 µm) et plus sensibles quand ils deviennent, avec le temps, plus grand avec une forme plus allongée (longueur supérieure à 6,64 µm). L’augmentation du gradient de vitesse favorise l’alignement dans le sens de l’écoulement. Cet alignement est stabilisé au delà du 30è jour.

Après deux mois d’alimentation à 1 m/s ayant permis d’obtenir un biofilm à l’état de pseudo-équilibre (3,95 x 106 bactéries/cm2) sur le pilote boucle du NanCIE, deux discontinuités hydrauliques ont été testées en parallèle : augmentation de la vitesse d’écoulement de 1 à 1,5 m/s et diminution de 1 à 0,5 m/s. Dans le premier cas, la densité bactérienne est légèrement supérieure au pseudo-équilibre (5,09 x 106 bactéries/cm2). Dans le second cas, une plus forte augmentation est observée (1,06 x 107 bactéries/cm2) lors des premières 48 h, suivie d’un retour vers une valeur proche du pseudo-équilibre.

Influence de chlorations discontinues
L’influence de chorations discontinues sur le biofilm en réseau d’eau potable est étudiée selon des séquences “faible/forte/faible” et “forte/faible/forte” oscillant entre 0,1 mg/l et 0,4 mg/l, les travaux publiés jusqu’alors ne décrivant que des discontinuités de type “tout ou rien”. Les bactéries sont détectées par la méthode FISH (sonde EUB338) et appelées par conséquent eubactéries. Les eubactéries représentent 22 à 38 % des bactéries totales du biofilm (la détection des bactéries par la méthode FISH dépend de leur état physiologique) et sont représentées, pour un réseau chloré à 0,1 mg/l, à environ 40 % par des protéobactéries. Les protéobactéries se subdivisent en trois groupes principaux : alpha, béta et gamma. Le groupe des alpha est le plus représenté (environ 40 %), les béta et gamma étant toujours minoritaires (respectivement 1 % et 0,1 %). Le groupe des gamma est celui qui comprend les pathogènes.

Les essais, réalisés sur le pilote du NanCIE, montrent que l’application de chlorations discontinues modifie la proportion des communautés bactériennes du biofilm, de façon plus ou moins réversible selon les sous-populations concernées, mais sans pour autant inverser les dominances :
- La sous-population des alpha-protéobactéries diminue quand le taux de chlore résiduel augmente et inversement.
- La sous-population des béta-protéobactéries augmente quand le taux de chlore résiduel augmente et semblent se maintenir à cette nouvelle valeur quand celui-ci diminue.
- La sous-population des gamma-protéobactéries augmente quand le taux de chlore augmente et inversement.

Ces résultats laissent supposer que les alpha-protéobactéries sont moins résistantes au chlore que les deux autres groupes et qu’une succession de discontinuités oscillant entre 0,1 et 0,4 mg/l de chlore favorise l’installation d’une population plus résistante mais toujours minoritaire telles que les béta-protéobactéries. Par ailleurs, lorsque la dose de chlore est plus forte (1 mg/l) et appliquée en continue, les gamma augmentent dans le temps, les alpha et béta diminuant.

L'efficacité et la fiabilité d'une filière de production d'eau potable dépendent fortement de l'optimisation et du contrôle de la clarification (coagulation-floculation-décantation-filtration), étape largement appliquée en traitement conventionnel pour éliminer les particules. La turbidité, meilleur paramètre indicateur d'efficacité de cette clarification, doit être, selon la réglementation, inférieure à 0,5 NFU 100 % du temps. Une turbidité encore plus faible (0,1 NFU) peut être obtenue en sortie de filtre mais pas à 100 % du temps ou alors pour des vitesses de filtration très faibles. Les exploitants se donnent quant à eux un objectif de 0,3 NFU maximum, 95 % du temps.

L'utilisation de polymères cationiques pourrait améliorer l'efficacité et la fiabilité de la clarification pour atteindre cet objectif de 0,3 NFU et peut-être même 0,1 NFU. En effet, ces polymères seraient plus efficaces que les réactifs conventionnels (sels d'aluminium ou de fer) en raison de leur structure de flocs différente. Ainsi, de plus faibles quantités seraient suffisantes d'où une production moindre de boues. Ils seraient mis en oeuvre en alternative partielle aux réactifs minéraux conventionnels.

L'objectif de l'étude est donc de définir les conditions d'application de ces polymères. Deux types de coagulants organiques, commercialisés par SNF Floerger et agréés en France pour l’eau potable depuis 2004, ont été testés. Ce sont des produits à base de polychlorure de diallyldiméthylammonium (PolyDADMAC) et d'épichlorhydrine-diméthylamine (EpiDMA). Ces réactifs sont déjà utilisés depuis plus de vingt ans en production d’eau potable aux États-Unis ou en Angleterre. Bien que délicat au niveau de son dosage car il suffit de peu d’excès pour dégrader la qualité de l’eau décantée vis-à-vis de la turbidité, le PolyDADMAC est plus souvent employé que l’EpiDMA qui par contre est moins cher.

Les essais ont été réalisés en laboratoire, sur pilote (filtration sur sable puis CAG d’eau souterraine sur le site de Gamarde (33) où une modernisation de l’usine est prévue) et sur usine (coagulation sur filtre d’eau karstique sujette à de fortes variations de turbidité sur le site de Maromme et coagulation avec décantation et filtration d’eau de surface sur le site de Morsang-sur-Seine).

Les résultats ont montré que les polymères cationiques peuvent être utilisés en remplacement partiel des coagulants minéraux (sels de fer ou d’aluminium) pour renforcer la fiabilité des procédés de clarification. Ces produits ne montrent pas d'intérêt s'ils sont utilisés en substitution totale car ils entraînent une mauvaise formation de flocs et par conséquent une turbidité élevée dans l'eau traitée. Leurs meilleures performances sont obtenues pour un taux de remplacement de 30 % du sel minéral.

L’utilisation de polymères cationiques favorise non seulement l’élimination de la turbidité mais aussi celle des matières organiques, permet d’allonger les cycles de filtration et de diminuer la quantité de réactifs utilisés, donc de produire moins de boues et moins de sels résiduels. Certains risques majeurs sont cependant observés en cas de surdosage : formation de sous-produits de désinfection reconnus cancérigènes (NDMA ou Nitrosodimethylamine et autres nitrosamines associées) et dégradation de la qualité de l’eau décantée.

L’intérêt de l’emploi des polymères cationiques dépend de la qualité de l’eau à traiter :
- lorsque l’eau est de bonne qualité, leur utilisation n’a pas de fort intérêt technique et entraîne un surcoût en réactif ;
- lorsque l’eau est de qualité moyenne ou dégradée, leur utilisation permet d’améliorer l’élimination de la turbidité et des matières organiques au point de pouvoir diminuer par deux le taux de CAP pour une même qualité d’eau en sortie de filière ; il en découle une économie globale en réactif.

Le choix du polymère cationiques à utiliser dépend de sa masse moléculaire mais aussi du type de clarification mis en oeuvre sur le terrain (coagulation sur filtre ou coagulation avec décantation). En effet, les polymères à longue chaîne permettent une meilleure élimination de la turbidité ou des matières organiques naturelles lorsque le traitement mis en oeuvre est une coagulation sur filtre. Ce type de traitement est généralement utilisé pour des eaux souterraines turbides mais aussi éventuellement pour des eaux de surface peu turbides contenant des matières organiques. Par contre, un polymère de masse moléculaire élevé sera déconseillé pour un traitement par coagulation/décantation car il dégrade l’efficacité de la décantation en raison d’un réglage du taux de traitement plus sensible aux variations de l’eau brute qu’avec un polymère de masse moléculaire moyenne. Un polymère de masse moléculaire moyenne, qui offre malgré tout un bon compromis pour l’élimination conjointe de la turbidité et des matières organiques, sera alors dans ce cas préférable.

Il n’y a donc pas de règle absolue en matière de choix de polymères à utiliser pour un site donné. Des essais en laboratoire et éventuellement sur pilote sont alors conseillés au cas par cas. Les résultats obtenus lors de cette étude ne sont par conséquent pas extrapolables. Ils permettent néanmoins de donner certains éléments de comparaison entre le PolyDADMAC et l’EpiDMA (à taux de matière active identique mais avec une masse moléculaire plus faible pour l’EpiDMA), dans le cas de la clarification par coagulation-décantation de l’usine de Morsang-sur-Seine :
- lorsque l’eau est de bonne qualité (période chaude), l’EpiDMA et le PolyDADMAC ont des performances identiques pour l’élimination de la turbidité mais le PolyDADMAC est meilleur pour l’élimination des matières organiques ;
- lorsque l’eau est de qualité moyenne, l’EpiDMA et le PolyDADMAC ont des performances identiques ;
- lorsque l’eau est de qualité dégradée (période froide), l’EpiDMA élimine mieux la turbidité que le PolyDADMAC qui offre quant à lui un meilleur abattement des matières organiques.