Étant donné le développement important des techniques membranaires utilisées dans les filières de production d'eau potable pour éliminer les pesticides et les matières organiques, il semble indispensable d'étudier le devenir de leurs rejets appelés concentrats. Ces rejets représentent 15 à 25 % du débit d'eau produite dans le cas de la nanofiltration ou de l'osmose inverse. Ils peuvent donc rapidement atteindre plusieurs dizaines de milliers de m3/j sur les grosses usines de production d'eau potable (UPEP).

Leur composition dépend étroitement de la qualité de l'eau brute alimentant l'usine. D'une façon générale, ils sont chargés en sels, matières organiques, pesticides et phosphonates. A l'heure actuelle, certains concentrats sont encore rejetés directement dans le milieu naturel et les concentrations limites à respecter pour la préservation de l'environnement sont directement liées au débit du rejet et à celui de la rivière qui réceptionne le rejet.

Une première phase de l’étude a déjà été réalisée en laboratoire en 2006-2007 sur l'élimination des pesticides dans les concentrats. Elle a montré que certains pesticides sont abattus par adsorption sur charbon actif en poudre (CAP) et d’autres par ozonation (O3) et que le couplage en étapes successives “ozone-puis-CAP” ou de façon simultanée “ozone+CAP” est efficace pour tous les pesticides.

La deuxième phase de l'étude présentée ici (2007-2008) porte sur l’élimination de la matière organique (MO) dans les concentrats. Les différents moyens testés pour cela sont les mêmes que dans la première phase de l’étude : adsorption sur charbon actif seule, ozonation seule et couplage ozone-puis-charbon (étapes successives) ou ozone+charbon (simultanée). Le phénomène décrit dans la littérature sur le rôle de catalyseur que peut avoir, grâce à ses propriétés basiques, le charbon sur la décomposition de l’ozone en radicaux OH° sera étudié lors de la mise en oeuvre du couplage ozone-charbon. Les avantages seraient alors une meilleure élimination des polluants avec un temps de contact plus court. Les essais prévoient d’optimiser le temps de contact, les doses de CAP et d’ozone, le type de charbon et d’étudier l’effet d’une décarbonatation obtenue par augmentation du pH. La décarbonatation du concentrat pourrait en effet améliorer 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 trouverait alors nettement favorisé.

Onze charbons actifs en poudre de qualité et de caractéristiques différentes ont été testés pour éliminer la matière organique. Ils sont à base de bois ou de noix de coco et leur activation a été réalisée soit thermiquement, soit chimiquement, soit par le couplage de ces deux méthodes. Les meilleurs résultats ont été obtenus avec les charbons à base de bois et thermiquement activés. Le Picasorb16 s’est révélé être le charbon actif en poudre le plus efficace et a donc été utilisé pour la suite des essais.

Les résultats obtenus en laboratoire ont montré que l’ozone seule est peu efficace pour l’élimination de la matière organique ; l’adsorption seule et le couplage ozone puis CAP sont optimum pour un temps de contact de 10 mn ; le couplage ozone+CAP en simultanée est efficace dès 2 mn de temps de contact. Par ailleurs, l’augmentation du pH de 7,5 à 12 (décarbonatation) n’est efficace que pour l’ozone seule. En présence de charbon, la décarbonatation diminue nettement l’efficacité du traitement, l’adsorption est moins performante. La théorie sur l’amélioration que peut apporter la décarbonatation sur l’efficacité de l’ozonation n’est donc pas vérifiée en présence de charbon. Les résultats ont aussi montré que le Picasorb16 est légèrement dégradé par l’ozone à partir d’une dose d’ozone de 30 ppm. Les tests en laboratoire se poursuivent pour étudier l’effet d’une oxydation avancée (ozone couplée à H2O2 et réactif de Fenton) et l’effet d’un charbon actif biologique (ensemencé).

L’utilisation du charbon actif en grains (CAG) au niveau industriel présente plusieurs avantages : il est simple à mettre en oeuvre et à exploiter ; il n’y a pas de risque de retrouver des fines de charbon dans l’eau traitée contrairement au CAP ; il est possible de régénérer le charbon saturé. En revanche, le CAG ne permet pas d’assurer une qualité d’eau traitée constante dans le temps. Trois charbons actifs en grains ont été étudiés en laboratoire pour la suite de l’étude qui doit se dérouler à l’échelle semi-industrielle (pilote) : Picacarb 830, Picacarb 1020 et Picacarb 1240. Le Picacarb 1020 se révèle être le plus efficace pour l’abattement de la matière organique. Mais cependant, il reste peu efficace (faible adsorption pour un temps de contact supérieur à 20 min) dans les conditions utilisées qui sont éloignées des conditions optimales de mise en oeuvre sur le terrain en colonne d’adsorption.

La suite de l’étude (2008-2009) prévoit de valider à l’échelle semi-industrielle (pilote) les résultats obtenus en laboratoire. Le pilote composé de 4 colonnes d’adsorption sera installé dans le nouveau hall d’expérimentations d'Annet-sur-Marne réservé à l’eau potable. Les procédés testés seront : l'adsorption sur CAG neuf et déjà ensemencé et le couplage ozone puis CAG. L’objectif sera d’évaluer leur efficacité sur l'élimination de la matière organique dans le concentrat, matière organique qui impacte sur l'élimination des pesticides. L'eau proviendra d'un concentrat de nanofiltration dopé en pesticides.

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 (valeurs fixées par les exploitants, la norme étant respectivement de 50 µg/l et 200 µg/l), de façon à éviter les risques suivants : corrosion ou colmatage des ouvrages de distribution, diminution de l'efficacité de la désinfection, modification de la qualité organoleptique de l'eau (goût métallique et eau rouge), etc.

En France, deux principaux procédés de traitement, basés sur une précipitation par oxydation et une séparation physique (filtration ou décantation), sont mis en œuvre : les procédés physico-chimiques et les procédés biologiques. Mais bien que largement éprouvés, ils ne répondent pas toujours aux objectifs de qualité fixés et présentent des inconvénients respectifs : difficultés de réglage des oxydants utilisés dans le premier type de procédé et lenteur de mise en route avec sensibilité à la présence potentielle de polluants dans le second type de procédé.

Une troisième voie envisageable est l'élimination catalytique du fer et du manganèse par adsorption à la surface d'un matériau spécifique de filtration. Cette technique, utilisée depuis plusieurs années pour la production d'eau minérale, reste très marginale dans le domaine de l'eau potable. Pourtant, elle présente certains avantages : facilité de mise en œuvre, démarrage immédiat du procédé, élimination simultanée du fer et du manganèse. Ce procédé pourrait se développer devant l’apparition de nouvelles applications telles que l’élimination du sélénium et de l’arsenic.

La première phase de l'étude (2006) a permis entre autres de sélectionner et tester six matériaux en laboratoire : AquaMandix, Polarite, Mangagran, Greensand, sable manganisé et Mangalit. Les plus efficaces sont AquaMandix, Polarite et Mangagran. Les essais de régénération de la Polarite par ajout du chlore en continu ont été efficaces pour maintenir la capacité de rétention du manganèse constante dans le temps. De plus, 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) a eu comme objectif d'enrichir les résultats de 2006 par des essais pilote à Verneuil-Vernouillet mettant en oeuvre la Polarite et le Mangagran (l’Aquamandix n’a pas été retenu car il n’y a pas aujourd’hui de fournisseur). Une synthèse des retours d'expérience sur la mise en œuvre industrielle de l’élimination catalytique du fer et du manganèse en France et en Angleterre a également été réalisée.

Les essais pilote réalisés sur l’eau brute, avec des concentrations en manganèse dissous allant de 350 à 800 µg/l (celle en fer dissous sont en moyenne de 200 µg/l), ont montré que les conditions de traitement et de régénération utilisées n’étaient pas adaptées à la qualité de l’eau à traiter (concentrations élevées en manganèse). Les observations générales sont les suivantes : les performances du procédé dépendent fortement du pH ; la percée en manganèse (pas de percée pour le fer) apparaît bien avant d’avoir atteint la capacité maximale du matériau estimée par expérience en laboratoire ; les différents essais de régénération discontinue sur matériau complétement saturé ne sont pas efficaces (chlore, H2O2) et lorsqu’ils le sont (choc au KMnO4), la percée suivante en manganèse est trois fois plus rapide. Les résultats obtenus dans ces conditions de mise en oeuvre de la Polarite et du Mangagran sont donc incompatibles avec une mise en oeuvre industrielle en raison des coûts d’exploitation élevés liés à la fréquence de remplacement de la charge des matériaux catalytiques.

Les informations recueillies sur sites industriels utilisant la démanganisation catalytique montrent par ailleurs l’hétérogénéité des conditions d’application actuelles sur les points suivants :
- type d’eau : souterraine en France, superficielle en Angleterre
- production annuelle : 100 000 m3/an à 40 000 000 m3/an
- concentration en manganèse : 20 µg/l à 2000 µg/l
- pH de l’eau à traiter : 6,3 à 9,2
- Eau de rétrolavage : eau brute, eau + chlore, eau + KMnO4
- fréquence des rétrolavages : journalière à mensuelle
Néanmoins, d’après ces retours d’expériences, les conditions de fonctionnement pour lesquelles la filtration catalytique s’avère efficace pour éliminer le manganèse passent par une optimisation de la composition des rétrolavages et de leur fréquence.

Les différents résultats obtenus lors de cette seconde phase amènent à des questions supplémentaires quant à la mise en œuvre des matériaux catalytiques. En effet, lorsque les concentrations en manganèse sont élevées, l’utilisation de ce type de matériaux seuls n’est pas envisageable ; il faudrait prévoir une injection en ligne d’oxydant (KMnO4) pour éviter des fréquences de rétrolavages trop élevées. Les objectifs de la troisième phase seront donc entre autres concentrés sur : l’optimisation de la mise en oeuvre des matériaux ; l’évaluation de l'élimination potentielle conjointe de paramètres émergents dont les normes ont été durcies (arsenic, sélénium, fluor, antimoine) ; l’étude de la traitabilité des rejets ; la comparaison aux techniques conventionnelles et l’établissement du domaine d'application et des recommandations de mise en œuvre.

Lors de la potabilisation de l'eau, la filtration est le procédé clé pour éliminer les micro et macro-organismes de toutes sortes (bactéries, protozoaires, vers, crustacés, larves d'insectes…) présents dans la ressource. Mais la colonisation des média filtrants par ces organismes (pathogènes ou non) est un cas fréquemment rencontré. Selon le type d'organismes présents, cette colonisation peut être considérée comme un problème sanitaire, esthétique ou organoleptique, ou bien à l'inverse comme un bienfait lorsqu'une action de biodégradation de la pollution est observée. Quoiqu'il en soit, une des conséquences principales est le colmatage des filtres par la biomasse et une perte d'efficacité du traitement. Par ailleurs, ces organismes, dont certains sont sous forme de kyste, présentent des résistances aux désinfectants, et au chlore en particulier, très variables d'un groupe à l'autre.

L'objectif de l'étude est donc de contrôler le développement de ces organismes dans les média filtrants et d'optimiser leur rétention en définissant des protocoles curatifs et/ou préventifs de lavage ou de désinfection des filtres utilisés dans le domaine du traitement des eaux. Ces protocoles devraient ainsi permettre aux exploitants de filière de production d'eau potable de réduire les risques opérationnels (colmatage) et sanitaires liés à ce phénomène.

En 2007, un état de l'art a alors été réalisé sur ce sujet suivi d'un état des lieux de 9 sites de production d'eau potable (Morsang, Le Pecq, Le Mont-Valérien, Poissy, Viry…) traitant des eaux de surface et/ou souterraine et étant équipés de divers types de filtres (sable, CAG, biolite…) mis en œuvre dans des filières diverses (14 filtres différents étudiés au total). Le but de cet état des lieux a été d’établir une première synthèse des problèmes associés à l’accumulation et/ou au développement de micro et macro-organismes dans les média filtrants.

La synthèse bibliographique, établie à partir d’articles parus au cours des vingt dernières années, a permis de sélectionner, pour les essais en laboratoire et sur pilote, deux types d’organismes problématiques et un indicateur de pollution et/ou de traitabilité : les nématodes, les amibes et les bactéries sporulées. Les nématodes se retrouvent souvent en grand nombre dans les filtres ; ils s'y accumulent et s'y développent ; ils peuvent être pathogènes et sont difficiles à déloger par les moyens utilisés sur le terrain tels que les rétrolavages et le chlore à des doses acceptables d’exploitation. Les amibes, prédateurs de bactéries, peuvent aussi être pathogènes et se développer dans les filtres ; elles ont par ailleurs un rôle protecteur voire amplificateur de certaines bactéries pathogènes (telles que Legionella, Mycobacterium, etc.) ; leur taille leur permet de traverser le filtre et de se retrouver dans l'eau distribuée. Par contre, les bactéries sporulées ne se développent pas dans les média filtrants ; elles sont en revanche intéressantes à étudier car ce sont des indicateurs de pollution et/ou de traitabilité du fait de leurs liens avec d'autres organismes pathogènes plus difficiles à analyser en eau traitée tel que Cryptosporidium : lien d'occurrence, de rétention/accumulation sans développement dans les filtres, d'élimination par clarification, de résistance aux oxydants… (elles sont fortement résistantes aux désinfectants et sont bien retenues sur les filtres dans des conditions optimales d'exploitation).

L'état des lieux a montré que la présence qualitative des trois organismes recherchés dans les média filtrants est comparable sur l'ensemble des sites. Leur teneur est liée à la pollution de la ressource. Pas plus d'organismes n’ont été trouvés dans les filtres à CAG ou biolite que dans les filtres à sable pour des concentrations similaires en entrée. Pour les organismes qui présentent une aptitude à se développer au sein des média filtrants (nématodes, amibes, bactéries aérobies sporulantes ou BAS), des relargages peuvent être observés lors de la phase de filtration ce qui souligne le fait que les lavages des filtres sont pas ou peu efficaces. Pour les organismes qui ne se développent pas au sein des média filtrants (E. Coli, coliformes, Pseudomonas, enterocoques, bactéries anaérobies sulfitoréductrices ou SASR), leur élimination de l’eau par filtration est bonne et leur élimination du filtre par lavage est efficace. L'intérêt de chlorer les eaux de lavage, même à hauteur de 1 ppm, n'est pas démontré sur l'efficacité du lavage mais est réel pour limiter la prolifération des organismes qui se développent au sein des filtres. En conclusion, il est nécessaire de développer des procédés curatifs de lavage et de décontamination des filtres même si dans le cas présent aucune contamination des média suivis n'a été constatée et même si tous les sites étudiés sont en accord avec les standards réglementaires (E. Coli et entérocoques) et indicatifs (coliformes et SASR notamment).

En 2008, il est prévu de renforcer la pertinence et la solidité des conclusions tirées de l'état des lieux par l'analyse de 10 sites industriels supplémentaires. Des essais de lavage des filtres, en laboratoire (étude de l’effet par contact) puis sur pilote (étude de l’effet en dynamique en phase de filtration et de rétrolavage), seront réalisés sur des colonnes de filtration sur charbon actif pour mettre au point un nettoyage curatif avec la sélection des réactifs les plus efficaces (oxydants, sels, acides, bases...) et l’optimisation des taux et temps de contact. La contamination du média filtrant sera obtenue par ensemencement naturel avec de l'eau de surface ou dopage avec les microorganismes recherchés (BAS, Amibes, nématodes) en lien et cohérence avec les premiers résultats de l’état des lieux confortent le choix de ces micro-organismes proposé à la suite de la synthèse bibliographique. Des recommandations seront enfin établies sur les actions préventives (lavage des filtres) et les actions curatives (nettoyage/désinfection des filtres) nécessaires pour contrôler la flore microbienne.

Le charbon actif en poudre (CAP) est un réactif consommé en quantité importante sur les usines de production d’eau potable française pour éliminer les microplluants organiques. Cette forte consommation est liée d’une part, à la réglementation en vigueur qui impose des concentrations de plus en plus faibles en micropolluants dans les eaux distribuées et d’autre part, à la création de nouvelles usines de production d’eau potable (UPEP) traitant des ressources de plus en plus contaminées.

Le CAP utilisé sur les UPEP se retrouve en intégralité dans les rejets via les purges de décanteur, les eaux de lavage des filtres ou de rétrolavage des membranes. Ces boues d’eau potable ne peuvent à l’évidence être directement envoyés dans le milieu naturel mais la réglementation à ce niveau n’est pas précise. En effet, le rejet dans le milieu naturel requiert une déclaration ou une autorisation selon le flux massique et la composition de la boue (décret du 18 avril 2002 n°2002-540) mais il n’existe aucune spécification au niveau national ni européen concernant le CAP. La réglementation est déterminée localement par les préfets de chaque département ce qui entraîne de fortes disparités de gestion des rejets d’une UPEP à l’autre.

Par ailleurs, l’impact positif ou négatif de la présence de CAP sur le fonctionnement de la filière de traitement des boues d’eau potable n’a jamais réellement été étudié. De même, peu d’informations existent quant à l’impact sur l’environnement que peuvent avoir des boues d’eau potable chargées en CAP, ni quant à la valeur ajoutée que peut éventuellement apporter le CAP pour la valorisation finale des boues. L’épandage agricole est actuellement la seule voie de valorisation utilisée ; il faut pour cela prévoir dans la filière boues une injection de chaux en amont de la déshydratation, et bien que la teneur en CAP de ces boues n’a jusqu’à maintenant jamais posé de problème sur le plan législatif, il est préférable, devant l’évolution de la loi vers toujours plus de durcissement et la réticence grandissante des agriculteurs, de confirmer l’absence de relargage des pesticides par le CAP et de prévoir des solutions alternatives de valorisation.

L’objectif de l’étude porte donc sur l’impact que peut avoir la présence de CAP dans les boues d’eau potable, aussi bien au niveau de la gestion du traitement des boues que sur leur devenir final. La présence de CAP dans les boues représente-t-elle un risque ou bien leur donne-t-elle une valeur ajoutée ?

Au niveau de l’impact de la présence de CAP sur l’efficacité de la filière de traitement des boues d’eau potable, les résultats ont montré qu’il n’y a pas d’effet négatif ni sur l’épaississement ni sur la déshydratation utilisés sur ce type de filière. Cependant, il faut tenir compte du pouvoir abrasif des rejets chargés en CAP lors du choix des systèmes d’acheminement des boues vers leur traitement et privilégier par exemple un système de tapis roulant.

Au niveau de la valorisation agricole, les résultats ont confirmé que les boues analysées contenant du CAP ne présentent pas de non-conformité en éléments traces métalliques et organiques par rapport aux arrêtés de 1998 concernant l’épandage ; les tests de lixiviation n’ont pas montré de relargage de pesticides (triazines et diuron) par le CAP mais le relargage des AOX (composés organohalogénés adsorbables) est à surveiller.

Au niveau des valorisations alternatives à l’épandage agricole, les résultats ont montré que des solutions existent permettant d’utiliser ce réactif coûteux qu’est le CAP jusqu’au bout de ses capacités et de faire des économies sur le coût d’évacuation des boues. En effet, le CAP contenu dans les boues peut notamment être utilisé :
- comme agent adsorbant des polluants contenus dans les lixiviats de décharge ; le CAP permet alors de diminuer les teneurs en contaminants des lixiviats ce qui peut soit rendre éventuellement possible leur acceptation en station d’épuration, soit alléger la charge entrante sur le charbon actif en grains (CAG) de la filière de traitement propre au centre de stockage et ainsi obtenir des régénérations moins fréquentes ; il pourrait aussi être envisagé de récupérer le CAG usagé des filières “eau potable” pour les utiliser sur des filières “lixiviats” ;
- comme alourdisseur des boues activées d’un décanteur de station d’épuration (STEP) ; jusqu’à une certaine masse de boues d’eau potable ajoutées, le CAP améliore en effet la décantation de ces boues de STEP qui ont parfois du mal à décanter pendant certaines périodes estivales ;
- en combustion du fait de ses propriétés qui concourent à une augmentation du potentiel thermique de la boue.

Le Polychlorure de Vinyle (PVC) est un polymère thermoplastique fabriqué à partir de pétrole et de sel et utilisé entre autres pour la fabrication des canalisations d'eau potable. Son succès est dû à sa stabilité chimique vis-à-vis de l'eau, à sa facilité de pose et à son faible coût de production. Néanmoins, il a certains inconvénients : sensible à la lumière (il noircit et devient cassant) et fragile aux dépressions (il supporte assez mal les aspirations internes, les coups de bélier...). Il représente environ 1/3 des matériaux utilisés pour la distribution de l'eau, le reste étant majoritairement de la fonte. Il a été posé à partir des années 70 et certaines canalisations sont aujourd'hui âgées de plus de 30 ans.

Les événements de casses prématurées sur des branchements en PEHD - Poly Ethylène Haute Densité- (autre matériau polymère mis en oeuvre en longs tuyaux souples de 200 m pour éviter les raccordements et résistant particulièrement bien au vieillissement même à la lumière) ont conduit à réaliser des études pour comprendre les phénomènes de dégradation accélérée, observés en présence de certains désinfectants et notamment le dioxyde de chlore. Mais qu’en est-il du PVC ? Cet aspect est peu abordé dans la littérature contrairement aux aspects liés à la rupture mécanique et à la migration dans l’eau des stabilisants du PVC. Deux questions majeures se posent alors :

- Y a-t-il une sensibilité du PVC au contact des trois désinfectants couramment utilisés pour la désinfection de l’eau (eau de Javel NaOCl, dioxyde de chlore ClO2 et monochloramine NH2Cl) ? Pour y répondre, un vieillissement chimique accéléré (conditions plus extrêmes que sur le terrain), suivi d’essais de résistance mécanique (essai de traction), seront réalisés lors de la première partie de l’étude sur des canalisations neuves en PVC classique et biorienté. Le PVC biorienté présente une meilleure résistance mécanique pour une épaisseur moindre grâce à sa structure multicouche organisée par une double orientation alternée des chaînes de polymères, tel un tissage.

- Quel est l’état actuel du parc de canalisations PVC et comment prédire leur durée de vie résiduelle en vue de planifier des renouvellements éventuels et ainsi améliorer la gestion de l'exploitation des réseaux de distribution d'eau potable ? Pour y répondre, un vieillissement mécanique accéléré sera réalisé lors de la seconde partie de l’étude sur des prélèvements de canalisations exploitées depuis 30 ans (échantillon issu d’une portion du réseau d’Ancenis où de nombreuses casses ont été recensées).

Après trois mois de vieillissement chimique accéléré, réalisés en laboratoire dans le cadre des objectifs de la première partie de l’étude, les deux types de canalisations en PVC montrent une résistance chimique et mécanique satisfaisante face aux trois désinfectants testés. Ce comportement s’avère très satisfaisant et meilleur que le PEHD étudié dans les mêmes conditions de vieillissement.

Les essais de vieillissement mécanique accéléré, réalisés dans le cadre des objectifs de la seconde partie de l’étude, sont d’abord des essais de traction (application d’une force croissante avec suivi de l’allongement de l’échantillon jusqu’à sa rupture) et ensuite des essais de fluage représentant les conditions rencontrées en exploitation (application d’une force constante avec suivi de la déformation de l’échantillon au cours du temps). Les premiers types d’essais décrivent le comportement mécanique du PVC et permettent d’identifier les conditions de contrainte à appliquer pour les seconds types d’essais. L’ensemble des résultats a permis d’établir une loi de comportement mécanique du PVC qui permet d’estimer une durée de vie résiduelle sur un échantillon déjà fissuré. Cette loi constitue une première ébauche viable d’un modèle prédictif de renouvellement des canalisations PVC.

Un retour d’expérience poussé devra venir compléter ce travail dans le but :
- d’apporter des éléments de réponse à certaines questions du style “la résistance chimique mise en évidence à l’échelle laboratoire est-elle similaire sur les prélèvements terrain ?” ; “Le comportement mécanique observé dépend-il de la formulation PVC ? de la date de pose de la canalisation ?” ;
- d’enrichir le modèle pour affiner la prédiction et proposer une durée de vie la plus réaliste possible et utilisable par les exploitants.

La France compte un peu plus de 35 500 captages (sources, puits, forages, eaux superficielles) destinés à l’alimentation en eau potable (AEP) dont 95 % exploitent les eaux souterraines. Chaque année, plusieurs dizaines de captages existants, pour la plupart situés dans les formations calcaires, sont fermés ou définitivement abandonnés, en majorité à cause de la détérioration de la qualité de l’eau notamment par les nitrates et/ou les pesticides. Les autres causes d’abandon sont d’ordre géographique (difficulté voire impossibilité de protéger correctement le captage), d’ordre quantitatif (ressource pas assez productive) ou d’ordre structurel (mauvais état de l’ouvrage...). Les captages abandonnés sont alors remplacés par de nouveaux captages et/ou par des interconnexions avec les collectivités voisines. Ce phénomène n’est pas un reflet de bonne santé de l’environnement puisqu’il faudrait pour cela au contraire un abandon non pas des captages mais des usines de traitement. Or, ces dernières sont également en augmentation ce qui ne fait que conforter l’état de constatation.

L’objectif de l’étude est d’évaluer les stratégies d’évitement de l’abandon des captages destinés à l’alimentation en eau potable. Il existe trois possibilités d’intervention : l’approche réglementaire (périmètre de protection), l’approche contractuelle (mesures agro-environnementales) et l’approche foncière (achat de terrain par la collectivité).

La mise en place des périmètres de protection consiste à préserver des sources de pollution un espace autour des captages AEP. Mais cette protection réglementaire, nécessaire et obligatoire (quoique dans la majorité des cas, la lourdeur de la procédure fait qu’elle n’est pas engagée ou n’arrive pas à son terme ; il y a aujourd’hui environ la moitié des captages qui n’ont pas encore de périmètre de protection), est souvent considérée comme insuffisante. Le principal reproche évoqué est de ne pas prendre en compte la totalité des sources potentielles de pollution. En effet, dans l’ensemble, pour éviter les conflits, elle engendre peu de contraintes vis-à-vis des pratiques agricoles responsables des pollutions diffuses (ce qui arrangent les exploitants agricoles... et la collectivité qui n’a pas à verser à ces derniers d’indemnisations pour le préjudice économique subit).

Pour réduire les impacts de l’activité agricole, l’approche contractuelle a été envisagée. Cette démarche se fonde sur une volonté de rendre l’utilisation des sols plus compatible avec la préservation de l’environnement. Une contrepartie financière est alors proposée aux exploitants agricoles en échange du respect de certaines pratiques agricoles allant au-delà de la réglementation. Mais la mise en oeuvre de ces mesures agro-environnementales peut s’avérer difficile voir insuffisantes pour protéger les captages AEP. En effet, outre les lourdeurs administratives, les moyens manquent pour assurer sensibilisation, formation, suivi et contrôle ; le résultat dépend donc du bon vouloir de l’exploitant agricole dont la recherche de productivité est peu compatible avec la qualité de la ressource en eau.

L’accès à la propriété par la collectivité apparaît être une solution intéressante. Elle facilite la maîtrise de l’usage des terrains et s’avère, dans de nombreux cas, un outil à privilégier pour écarter toutes pollutions, créer une zone de dilution autour des captages et limiter ainsi le nombre d’abandon. Une maîtrise de l’occupation des sols sur les zones les plus sensibles par l’acquisition permet de renforcer ou compléter les outils réglementaires et contractuels qui eux s’étendent sur un périmètre beaucoup plus large. Une gestion adaptée à la préservation de la ressource en eau peut alors être mise en place de manière pérenne et définitive. Sur le terrain, cette solution s’avère encore peu utilisée en raison du manque d’information, du coût pour la collectivité et du blocage des exploitants agricoles. Cependant, les évolutions juridiques récentes donnent une certaine légitimité à cette maîtrise foncière et apportent de nouveaux outils aux collectivités méritant d’être connus et utilisés :
- le bail environnemental,
- l’instauration de la préemption sur le périmètre de protection rapproché,
- l’acquisition à l’amiable dans le périmètre de protection rapproché,
- l’intégration de la protection des captages lors des aménagements fonciers ruraux,
- les échanges fonciers.
Ces outils peuvent être mis en oeuvre à l’aide de la SAFER (Société d’Aménagement de d’Etablissement Rural) qui peut, malgré son lien encore fort avec l’agriculture, être un partenaire intéressant de par son expérience et ses outils techniques et juridiques.

Au final, la question suivante pourrait se poser : doit-on développer une politique d’aménagement du territoire fondée sur un fractionnement ciblé de l’espace (zone agricole d’un côté et parcs hydrogéologiques destinés à garantir l’approvisionnement en eau potable d’un autre côté) ou redoubler d’efforts pour rendre les activités humaines plus conciliables avec les ressources naturelles ?

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 récréatifs 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 stagnantes (lacs, barrages), lorsque la qualité de l’eau se dégrade (eutrophisation) et que température et ensoleillement augmentent fortement et durablement (été-automne). Les cyanobactéries engendrent des problèmes de mauvais goût (terre moisi) et des dysfonctionnements (consommation en oxydant, colmatage) sur les usines de production d’eau potable (UPEP). Mais elles présentent aussi l’inconvénient majeur de pouvoir être toxiques par libération de toxines, comme les microcystines, 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 s’étend depuis janvier 2007 à la microcystine totale.

Les cyanobactéries engendrent des problèmes de mauvais goût (terre moisi) et des dysfonctionnements (consommation en oxydant, colmatage) sur les usines de production d’eau potable (UPEP). Mais elles présentent aussi l’inconvénient majeur de pouvoir être toxiques par libération de toxines, comme les microcystines, 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 s’étend depuis janvier 2007 à la microcystine totale.

Les actions de surveillance réalisées jusqu’ici au niveau des ressources en eau ont mis en évidence que la prolifération des cyanobactéries peut être rapide mais impossible à prévoir ; qu’il n’y a pas de relation entre quantité d’algues totales, toxines et cyanobactéries ; qu’il y a peu de microcystines, les toxines étant très peu sécrétées en dehors des cellules ; que la concentration exogène mesurée correspond donc aux différentes algues mortes et lysées. Il apparaît alors qu’une surveillance en continu des ressources peut s’avérer très utile pour améliorer la maîtrise globale du risque “cyanobactéries”. L’objectif de cette étude est donc de tester trois capteurs susceptibles d’être utilisés sur les UPEP pour la surveillance algale de l’eau brute : la station d’alerte Aquapod de la société Hocer (35000 à 45000 €) ; la sonde MicroFlu Blue de la société Trios (7000 €) et la sonde Fluoroprobe de la société BBE (environ 20 000 €). Les deux sites choisis pour les essais sont exposés aux cyanobactéries : plan d’eau artificiel en Ile-de-France et usine du Lac-au-Duc à Ploërmel alimentée par deux types de ressources, l’eau du Lac-au-Duc (plus grand barrage naturel de Bretagne) et l’eau de l’Oust (rivière).

Aquapod est commercialisé, depuis 2003, pour la détection de micropolluants organiques (pesticides, hydrocarbures) dans les eaux. Le principe consiste en une préconcentration de l’échantillon sur cartouche couplée à une détection par spectrométrie UV. Puisque la microcystine est aussi détectable par UV à 239 nm, il est intéressant d’évaluer si l’appareil peut l’analyser. Une préfiltration à 0,8 µm est requise si l’eau brute est colmatante. Les essais ont montré, après adaptation de l’étape de préconcentration, que Aquapod détecte et quantifie la concentration cumulée de toutes les formes de microcystines (LR, YR, RR...) avec une limite de détection proche de 1 µg/l et une limite de quantification de 2-3 µg/l. Du fait de la présence de la préfiltration, la microcystine mesurée correspond à la part dissoute (extracellulaire) ; la mesure de la microcystine totale (intra et extracellulaire) serait envisageable à condition de mettre en place une étape de lyse par ultrasons en amont de la préfiltration. Aquapod (et les analyses effectuées en parallèle) n’ont pas mis en évidence, au cours des essais 2006 et 2007, la présence de microcystine dans l’eau du Lac au Duc, même si les populations de cyanobactéries ont dépassés le million de cellules/ml. Au niveau du domaine d’application, Aquapod est plutôt destiné aux ressources pour lesquelles une station d’alerte est nécessaire pour la bonne gestion des UPEP et nécessite du personnel compétent.

La sonde fluorimétrique MicroFlu Blue, commercialisée par AquaMS pour la surveillance algale et plus particulièrement pour la surveillance des cyanobactéries, mesure en continu dans l’eau la concentration en phycocyanine, pigment bleu spécifique de la plupart des cyanobactéries. Son utilisation est facile et elle nécessite peu d’entretien mais avant son installation sur site, la linéarité de la réponse doit être vérifiée en laboratoire. Les essais ont montré que l’évolution de la phycocyanine dans l’eau du Lac au Duc, mesurée sur une gamme indispensable de 0-200 µg/l, est bien corrélée à l’évolution de la concentration en cyanobactéries. Cependant, si cette évolution peut être corrélée correctement, il n’en est pas de même de la concentration car les mesures sont perturbées par la turbidité, les turbulences et la hauteur d’eau. Et puisqu’il n’est pas possible de corréler les concentrations en phycocyanine aux paramètres utilisés pour la réglementation (chlorophylle-a et nombre de cellules de cyanobactéries), la sonde ne peut être utilisée pour le suivi des eaux de baignade. Elle constitue pourtant, avec un suivi analytique adapté, un indicateur pertinent pour la gestion des UPEP qui ont peu de moyens. Elle peut alors permettre de détecter un bloom dès son début en vue de renforcer ponctuellement la fréquence analytique parallèle.

La sonde Fluoroprobe, commercialisée par Bionef, est un outil de terrain récent, submersible jusqu’à 100 mètres, et dédié à la surveillance algale de plans d’eau. Elle permet de suivre en continu ou ponctuellement l’évolution des principaux groupes phytoplanctoniques présents en mélange (algues vertes, diatomées, cyanobactéries, substances jaunes). Elle mesure par fluorescence un paramètre réglementaire : la chlorophylle-a totale et la chlorophylle-a de chacun des groupes. Elle est facile à utiliser même si elle nécessite l’utilisation d’un logiciel spécifique. Les essais réalisés sur le plan d’eau d’Ile-de-France sont apparus fiables moyennant l’application d’un facteur correctif de la sous-estimation de la mesure. Mais la turbidité est à surveiller même si elle a moins d’influence que pour la sonde MicroFlu Blue. Les résultats permettent de conclure que la sonde Fluoroprobe est aussi bien adaptée à la surveillance des eaux de baignade (mesure d’un paramètre réglementaire) qu’à la gestion des UPEP qui ont des compétences suffisantes en chimie pour exploiter les informations traitées par le logiciel. Le gestionnaire pourrait alors voir si l’augmentation de la chlorophylle-a est liée ou non aux cyanobactéries et les analyses complémentaires en laboratoire ne seraient alors nécessaires qu’en cas d’inquiétude.

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

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

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

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

Préalablement aux premiers essais, deux analyses bibliographiques ont été réalisées : l’une sur la caractérisation des biofilms en réseau d’eau potable et l’autre sur l’accumulation de virus dans les biofilms. L’analyse bibliographique concernant la problématique des interactions virus-biofilm fait l’objet de ce rapport. Elle amène à plusieurs conclusions :
- les virus pathogènes susceptibles d’être présents dans l’eau sont essentiellement des virus dont la taille varie de 20 à 80 nm avec une capside protéique,
- ces virus expriment majoritairement une charge négative à pH neutre,
- toutes les études concernant l’adhésion ou la persistance des virus au sein de biofilms restent encore extrêmement limitées dans leurs conclusions (pas ou peu de données précises vis-à-vis des propriétés interfaciales des virus, vis-à-vis des cinétiques d’adhésion des virus sur des supports nus ou colonisés, vis-à-vis de l’impact des contraintes hydrodynamiques sur la structure du biofilm ainsi que sur l’adhésion et le relargage des virus). Il est seulement possible d’observer que la cinétique d’adhésion des virus aux biofilms est plutôt rapide, que les virus peuvent persister dans les biofilms pendant des durées variables et être relargués dans la phase eau, que dans certains cas leur adhésion sur le biofilm augmente leur survie.

Ainsi, l’utilisation de pilotes permettant de contrôler les contraintes hydrodynamiques devrait apporter des informations indispensables à une meilleure compréhension des interactions entre les virus et des supports colonisés ou non par les biofilms.

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

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

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

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

Préalablement aux premiers essais, deux analyses bibliographiques ont été réalisées : l’une sur la caractérisation des biofilms en réseau d’eau potable et l’autre sur l’accumulation de virus dans les biofilms. L’analyse bibliographique sur la caractérisation des biofilms fait l’objet de ce rapport et est axée autour de l’architecture, la biodiversité des populations de microorganismes et la caractérisation physico-chimique :

- L’architecture du biofilm est peu documentée dans la littérature. La biomasse fixée montre une distribution hétérogène et dispersée et les structures biologiques retrouvées à la surface des matériaux sont diverses : bactéries isolées, pédonculées ou non, agrégats, filaments (ruban, cordes), réseaux filamenteux de champignons microscopiques. Le biofilm apparaît comme un système dynamique constamment renouvelé et rarement dans un état stationnaire du fait des discontinuités hydrauliques, chimiques (chlore et nutriments), physique (température), biologique (flux de micro-organismes compétiteurs). Ses propriétés viscoélastiques sont le résultat des propriétés mécaniques des cellules qui le composent et de la “colle” (polymère de surface des micro-organismes appelé polysaccharide extracellulaire ou EPS) qui forme un ciment intercellulaire et explique l’architecture de l’ensemble. Les propriétés viscoélastiques sont variables et dépendent de facto de la diversité bactérienne du biofilm, des éléments nutritifs disponibles et des contraintes hydrodynamiques subies par le biofilm au cours de sa formation. L’un des enjeux majeurs du programme Biofilm VIII sera de caractériser les biofilms formés sous contraintes mécaniques définies, et en particulier leurs propriétés viscoélastiques aujourd’hui inconnues.

- La composition et la dynamique des communautés bactériennes dans les systèmes de distribution d’eau potable, particulièrement dans les biofilms, sont loin d’être connues. Même si elles ne constituent pas la population dominante, les Proteobacteria, en particulier alpha-, béta- et gamma-protéobactéries, sont systématiquement détectées dans les circuits d’alimentation en eau potable. La dominance d’une sous-classe (alpha-, béta- et gamma-) par rapport à une autre dépend de la nature du matériau, de l’âge du biofilm, et de la pratique de désinfection. La diversité bactérienne diffère donc selon l’exploitation et le système de distribution. En ce qui concerne les gamma-protéobactéries (groupe d’importance renfermant plus de 40 genres différents dont la plupart sont des pathogènes), toutes les études montrent une représentativité généralement faible mais systématique.

- Il existe peu de données obtenues par AFM (microscopie à force atomique) sur la caractérisation des propriétés physicochimiques des biofilms en eau potable : très peu d’études quantitatives ont été menées sur les biofilms multi-espèces et quelques études ont été réalisées sur des biofilms mono-espèce qui ont montré notamment que les propriétés adhésives des bactéries sont liées à la nature physico-chimiques de leurs lipooligosaccharides (LOS) et à leur structures de surface ; que les bactéries dont la surface est la plus rugueuses ont des chaînes de lipopolysaccharides (LPS) les plus courtes ; que les propriétés adhésives des bactéries augmentent avec la longueur de leurs LPS... Cette dernière propriété a été vérifiée sur les biofilms de ces mêmes bactéries et confirme l’importance de la matrice extra-cellulaire (EPS) dans le processus d’adhésion et de formation des biofilms. Le projet Biofilm VIII prévoit d’adapter aux biofilms les différentes techniques issues de l’AFM pour l’étude de bactéries isolées. Ainsi, pourront être quantifiées les premières mesures de forces critiques nécessaires au détachement des biofilms ou au nettoyage mécanique et/ou chimique des surfaces colonisées par les microorganismes présents dans l’eau potable.

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

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

L'objectif du programme prévu sur 3 ans vise donc à définir un protocole pour nettoyer les surfaces des canalisations salies par les micro-organismes (bactéries formant un biofilm, virus piégés dans le biofilm ou adhérant sur des surfaces non colonisées). Les différentes parties qui seront étudiées pour atteindre cet objectif sont :
- la mise au point de modèles d'accumulation des virus en réseau de distribution et sur les biofilms (combien et comment) ;
- la détermination des caractéristiques de surface qui favorisent l'accumulation de ces virus (nature du support, présence de matières organiques et de biofilms bactériens) ;
- l'évaluation des forces hydrodynamiques, mécaniques et chimiques nécessaires pour détacher les biofilms bactériens ;
- la combinaison d'actions (hydrodynamiques et chimiques) permettant de fragiliser l'adhérence des biofilms bactériens et d'améliorer le nettoyage des surfaces ;
- la persistance des virus (survie, intégrité, maintien de l'infectiosité) fixés sur les parois ou les biofilms qui ont subit un nettoyage.

Il est nécessaire d’utiliser des modèles viraux pour étudier le comportement des deux virus les plus impliqués dans les épidémies d’origine hydrique (norovirus et virus de l’hépatite A) car ces deux virus ne sont pas cultivables et leurs propriétés de surface ont peu été étudiées. Les modèles viraux choisis pour les essais sont donc des bactériophages (phages MS2 et QB), non pathogènes pour l'homme, mais dont la structure est comparable aux virus pathogènes humains. Ces deux modèles sont actuellement étudiés et il est d’ores et déjà possible de souligner que les phages MS2 et QB possèdent des propriétés de surface différentes entre eux. Grâce à ces résultats récemment acquis, il est possible d’envisager la modélisation des processus de leur adhésion.

Les essais seront réalisés sur des biofilms multi-espèces qui ont été formés sur des matériaux (PEHD et inox) en contact avec l'eau du réseau dopée à l'aide de modèles viraux. Les caractéristiques physicochimiques (charge, hydrophobicité) et morphologique des matériaux, avec ou sans biofilm, seront évaluées par microscopie à force atomique.

Le réacteur utilisé sera le disque tournant car il permet de simuler, en fonction de la distance par rapport à l’axe, différentes conditions hydrodynamiques et contraintes de cisaillement à la surface des matériaux.

La première étape du projet consistera à former un biofilm bactérien d’un mois maximum dont les caractéristiques seront corrélées aux vitesses hydrodynamiques subies durant sa formation. La deuxième étape consistera à ajouter les modèles viraux dans la phase eau avec l’étude de leur adhésion sur le biofilm ou sur le matériau non colonisé. La troisième étape sera consacrée à la détermination des forces hydrodynamiques et mécaniques critiques nécessaires pour éliminer le biofilm en mesurant, par microscopie à force atomique, les caractéristiques viscoélastiques et les forces latérales de détachement. Des combinaisons de nettoyage chimique (oxydant, tensioactifs) seront testées pour diminuer ces forces hydrodynamiques qui pourraient s’avérer être trop élevées pour être mises en oeuvre dans le cas d’un réseau réel. La persistance des virus après nettoyage sera évaluée par culture et par biologie moléculaire. Les effets potentiellement négatifs du nettoyage (déplacement des dominances au sein de la communauté bactérienne avec remplacement des bactéries autochtones par des bactéries indésirables) seront également estimés.