Le manganèse, fréquemment associé au fer dans les eaux souterraines, peut atteindre des teneurs de l'ordre de 1 mg/l. Sa présence dans l'eau distribuée peut aussi provenir des impuretés contenues dans les sels métalliques utilisés lors de la potabilisation de l'eau au cours de l'étape de clarification. Le manganèse n'est pas un problème de santé publique, du moins aux concentrations dans lesquelles il est retrouvé généralement dans le milieu naturel. Cependant, il doit être éliminé avec le fer, à des niveaux de concentration inférieurs à respectivement 10 µg/l et 30 µg/l (taux fixés par les distributeurs, la norme étant plus souple soit respectivement 50 et 200 µg/l), de façon à éviter les risques suivants : corrosion ou colmatage des ouvrages de distribution et de stockage, diminution de l'efficacité de la désinfection par consommation de l’oxydant, dégradation de la qualité organoleptique de l'eau (goût métallique et eau colorée), etc.

En France, les deux principaux procédés de traitement, basés sur une précipitation par oxydation (chimique ou biologique) et une séparation physique (filtration ou décantation), sont : les procédés physico-chimiques et les procédés biologiques. Mais ces procédés ne répondent pas toujours aux objectifs de qualité fixés et présentent des inconvénients respectifs : difficultés de réglage dans le premier cas et lenteur de mise en route avec sensibilité aux polluants dans le second cas.

Une troisième voie envisageable est l'élimination catalytique du fer et du manganèse. Cette technique est utilisée depuis plusieurs années pour la production d'eau minérale mais reste très marginale dans le domaine de l'eau potable. Pourtant, elle présente les avantages suivants : facilité de mise en œuvre, démarrage immédiat du procédé, élimination simultanée du fer et du manganèse. Elle consiste en une adsorption/oxydation à la surface d'un matériau spécifique de filtration. Ce genre de matériau est constitué d’une base de type sable, anthracite ou zéolite recouvert, de façon artificielle ou naturelle, de dioxyde de manganèse (MnO2). La réaction s’effectue en trois étapes : i) adsorption de Mn2+ et/ou Fe2+ à la surface du matériau, ii) oxydation de Mn2+ en oxyde de manganèse et/ou de Fe2+ en oxyde de fer et réduction du matériau, iii) précipitation des oxydes de fer et/ou de manganèse à la surface du matériau. Un ajout d’oxydant fort tel que le permanganate de potassium peut être envisagé pour améliorer l’élimination du manganèse si elle n’est pas suffisante par filtration catalytique. Des rétrolavages doivent être régulièrement réalisés pour éliminer les matières en suspension ou toutes autres substances pouvant colmater le filtre puis le matériau catalytique doit être régénéré lorsque la colonne de filtration est saturée en oxydes. Deux oxydants forts peuvent être utilisés pour la régénération : le chlore sous forme d’eau de Javel et le permanganate de potassium (KMnO4), le permangante de potassium offrant l’avantage d’augmenter la surface d’échange du matériau par la production de plus de MnO2. La régénération peut être mise en oeuvre de façon continue (pour les eaux contenant beaucoup de fer avec ou sans manganèse) ou intermittente (pour les eaux contenant peu ou pas de fer).

La première phase de l'étude (2006) a permis de sélectionner dans la littérature six matériaux catalytiques parmi ceux commercialement disponibles en quantité industrielle : Polarite, AquaMandix, Mangagran, Greensand, sable manganisé en usine de production d’eau potable et Mangalit. La Mangalit est le seul matériau recouvert artificiellement de dioxyde de manganèse

Puis ces matériaux ont été testés en laboratoire sur l’eau du réseau dopée en fer et en manganèse et sur l’eau d’un forage contenant naturellement du manganèse et dopée en fer. Les matériaux les plus efficaces pour l’élimination du manganèse avec ou sans présence de fer sont la Polarite et l’AquaMandix puis le Mangagran. L’efficacité d’élimination du manganèse augmente avec le pH. En effet, le matériau libère des ions H+ situés à sa surface ce qui rend disponible des sites pour l’adsorption du manganèse (ou du fer). Par contre, un relargage de manganèse dissous venant du matériau est observé lors de la réaction d’oxydation catalytique du fer. Ce phénomène est inévitable lorsque le pH est inférieur à 7,5. Il est donc recommandé dans ce cas de déferriser l’eau par aération en amont des filtres catalytiques et d’utiliser les filtres pour éliminer les précipités d’hydroxyde de fer, l’élimination catalytique étant alors réservée au seul manganèse.

Des essais de régénération de la Polarite ont été réalisés au KMn04 en discontinu et au chlore en continu (eau de javel). Le KMnO4 permet une récupération de la capacité de rétention initiale mais la Polarite se sature ensuite très rapidement. Le chlore donne de bons résultats car il permet de maintenir une capacité de rétention du manganèse constante dans le temps. Cependant, bien qu’il soit injecté au dernier moment, il oxyde une partie du manganèse avant que celui-ci n’atteigne les sites d’adsorption/oxydation catalytique. Il y a alors formation d’oxyde de manganèse qui se dépose sur le dessus du matériau ce qui oblige à réaliser des rétrolavages réguliers toutes les 48 heures.

L'approche technico-économique réalisée lors de cette première phase a montré que la filière catalytique nécessite un coût d'investissement plus faible que celui des filières conventionnelles pour des coûts de fonctionnement relativement proches.

La seconde phase de l'étude (2007) sera consacrée à enrichir et valider les résultats obtenus en 2006 par des essais pilote sur site (Verneuil-Vernouillet) ainsi que par une synthèse des retours d'expérience sur la mise en œuvre industrielle de ce procédé. Le procédé sera optimisé, comparé aux techniques conventionnelles et des recommandations de mise en œuvre seront établies avec le domaine d'application.

Une teneur élevée en matières organiques (MO) résiduelles en sortie des usines de production d'eau potable peut d'une part engendrer, après désinfection, la formation de sous-produits de désinfection et l'apparition de goûts et odeurs et d'autre part contribuer, par apport de nutriments, à une reviviscence bactérienne au niveau du réseau de distribution. Les traitement conventionnels mis en œuvre sur les filières de traitement pour éliminer cette matière organique sont la clarification et l’adsorption sur charbon actif couplées ou non à la filtration membranaire. Cependant, ils ont leurs limites techniques ou économiques en particulier pour certaines ressources difficiles à traiter telles que les eaux de surface notamment. Il est donc nécessaire, pour ce type d'eau, de proposer des solutions complémentaires ou alternatives aux traitements conventionnels.

Une des voies alternatives possibles est la mise en œuvre de résines macroporeuses, neutres ou anioniques, sous forme de filtre ou de particules libres. Ces résines, régénérables sur place et pouvant être mis en œuvre en traitement direct ou en affinage, élimineraient les matières organiques et remplaceraient ou soulageraient ainsi l'étape de clarification (ou de filtration sur membrane), et le charbon serait réservé pour éliminer les micropolluants. Cette voie a été explorée à échelle laboratoire et sur installation pilote à partir des années 1980 et des réalisations industrielles mettant en œuvre ces matériaux innovants ont déjà vu le jour. Cependant, la disponibilité de ces résines pour l'application à l'échelle industrielle a beaucoup évoluée depuis ces dernières années (agrément, coût, etc.) et il n'existe pas aujourd'hui d'études exhaustives et impartiales de comparaison technico-économique entre cette technique et les autres techniques utilisées pour éliminer les matières organiques. Une telle étude permettrait de clairement identifier les applications (type de ressource, capacité, objectifs à atteindre) pour lesquelles les résines et leur mise en œuvre seraient compétitives. La présente étude propose donc de réaliser une synthèse bibliographique sur les résines (état de l’art et analyse technico-économique).
Les résines échangeuses d’anions sont produites à partir d’une matrice à base de polymères sur laquelle sont attachés, par des laisons covalentes, des fonctions amines tertiaires ou quaternaires. La résine est ensuite mise en contact avec une solution d’ions chargés négativement, comme les ions chlorures, qui vont se fixer par liaisons électrostatiques avec les sites positifs de la résine. La résine peut être conçue de telle manière que le coefficient de sélectivité pour la matière organique, composée d’acides hydrophiles et hydrophobes, soit supérieur à celui des ions chlorures ce qui permet d’échanger les ions chlorures contre la matière organique en solution.

Les résultats des différentes études disponibles montrent que les résines les plus efficaces pour éliminer la matière organique naturelle sont les résines échangeuses d’anions fortement basiques avec des fonctions amines quaternaires formés à partir d’un squelette polyacrylique et ayant une structure macroporeuse. Qu’elles soient en lit fixé ou dans un réacteur mélangé en flux continu (procédé MIEX® ou Magnetic Ion EXchange), elles peuvent avoir différentes applications potentielles pour répondre aux besoins de traitement spécifiques à un site donné. Le principal avantage offert par ces résines, par rapport aux procédés conventionnels, est d’éliminer les composés de faibles poids moléculaires ce qui permet de diminuer le dose de chlore en désinfection finale et limite ainsi le risque de formation des sous-produits de désinfection comme les THM (trihalométhanes) et les AHA (acides haloacétiques). Elles permettent aussi d’éliminer en parallèle l’arsenic, les bromures et les sulfures et de diminuer la dose de coagulant, donc le volume de boues, lorsqu’elles sont placées à l’amont de la coagulation. Cependant, elles présentent certains inconvénients : elles n’éliminent pas la turbidité ; leur performance dépend de la qualité de l’eau brute ; le devenir des éluats de régénération doit être réglé.

Le coût des résines anioniques est généralement supérieurs à ceux obtenus en modifiant un traitement conventionnel existant, comme l’optimisation de la coagulation, pour améliorer l’élimination des matières organiques naturelles. Cependant, l’utilisation des résines peut offrir une alternative envisageable lorsque, d’une part les modifications de traitement sont inefficaces ou impossibles à mettre en oeuvre, et d’autre part lorsque le niveau requis pour l’élimination des matières organiques naturelles est suffisamment important pour que le coût des résines anioniques devienne moins élevé que ceux relatifs à l’adsorption sur CAG ou à la nanofiltration. L’étude technico-économique du procédé MIEX®, réalisée sur la base des données disponibles dans la littérature, montre que ses coûts d’investissement et de fonctionnement sont en revanche comparables à ceux des filières conventionnelles. Mais des essais sur pilote sont néanmoins nécessaires pour affiner cette comparaison.

En conclusion, l’utilisation des résines pour éliminer les matières organiques naturelles est intéressante dans le cas de certaines applications qui réprésentent un faible marché en France. Par contre, ce procédé se développe à l’étranger car les problématiques sont différentes.

La réglementation impose que les eaux destinées à la consommation humaine ne contiennent pas de microorganismes, de parasites ou toutes autres substances constituant un danger potentiel pour la santé des personnes. A cette fin, le contrôle de l’eau a été basé sur la recherche d’indicateurs de qualité reflétant le risque bactériologique. Pourtant, concernant le risque viral et le risque parasitaire, la limite de ces indicateurs de qualité traditionnels a été démontrée par plusieurs études épidémiologiques.

De nombreux travaux ont alors été menés ces dernières années pour améliorer les méthodes d’analyses de certains parasites comme Giardia et Cryptosporidium. Pour les virus, une norme AFNOR existe déjà concernant la recherche des entérovirus en culture cellulaire (XP T 90-451) mais elle pose des problèmes de spécificité et de sensibilité. Un gros travail de développement analytique reste donc à faire.

Par conséquent, l’objectif ultime de l’étude est de disposer d’une méthode analytique alternative pour estimer le risque viral lié à l’eau et pour évaluer l’efficacité des traitements de potabilisation. La méthode de base, majoritairement utilisée dans ce domaine et comportant une concentration, une purification et une détection, est alors reprise pour être optimisée. L’optimisation est axée sur les deux premières étapes de la méthode, soit la concentration et la purification, la détection ayant déjà fait l’objet d’études antérieures en 2001 qui ont abouti à la mise au point de la RT-PCR pour le Poliovirus (enterovius) et le virus de l’hépatite A. La RT-PCR est une méthode de détection par biologie moléculaire plus rapide, plus sensible et plus spécifique que la méthode normalisée par culture cellulaire. Le travail consiste donc à faire tendre les étapes de concentration et de purification vers les critères suivants : adaptabilité à tout type d’eau et sur une large gamme de virus quelle que soit leur concentration dans l’eau, rendement élevé de récupération de virus, répétabilité et reproductibilité élévées, compatibilité avec la détection, adaptabilité en routine. Une seule concentration-purification suffirait alors quelle que soit la méthode de détection utilisée et quel que soit le virus à analyser, la détection étant quant à elle spécifique à chaque virus recherché.

La phase bibliographique de l’étude (2004) a permis :
- de recenser et hiérarchiser les virus liés à l’eau selon leur degré d’importance ; 7 virus responsables d’hépatites et de gastro-entérites ont ainsi été identifiés : virus de l’hépatite A et E, rotavirus, norovirus, astrovirus, adénovirus et enterovirus ;
- de choisir une méthode de purification : celle qui utilise l’adsorption sur silice ;
- de dresser un inventaire des méthodes de concentration des virus à partir d’échantillon d’eau ; 4 méthodes intéressantes de concentration ont été répertoriées dont la méthode normalisée ; elles sont basées sur l’adsorption-élution ou l’ultrafiltration.

La phase expérimentale de l’étude (2005-2006) a permis d’évaluer la méthode de purification par adsorption sur silice et les 4 méthodes de concentration sélectionnées lors de la phase bibliographique, plus 3 autres méthodes de concentration développées en interne. Les essais ont été menés sur des eaux contaminées artificiellement par deux virus (le poliovirus et le virus de l’hépatite A, choisis en raison de la disponibilité de leur détection par RT-PCR) puis sur des eaux naturelles. La détection des virus a donc été réalisée par RT-PCR avec confirmation par culture cellulaire (méthode normalisée) pour les virus cultivables.

Les deux kits commerciaux d’extraction-purification testés, basés sur l’adsorption des acides nucléïques viraux sur de la silice, sont les kits NUCLISENS® et QIAGEN. QIAGEN a de beaucoup moins bons rendements que NUCLISENS® et nécessite une étape supplémentaire d’ultrafiltration amont pour éviter le colmatage. Le kit NUCLISENS® a donc été retenu même si sa mise en oeuvre est assez lourde en terme de manipulation. L’évolution de ce kit vers une version contenant de la silice magnétique offrirait une possibilité d’automatisation qui allègerait sa mise en oeuvre et permettrait une utilisation en routine.

Sur les 7 méthodes de concentration testées, deux sont plus efficaces que la méthode normalisée : la filtration sur membrane nylon et la double ultrafiltration. La filtration sur membrane nylon est plus facile à mettre en oeuvre et moins longue (35 mn contre 5 h pour l’ultrafiltration) mais présente quelques inconvénients que n’a pas l’ultrafiltration. L’un d’entre eux est d’avoir un volume analysable faible (de 0,3 à 1 l contre 20 à 30 l dans le cas de l’ultrafiltration) ce qui réduit les possibilités de trouver des virus. Un autre est l’obligation de refaire une filtration pour chaque virus recherché ce qui démultiplie d’autant le temps et le coût d’analyse. Par ailleurs, la filtration sur membrane nylon ne permet pas la détection par culture cellulaire (pour comparaison à la RT-PCR), ou alors en ajoutant une étape supplémentaire de décrochage des virus de la membrane qui alourdirait le protocole et serait une source de perte de rendement supplémentaire.

Ces deux méthodes ont ensuite été testées sur 44 échantillons d’eaux brutes karstiques (sans épisode de turbidité le temps de la campagne d’analyse) et 3 d’eaux distribuées représentant 12 sites différents. Sur certains échantillons, elles ont permis la détection de virus que la méthode normalisée n’a pas su repérer. Elles sont donc applicables à des eaux peu à moyennement turbides, la concentration par filtration sur membrane nylon étant plus adaptée en autosurveillance et la concentration par ultrafiltration plus adaptée à l’étude de points critiques en cas de pollution. Ces résultats très positifs encouragent à définir de nouveaux axes d’amélioration tels que l’automatisation du système de prélèvement sur site, l’automatisation de l’étape d’extraction... Il faudra également mettre au point la détection par RT-PCR pour les 5 autres virus sélectionnés à partir de la littérature.

Le glyphosate, herbicide utilisé aujourd'hui en grande quantité et se retrouvant partout à des concentrations élevées dans les eaux de rivières, est difficile à analyser même en laboratoire. Soit les méthodes montrent une certaine variabilité, soit elles sont complexes à mettre en œuvre.

Hocer IS (Instrumentation et systèmes), société spécialisée dans le développement de systèmes de mesures en ligne, a développé et commercialisé un appareil de détection des micropolluants organiques (pesticides, hydrocarbures, HAPs, etc.) dans des gammes de mesures comprises entre 0,1 µg/l à 1 mg/l : Aquapod. Cet appareil, basé sur une technologie brevetée, repose sur une concentration en phase solide (SPE) suivie, pour la détection, d'une analyse par spectrométrie UV du concentrat. Son autonomie est de 250 analyses sans intervention d'opérateurs. Mais dans son état actuel, Aquapod ne peut pas détecter le glyphosate et son dérivé principal (AMPA ou acide aminométhylphosphonique) car ces deux molécules ne sont pas retenues sur le système de concentration et, de plus, ne présentent pas de signal UV significatif.

Aquapod à l'analyse du glyposate et de l'AMPA, en utilisant une méthode d'analyse efficace qui se prête à une mise en œuvre en continu sur site. Ainsi sera mise au point une extraction sélective du glyphosate et de son dérivé, suivie d'une détection colorimétrique si possible dans le domaine UV-visible. L'extraction serait obtenue par une séparation en phase solide :
- soit sur un support rendu spécifique par reconnaissance immunologique (voie biologique) : un support solide est greffé par des anticorps qui ont été développés pour reconnaître stériquement et fonctionnellement une famille de composés,
- soit par la création d'un polymère à empreinte moléculaire ou MIP (moleculary imprinted polymers, voie chimique moins chère et plus rapide) : un matériau possède des sites récepteurs spécifiques d'une molécule cible (molécule à éliminer). Ces sites sont obtenus en polymérisant un monomère autour de la molécule empreinte appelée template, c’est-à-dire autour de la molécule cible elle-même ou d’une molécule très voisine (approche par “dummy imprinting”), puis en éluant ce template laissant ainsi libre des cavités qui ne pourront retenir que les molécules de structure proche. Cette approche chimique est assez récente dans le domaine de l'extraction.
Puis l'extraction sélective devra être automatisée et évaluée à travers différents tests en laboratoire sur des eaux naturelles.

Avant d’étudier ces deux types de supports, il a été préalablement nécessaire de mettre en oeuvre des techniques chromatographiques pour l’analyse du glyphosate et de ses analogues : l’AMPA et le glyphosate-FMOC (commercialisé comme étalon). Le FMOC (9-fluorenylmethylchoroformate) permet au composé avec lequel il est dérivé d’être plus facilement détectable par fluorescence. Après une tentative d’optimisation de la chromatographie liquide couplée à la spectrométrie de masse (CPL-SM), le choix s’est finalement porté sur :
- la chromatogarphie ionique (CI) associée à un détecteur conductimétrique avec une limite de détection de 150 µg/L pour le glyphosate,
- la chromatographie liquide couplée à une détection par fluorescence (CPL-FLUO) avec une limite de détection de 5 µg/L pour le glyphosate-FMOC.
Par contre, l’analyse de l’AMPA n’a pas pu être déterminée dans les mêmes conditions que celle du glyphosate si bien que cet aspect a été mis de côté lors de ces essais, l’AMPA étant un composé minoritaire par rapport au glyphosate.

Les deux supports à l’étude, soit l’immunoadsorbant et le MIP, ont ensuite été synthétisés et caractérisés pour l’extraction du glyphostate et du glyphosate-FMOC :

- Synthèse de l’immunoadsorbant : le choix s’est porté sur un gel de sépharose-CN-BR pour le support et sur des anticorps polyclonaux produits chez le lapin (2 mg d’anticorps greffés pour 1 mL de gel). Les résultats n’ont pas été concluants. En effet, la rétention des composés est très faible voire inexistante pouvant s’expliquer soit par un problème survenu lors du greffage, soit par une trop faible affinité des anticorps vis-à-vis du glyphosate et de son dérivé. Une nouvelle synthèse sera réalisée pour vérifier ces conclusions.

- Synthèse du MIP : le choix s’est porté sur la 2-vinylpyridine (2-Vpy) comme monomère, le chloroforme comme porogène, l’EDGMA comme agent réticulant et l’AIBN comme l’initiateur radicalaire. Le glyphosate et le glyphosate-FMOC (molécules cibles) n’ont pas pu être utilisés comme molécule empreinte en raison de leur manque de solubilité dans le solvant de synthèse. L’approche par “dummy imprinting” (choix d’une molécule de structure voisine) a donc été utilisée pour contourner ce problème. Cette approche présente aussi l’avantage que le MIP obtenu peut alors extraire la molécule cible de l’échantillon à analyser sans que le relargage probable de la molécule empreinte ne gêne l’analyse de la molécule cible, l'élimination de la molécule empreinte devant avoir lieu après l'étape de polymérisation. Les résultats ont montré, après la mise au point de tout un protocole d’extraction, que le MIP synthétisé avait une sélectivité vis-à-vis du glyphosate-FMOC dans l’eau, ce qui est encourageant pour la suite des extractions à réaliser notamment avec le glyphostate.

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 présentes 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)

La première année de ce nouveau programme a permis de mettre au point, d’optimiser et de valider un protocole d’extraction-concentration des polluants organiques dans l’eau, de façon à préparer au mieux les échantillons destinés aux tests biologiques. Cette première année a également permis d’optimiser le test biologique in vitro de détermination des effets perturbateurs qu’ont les micropolluants sur les récepteurs aux hormones oestrogéniques (lignée cellulaire MELN) et de développer un nouveau test : le test biologique in vitro d’évaluation des effets perturbateurs qu’ont les micropolluants sur les récepteurs aux hormones thyroïdiennes (lignée cellulaire PC-12). Le principe de ces deux tests est le même : les cellules, aptes à proliférer en présence d’hormones (17ß-oestradiol (E2) pour les cellules MELN et triiodothyronine (T3) pour les cellules PC-12) contiennent de la luciférase de luciole qui réagit de façon proportionnelle à la quantité d’hormones naturelles ou de perturbateurs endocriniens présents dans l’échantillon à analyser. Le dosage de la luminescence, réalisé à partir d'une gamme étalon obtenue selon le test soit avec le 17ß-oestradiol, soit avec la triiodothyronine (hormones naturelles), permet de quantifier un effet mimétique (oestrogénomimétique ou thyromimétique) venant se substituer avec une plus ou moins grande intensité à l’action des hormones naturelles, ou au contraire un effet inhibiteur.

Les deux tests ont ensuite été utilisés cette même année sur les eaux “entrée-sortie” des stations d’épuration (STEP) de Colombes et de Valenton. Un essai de viabilité MTT (test colorimétrique où les cellules viables transforment le sel de tetrazolium jaune en formazan rouge) 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 deuxième année de ce nouveau programme a permis d’optimiser le modèle PC-12, entre autres par l’insertion de façon permanente du gène luciférase dans le génome des cellules. Cette intégration avait lieu auparavant à chaque test ce qui impliquait un temps de main-d’oeuvre important, un coût plus élevé d’analyse et une variabilité importante des résultats. Le modèle PC-12 est désormais validé vis-à-vis de l’activation du signal de luminescence par un effet mimétique lié à la présence d’un polluant qui agit à plus ou moins grande intensité comme l’hormone naturelle, mais la validation reste à faire en ce qui concerne l’inhibition de ce signal par un antagoniste, c’est-à-dire un composé qui prendrait la place de l’hormone naturelle sur le récepteur empêchant ainsi son action normale sur l’organisme. Cet antagonisme reste à déterminer.

La seconde année a également permis de continuer les campagnes de prélèvement. Les résultats ont montré que les affluents des deux stations d’épuration de Colombes et de Valenton avaient un effet oestrogénomimétique et dans une moindre mesure thyromimétique. Cet effet est en majeur partie éliminé par le traitement des STEP puis dilué par la rivière.

L’étude se poursuit.
La suite de l’étude sera orientée vers une utilisation des tests biologiques sur des eaux ozonées, nanofiltrées et potables.

Les bromates, responsables de tumeurs rénales chez l’animal, sont classés à ce jour comme pouvant être cancérogènes pour l’homme. L’OMS (organisation Mondiale de la Santé) et l’Union Européenne ont donc établi une recommandation et des limites de qualité dans les eaux destinées à la consommation humaine que les deux décrets français successifs de 2001 et 2003 ont repris : 25 µg/l à respecter à partir de décembre 2003 et 10 µg/l à respecter à partir de décembre 2008.

La présence de bromates dans les eaux de consommation peut avoir deux causes principales : la postozonation des bromures contenus dans les eaux brutes et les impuretés présentes dans certaines solutions d’hypochlorite de sodium (eau de Javel) utilisées en désinfection finale. La préozonation, mise en oeuvre dans les conditions habituelles d’exploitation, ne forme quant à elle pas de bromates. En effet, il n’y a pas de résiduel d’ozone dissous mesurable et le temps de séjour de l’eau est court. L’objectif de l’étude est d’intervenir sur ces deux causes principales de formation des bromates pour réduire leur quantité dans l’eau potable.

L’étude s’est d’abord orientée vers la réduction des impuretés contenus dans les solutions d’hypochlorite de sodium utilisées pour la désinfection finale. La quantité de bromates pouvant être introduite dans l’eau potable par cette voie peut atteindre la limite de qualité de 10 µg/l. Deux fournisseurs susceptibles de livrer une solution commerciale introduisant moins de 1 µg/l de bromates ont alors été identifiés : Elf-Ato-Fina et un fournisseur belge.

L’étude s’est ensuite orientée vers les postes d’ozonation de la SAGEP(Société Anonyme pour la Gestion des Eaux de Paris, appelé désormais Eau de Paris). En effet, chacune des trois usines de production d’eau potable de la SAGEP (Orly, Ivry et Joinville) possède une étape de postozonation (pour inactiver virus et bactéries) et les teneurs en bromures dans les eaux prélevées (la Seine et la Marne) sont suffisantes pour que la teneur en bromates dans l’eau traitée excède la limite de qualité de 10 µg/l. Un suivi, réalisé pendant plusieurs années sur ces trois usines, a confirmé que les teneurs en bromates des eaux produites peuvent atteindre 45 µg/l en période chaude (T>15°C). Il est donc nécessaire d’optimiser les conditions d’ozonation pour limiter cette formation de bromates sans compromettre la désinfection.

Les essais pour l’optimisation de la postozonation ont été réalisés en 2003. Ils ont montré que, tout en conservant un résiduel d’ozone de 0,4 mg/l en sortie de réacteur d’ozonation, la réduction du temps de contact entre l’eau et l’ozone par trois méthodes parfois complémentaires (1- Injection d’ozone plus en aval dans le réacteur, 2- Neutralisation du résiduel d’ozone dissous en sortie de réacteur par le bisulfite de sodium, 3- Augmentation du débit à traiter par réacteur d’ozonation) permet de respecter la limite de qualité transitoire de 25 µg/l pour les bromates pendant la période dite chaude sur les trois sites de la SAGEP. Mais malgré toutes ces mesures, la limite ultime de qualité de 10 µg/l ne peut être respectée en permanence pendant cette période chaude.

Il est donc nécessaire d’envisager, avant l’échéance de 2008, la mise en place d’une technique alternative à la postozonation qui permettrait de diminuer les doses d’ozone appliquées voire de les supprimer. La nouvelle filière devra jouer le rôle que l’ozone a actuellement vis-à-vis du filtre à charbon actif en grains (CAG) situé à l’aval, c’est-à-dire un rôle protecteur contre une éventuelle explosion de micro-organismes pathogènes. La technique alternative qui correspond le mieux à cette problématique est la désinfection par rayonnement ultraviolet (UV), en substitution partielle (couplage O3 à dose réduite-UV) ou totale de la post-ozonation. L’utilisation du couplage O3 à dose réduite-UV devrait en plus, par une action dite “multibarrière”, améliorer la rétention/inactivation des micro-organismes pathogènes (virus, bactéries, protozoaires). En effet, l’action serait complémentaire, l’ozone inactivant mieux les virus résistants aux UV et les UV inactivant mieux certains parasites tels que Cryptosporidium. Dans ce cas, la dose d’UV à appliquer pourrait, tout comme celle de l’ozone, être réduite par rapport à une utilisation non couplée. L’objectif de l’étude est d’appréhender les avantages et inconvénients d’une telle approche.

Un pilote (quelques centaines de l/h) composé de trois filières a été installé pendant un an en 2005 à l’UPEP de Joinville, sur l’eau de Marne clarifiée. Deux nouvelles filières ont été testées et comparées à la troisième servant de référence, le but étant d’améliorer la qualité de l’eau vis-à-vis des bromates sans altérer la protection que le CAG a actuellement sur les filières classiques grâce à un taux d’ozone de 0,4 mg/L :
1- O3 à 0,2 mg/L (ozonation réduite) et CAG : l’UV (étape non testée sur le pilote) serait alors mis en oeuvre après le CAG et avant la chloration, en complément de l’ozonation réduite, et à une dose elle-même diminuée par rapport à ce qu’elle serait en cas d’utilisation de l’UV par substitution totale de l’ozone,
2- UV et CAG : l’UV est ici mis en oeuvre en substitution totale et en lieu et place de l’ozonation, il faut alors vérifier qu’il n’y ait pas de développement bactérien dans le CAG ni d’augmentation des matières organiques en sortie de CAG,
3- O3 à 0,4 mg/L (ozonation normale) et CAG : filière de référence actuellement en place sur les usines.
La qualité de l’eau a été suivie en sortie de clarification, en sortie de post-ozonation (ou d’UV selon le cas) et en sortie de CAG, vis-à-vis de différents paramètres dont les bromates, la matière organique, les sous-produits de chloration et la microbiologie.

Les résultats montrent que les deux filières testées répondent à l’objectif ultime sur les bromates sans qu’il n’y ait de modification notable de la qualité microbologique de l’eau. Ces deux filières sont donc validées pour une application à l’échelle industrielle avec une préférence, d’un point de vue technico-économique, pour celle qui utilise l’ozonation réduite et l’UV après le CAG.

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 repose sur une mise en œuvre innovante du charbon actif en poudre (CAP) qui permet d'optimiser les performances épuratoires. En effet, le CAP 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 adsorption sur 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. Le renouvellement du charbon peut être assuré de façon discontinue.

Des essais de validation hydraulique du concept ont été réalisés lors de la première phase de l’étude (2004) à partir d’un pilote (2x3 m3/h) installé sur le site de l’usine du Jaunay (85) qui potabilise une eau de retenue. Ils ont démontré la faisabilité technologique de carboplus®, à condition de sélectionner des charbons actifs de densité réelle proche à supérieure à 1,4 avec des tailles effectives (TE) supérieures à 200 µm. Ces critères permettent d’atteindre l’objectif fixé pour une bonne séparation, à savoir maintenir les teneurs en CA sous les 1 mg/l au niveau de la zone de restitution des eaux traitées (les vitesses ascentionnelles peuvent aller jusqu’à 11 m/h et l’emploi de réactifs de coagulation-floculation n’est pas nécessaire).

carboplus® a été validé lors de cette même année 2004 pour l’élimination des pesticides (atrazine). La deuxième année (2005) prévoit :
- de tester carboplus® pour l’élimination des solvants chlorés (trichloroéthylène : dopage à 20 µg/l en TCE, tétrachloroéthylène : dopage à 100 µg/l en TTCE) ;
- d’étudier les lits mixtes de matériaux adsorbants et notamment le couplage CA/REI (charbon actif/résine échangeuse d’ions) dans le même réacteur ; la résine choisie est une résine polystyrénique anionique forte de type I à groupement fonctionnel ammonium quaternaire (A 400 E FL/PUROLITE et Dowex SBR-P/DOW), elle est utilisée en complément du CA pour l’élimination conjointe des nitrates (dopage à 60 mg/l).

La filtration sur CAG, souvent utilisée pour éliminer le TCE et le TTCE, est mal adaptée à cet usage : le risque de dépassement rapide de la norme, fixée à 10 µg/l, est très élevé. carboplus® est alors testé en utilisant un charbon actif à base de noix de coco, de forte densité, sur deux gammes granulométriques distinctes (0,20-0,27 mm et 0,35-0,40 mm). Les meilleurs résultats ont été obtenus avec les charbons de TE proche des 0,35-0,38 mm. Les niveaux de fuite ont pû être maintenus sous le microgramme par litre sur toute la durée du suivi (1 an), avec des doses de renouvellement en charbon neuf de 13 mg/l sur les 100 premiers jours et de 9,8 mg/l par la suite, couvrant les 250 jours d’exploitation. Ces doses de charbon sont ajustées en fonction de la quantité de matières organiques contenues dans l’eau brute (COT variant de 2 à 4,6 mg/l). La qualité de l’eau obtenue en sortie du réacteur carboplus® a une turbidité variant de 0,3 à 0,5 NFU.

La faisabilité du nouveau concept carboplus®/lit mixte CA-REI pour l’élimination conjointe des micropolluants et des nitrates a été démontrée à travers le suivi de 23 cycles d’épuisement/régénération successifs de la REI. La régénération de la résine a été réalisée hors réacteur. L’extraction hors du réacteur a été possible grâce à la différence de densité existant entre le charbon actif (plus lourd) et la REI (plus légère). Cependant, le concept “lit mixte” n’est à utiliser que pour des pollutions en nitrates ponctuelles ou saisonnières. Pour les pollutions chroniques, il est préférable d’utiliser les techniques classiques d’élimination (dénitratation par REI seule ou dénitrification par voie biologique). En effet, carboplus® version lit mixte a des cycles d’épuisement plus courts donc des consommations en régénérant plus importantes.

L’étude se poursuit en 2006 selon deux axes prioritaires :
- test d’un autre lit mixte pour l’élimination conjointe des micropolluants et de l’arsenic ou du sélénium : CA/matériau à base d’oxyde de fer ; le produit commercial correspondant au matériau à base d’oxyde de fer pour l’élimination de l’arsenic ou du sélénium est le BAYOXID E 33 ;
- validation du design industriel de carboplus® à travers une étude de modélisation hydraulique.

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
Les travaux réalisés dans le cadre de l’étude de l’influence du régime hydraulique ont permis d’avancer de façon importante sur cinq points relatifs aux biofilms formés en milieu “eau potable” : la dynamique initiale de formation des biofilms, la modélisation de l’accumulation bactérienne sur la surface, l’organisation et la diversité biologique de la biomasse constituant le biofilm, la capacité des biofilms à piéger et retenir les particules, l’impact d’une discontinuité hydraulique. Même si quelques points demandent encore réflexion comme le choix des particules modèles pour décrire l’accumulation de particules dans un biofilm ou la prise en compte du rôle des sédiments et des débris de corrosion ou encore des virus dans la dynamique de formation d’un biofilm, les connaissances acquises au terme de ces travaux pourront être utilisées à plusieurs escients :
- adaptation des stratégies de nettoyage et de gestion des réseaux grâce à une meilleure connaissance du biofilm,
- prédiction de l’évolution à long terme d’un biofilm en réseaux par la simple connaissance des conditions d’écoulements dans la canalisation grâce au modèle établi pour décrire l’accumulation bactérienne sur les parois des canalisations,
- gestion de façon plus appropriée de l’accumulation de pathogène dans le biofilm par la connaissance de leur localisation.

Influence de chlorations discontinues
Le travail réalisé dans le cadre de l’étude de l’influence de chlorations discontinues montre la capacité des communautés bactériennes à s’adapter à une situation nouvelle, à se “reconstituer/reconstruire” suite aux stress chlore appliqués en discontinu, et confirme la “résilience écologique” des biofilms. Les essais ont effectivement montré entre autres que, parmi les trois groupes de protéobactéries étudiés (alpha, bêta et gamma), la fraction de gamma-protéobactéries, minoritaire en nombre mais comprenant la plupart des pathogènes, augmente fortement suite à la mise en place d’une chloration. Cette augmentation s’accentue à la suite d’une discontinuité “chlore” de 0,1 à 0,4 mg/l, et d’autant plus pour une dose de chlore continue plus importante (1 mg/l). Le phénomène observé s’explique par la résistance avérée de ce groupe aux oxydants. La réorganisation des peuplements de protéobactéries a ainsi été systématiquement observée dans tous les essais. Une succession de stress chimiques au chlore profite donc au groupe de protéobactéries dont font partie la plupart des pathogènes. Ces résultats sont par conséquent susceptibles de donner des pistes pour une meilleure gestion de la chloration en réseau de distribution.

Depuis quelques années, des alertes ont été publiées sur la présence dans l'environnement, et en particulier dans les eaux, de molécules (ou de mélange 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" ou “perturbateurs endocriniens”, peuvent de ce fait potentialiser ou au contraire inhiber l'action des hormones naturelles des organismes. Elles sont donc à l'origine de troubles de la reproduction, de cancers ou de malformations génitales observées chez de nombreuses espèces animales. Leur présence dans l’alimentation et dans les ressources en eau potable fait craindre des effets similaires chez l’Homme, ce qui constitue une préoccupation majeure de Santé Publique.

Parmi ces composés, 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. Mais s'il est établi que les effets observés sur la faune directement en contact avec l'eau contaminée sont susceptibles de perturber l'intégrité physiologique des espèces concernées, l'état actuel des connaissances scientifiques sur les dangers d'exposition à ces micropolluants est encore trop faible. Il est donc nécessaire d'évaluer le devenir de ces micropolluants dans les rejets et d'acquérir des données toxicologiques fiables permettant d'établir une évaluation rigoureuse du risque sanitaire encouru par les populations concernées.

Divers modèles - animaux, cellulaires, biochimiques - d’évaluation de la perturbation oestrogénique ont été proposés pour déterminer ce risque sanitaire. Mais le risque sanitaire est aussi lié à d’autres types de perturbations et notamment les perturbations thyroïdiennes qui ont un rôle crucial dans la régulation du métabolisme et du développement, en particulier cérébral, chez les vertébrés dont l’Homme.

L’objectif de ce programme prévoit donc l’évaluation de la stimulation ou de l’inhibition par des substances chimiques (pures ou en mélange complexe) de l’activité des hormones thyroïdiennes. Les effets perturbateurs sont appelés mimétiques (thyromimétiques) lorsqu’ils viennent se substituer avec une plus ou moins grande intensité à l’action des hormones naturelles. Aucun test de ce type n’est encore à ce jour validé.

Un modèle cellulaire a alors été mis au point à partir de cellules disponibles, issues d’un cancer de glande surrénale de rat et qui ont été modifiées pour y introduire des récepteurs aux hormones thyroïdiennes (récepteurs de poulet). Ces cellules PC12-6c ont été optimisées dans le cadre de ce programme par l’insertion permanente du gène luciférase dans leur génome. Ainsi, une quantification facile par luminescence de l’activité perturbatrice endocrinienne est possible avec une émission du signal lumineux proportionnel à cette activité. Le modèle, nommé PC-DR-LUC, a ensuite été validé sur les eaux des stations d’épuration (STEP) de Colombes et Valenton, sur des eaux de rivières (Seine) utilisées pour la production d’eau potable en Ile-de-France et au niveau de quatre usines de production d’eau potable (UPEP), deux à l’amont de Paris (Choisy-le-Roi et Ivry) et deux à l’aval (Vernouillet et Aubergenville). Les effets oestrogéniques ont été évalués en parallèle sur le test cellulaire MELN. Des essais de viabilité cellulaire de type MTT ont également été systématiquement réalisés pour déterminer la cytotoxicité des polluants qui pourraient alors fausser l’interprétation des résultats. Puis des techniques de couplage chromatographie liquide/spectrométrie de masse (CL/SM/SM) ont permis d’identifier et de quantifier les substances environnementales potentiellement responsables des activités perturbatrices endocriniennes.

Les résultats obtenus montrent que :
- les eaux usées entrant sur les STEP ont des effets oestrogénomimétiques et thyromimétiques, les effets oestrogénomimétiques étant beaucoup plus élevés que les effets thyromimétiques,
- les procédés d’épuration des deux STEP étudiées, et surtout l’étape biologique, permettent d’éliminer à plus 90 % les contaminants responsables des effets oestrogénomimétiques et thyromimétiques,
- des contaminants à effets oestrogénomimétiques sont néanmoins encore détectés en sortie de STEP et dans la Seine ; en revanche aucun effet thyromimétique significatif n’est observé à ces endroits,
- aucune perturbation endocrinienne n’a été détectée dans l’eau potable produite par les quatre usines étudiées,
- la présence de 4-NPt a été constatée à 1,5 µg/L dans les échantillons à effets thyromimétiques prélevés à l’entrée d’une des deux STEP ; le 4-NPt est un nonylphénol technique correspondant à un mélange d’isomères à chaînes ramifiées, il peut provenir de plastiques, cosmétiques, détergents ou peintures ; la Directive Cadre Européenne (2000/60/CE) a fixé pour ce paramètre une norme de qualité environnemental à 0,3 µg/L dans les eaux de surface (annexe X).

Le test PC-DR-LUC possède un réel intérêt pour identifier les risques sanitaires liés aux perturbateurs endocriniens présents entre autres dans l’eau. Il est sensible, spécifique et rapide et sa robotisation est actuellement en cours.

Les algues bleues et leurs toxines se propagent partout dans le monde et des espèces tropicales sont apparues récemment en Europe (cylindrospermopsine). Ces algues, appelées cyanobactéries, sont des micro-organismes dont il existe plus de 2000 espèces et qui sont présentes dans tous les écosystèmes avec des formes et des tailles variées. Pour 400 d'entre elles, elles ont une incidence sanitaire importante liée aux toxines qu'elles sont susceptibles de libérer lors de la lyse cellulaire qui peut se produire au cours de la potabilisation de l'eau. Les toxines sont généralement classées en trois groupes : neurotoxines (affectant le système nerveux), endotoxines (responsable d'allergie de la peau) et hépatotoxines (maladies du foie : hépatites et cancers).

En France, de 2001 à 2007, seule la microcystine-LR était réglementée alors que les autres pays tels que le Canada, le Brésil, l'Australie, la Nouvelle Zélande et les USA ont mis en place des seuils sur les autres toxines (anatoxine cylindrospermopsine, nodularine, saxitoxine…). Ces réglementations étrangères pourraient être reprises dans le futur par la France. D’ailleurs, depuis 2007, la limite de référence de 1 µg/l s’applique non plus à la microcystine-LR mais au total des microcystines.

Aujourd’hui, les méthodes analytiques disponibles concernent la microcystine-LR et la nodularine. L'objectif de l'étude est donc d'anticiper l'évolution de la réglementation en disposant de méthodes d’analyses de référence capables d'identifier en cas de crise les principales toxines d'algues autre que la microcystine-LR

La première partie de l’étude, objet de ce rapport, a été consacrée à l’état de l’art. Une liste de sept toxines ou familles de toxines considérées comme prioritaires a été établie :
- Microcystines
- Cylindrospermopsine
- Nodularine
- Anatoxines
- Saxitoxines
- Dermatotoxines
- BMAA (béta-méthylaminoalanine, acide aminé neurotoxique non protéiné récemment découvert dans le cerveau d’un patient canadien décédé de la maladie d’Alzheimer).

Puis, des fiches techniques individuelles ont été élaborées comprenant les effets sur la santé et la toxicité ; les événements de crise (environnementaux et santé) ; la réglementation ; les occurrences, répartitions géographiques et origines (algues productrices) ; les méthodes d’analyses si elles existent.

Au final, les principales toxines ont été classées en trois groupes :
- groupe 1 : toxines d’intérêt principal comprenant les microcystines, les cylindrospermopsines et les anatoxines ;
- groupe 2 : toxines d’intérêt intermédiaire comprenant les saxitoxines (PST), les BMAA et les nodularines ;
- groupe 3 : toxines d’intérêt moindre comprenant les dermatotoxines.

L'objectif principal du projet étant de disposer d'une palette d'outils permettant d'évaluer de façon qualitative le risque sanitaire associé à la présence de toxines en eau distribuée aux consommateurs, il faut au préalable une caractérisation pertinente de la ressource incluant algues et toxines et une connaissance de leur devenir lors du traitement de potabilisation. La deuxième partie de l’étude prévoit donc l'adaptation et l’optimisation de méthodes analytiques par HPLC : HPLC-MS et HPLC-UV pour microcystines, HPLC avec fluorescence et HPLC-MS/MS pour BMAA qui est une toxine responsable des maladies neurodégénératives (Alzheimer) et dont la méthode a été mise au point lors de la première phase de l'étude, HPLC-MS/MS pour anatoxine, cylindrospermopsine et nodularine (méthodes également mises au point lors de la première phase de l'étude pour anatoxine et cylindrospermopsine). Seront aussi testées les méthodes de biologie moléculaire (PCR) pour l'identification des gènes responsables de la production de toxines ce qui permettra une quantification rapide des cyanobactéries pouvant ou non libérer des toxines. Puis des campagnes analytiques seront menées sur des sites connus pour leur aptitude au développement des cyanobactéries. Enfin, la traitabilité des toxines lors de la production d'eau potable sera caractérisée par recherche bibliographique sur la préoxydation, la clarification, l'affinage par oxydation et adsorption, ultrafiltration, nanofiltration…