Parmi les forêts alluviales anciennes de Champagne-Ardenne, celles qui n'ont pas subi d'interruption de leur état boisé au cours des nombreuses années (au moins depuis le XIXème siècle) sont qualifiées de "forêts anciennes". L'intérêt patrimonial des forêts anciennes alluviales a été démontré par plusieurs études récentes (Hermy et al. 1999 ; Berthelot et al. 2005 ; Chevalier et al. 2009). Elles sont reconnues pour être des hauts-lieux de biodiversité, abritant des cortèges faunistiques et floristiques bien particuliers, caractérisés par des espèces à faible capacité de colonisation et par conséquent fragiles et sensibles à l'interruption de l'état boisé. Pourtant nos connaissances sur ces forêts restent très partielles, notamment sur la localisation et les caractéristiques des peuplements qui les composent. C'est l'objet de cette étude qui se propose de tester sur certains secteurs une méthodologie cartographique et d'évaluation de leur état de conservation.

Initiée en 2009, l’étude s'est déroulée en trois phases jusqu'en 2015 selon les secteurs étudiés :
- Phase 1 autour des vallées de la Seine (Bassée entre Nogent et Romilly) et de la Marne (entre Epernay et Châlons) ;
- Phase 2 autour des vallées de l'Aube et affluents (Ravet, Meldançon, Superbe), et de la Marne (entre Saint-Dizier et Vitry-le-François) et du Perthois (Chée, Ornain, Saulx, Vière) ;
- Phase 3 pour finaliser les principales vallées étudiées précédemment (excepté la Marne à l'aval d'Epernay) et actualisées à partir de photographies aériennes plus récentes.

Les résultats confirment la patrimonialité des forêts alluviales anciennes, due aussi bien à leur rareté qu'à leur biodiversité. Actuellement, elles ne représentent que 3 % de la surface des vallées inventoriées et 20 % des forêts subnaturelles actuelles (hors peupleraies) et apparaissent sous la forme de reliquats de faible surface, répartis de façon hétérogène dans le cordon boisé longeant les cours d'eau. Une des raisons principales à cette diminution drastique de surface et au morcellement observé serait le faible taux de boisement de 1830, dont une partie a été convertie en agrosystèmes, tels que les prairies, des cultures ou des peupleraies. Il semble par ailleurs que les forêts anciennes aient été mieux conservées sur les stations les moins humides, les zones plus engorgées ayant probablement été utilisées à des fins agricoles ou populicoles. De nombreuses zones ont été reboisées depuis le XIXème siècle, permettant ainsi de reconnecter les forêts anciennes à une trame boisée. Les forêts alluviales anciennes identifiées selon le protocole sont ainsi des forêts humides potentielles, avec une échelle d'exploitation des cartes issues de cette étude fixée à 1/25 000ème.

Par ailleurs, les résultats mettent en avant la compatibilité de ces forêts avec une gestion durable à condition d'adapter la gestion de manière à les préserver. Les peuplements qui les composent possèdent un potentiel en termes de gestion sylvicole et de biodiversité. Ils seraient valorisés entre autre par un maintien de bois mort sur pied ou au sol, le maintien d'îlots de sénescence, une gestion forestière favorisant un traitement irrégulier (irrégularité de la structure, mélange des essences locales, renouvellement diffus et continu) et le maintien de très gros bois. Des recommandations de gestion doivent être portées à la connaissance des propriétaires et des acteurs locaux, avec une plaquette d'information éditée et des réunions de sensibilisation.

Ces forêts, de par leur stabilité temporelle, font partie intégrante de notre patrimoine historique et culturel, et constituent des réservoirs d'habitats et d'espèces à préserver. Il y est donc important de ne plus y effectuer de défrichement. Or les vallées sont des zones à forte activité économique et pression anthropique où ont lieu fréquemment des changements d'affectation du paysage (développement de carrières, de cultures de maïs, de peupleraies). Ces perturbations modifient et réduisent considérablement la surface de ces forêts. Le changement climatique pourrait avoir des conséquences encore méconnues sur ces habitats. Ainsi, cette étude met en évidence la nécessité de connaître la localisation des forêts alluviales anciennes afin d'établir leur zonage et de l'utiliser comme outil de communication auprès des propriétaires forestiers sur la valeur patrimoniale de ces forêts, mais également comme outil en matière de politique d'aménagement du territoire et de préservation de l'environnement (espaces boisés classés, acquisition foncière, trame verte et bleue...).

Sur les têtes de bassin versant, le milieu naturel est fragile, surtout en période d'étiage. Depuis une dizaine d'années, les Zones de Rejet Intermédiaire (ZRI) existent en France. Ces ZRI sont des ouvrages situés entre la station d'épuration (STEP) et le milieu naturel afin de limiter l'impact du rejet des STEP, en réduisant les volumes d'eaux épurés rejetés dans un cours d'eau ou en augmentant les performances épuratoires.

Sur le la Direction Territoriale Seine Amont (DTSAM), on compte aujourd'hui environ 150 ZRI. Lors de l'étude d'une nouvelle station d'épuration (STEP) selon le milieu récepteur, s'il est fragile, déclassé (atteindre de "bon état écologique"), les ZRI sont systématiquement recommandées.

Dans l'analyse de ces ouvrages, l'Agence de l'Eau a très peu de recul et pas d'informations sur leur leur efficacité. Le stage a eu pour objectif d'évaluer l'efficacité de ces ouvrages (quelles conditions ? Quelles végétations ? Quel dimensionnement ?). Il s'est déroulé en 4 parties :

- La première partie a été consacrée à une étude bibliographique des zones de rejet intermédiaire, avec l'élaboration de fiche technique sur les différents types de ZRI et une prise de contact avec les SATESE (Service d'Assistance Technique d'Exploitation des Station d'Épuration) des cinq départements qui se trouve sur le secteur Seine Amont : L'Yonne, la Nièvre, la Côte d'Or, l'Aube et le Loiret.

- La deuxième partie a été consacrée au choix des ZRI de référence qui vont être suivies plusieurs fois dans l'année et sur plusieurs années. Le choix s'est fait en collaboration avec les COP (chargé d'opérations de l'Agence de l'eau) et les SATESEs. Puis ont été mises en place les fiches de suivi pour chaque ZRI en lien avec la base de données de la DTSAM et une première approche du terrain a été réalisée avec des visites sur les stations d'épuration. Cette première approche de terrain a permis de comprendre le fonctionnement des STEP en fonction de leurs procédés (boues activés et filtre plantés de roseaux) et d'évaluer la possibilité de faire des mesures sur les ZRI.

- La troisième partie du stage a été consacrée aux prélèvements sur les ZRI choisies.

- La quatrième partie a consisté à exploiter les résultats d'analyses (comparaisons entre les différentes ZRI choisies) et à rédiger le rapport de synthèse du fonctionnement de chaque ZRI et à émettre des recommandations pour la conception et l'entretien.

Le bassin versant de la Risle est à cheval entre la Basse et la Haute-Normandie et possède un fonctionnement karstique. Le Vernet, le Val Logé, le Sommaire et le Finard sont des affluents de la Risle régulièrement en assec et présentant une forte réactivité en cas de précipitations importantes.

Ce projet a pour but d'étudier l'origine du fonctionnement particulier de ces cours d'eau. Pour cela diverses institutions ont été contactées pour récolter différentes données et un sondage des riverains et des observations de terrain ont été réalisés.

Ainsi, des indices de débits violents ont été relevés pour tous les ruisseaux étudiés et les parties aval du Vernet et du Val Logé sont complétement enherbées, sans trace d'écoulements récents. Des riverains ont témoigné de la présence autrefois d'écrevisses dans le Sommaire et le Finard, indicatrices d'écoulements pérennes. Il est apparu que les débits spécifiques mensuels du Vernet étaient très faibles en été. Les débits spécifiques journaliers montrent une plus grande réactivité du Vernet par rapport à la Risle. Les surfaces agricoles drainées ont connu une importante augmentation, parallèlement à un développement des grandes cultures céréalières et à une rectification et un recalibrage des ruisseaux. Ces drains se déversent dans des bétoires connectées à celles présentes dans le lit des ruisseaux. Ces travaux ont renforcé le caractère karstique du secteur et causé les assecs réguliers des ruisseaux étudiés par un rabattement de la nappe et une augmentation des vitesses de transfert.

Les masses d'eau HG307 (3307 - Calcaires Kimméridgien- Oxfordien karstiques entre Yonne et Seine) et HG310 (3310 - Calcaires du Dogger entre Armançon et limites de district) ont fait l'objet d'une analyse sur les plans de l'hydrogéologie et des pressions polluantes afin de réfléchir à la politique de reconquête de la qualité des eaux. L'étude s'est déroulée en trois phases à l'instar des études d'Aire d'Alimentation de Captage (AAC) mais sur un territoire correspondant aux masses d'eau souterraines :
- Une phase Hydrogéologique pour qualifier les écoulements et les secteurs de fortes vulnérabilités.
- Une phase de diagnostic des pratiques sur les zones les plus vulnérables.
- Une phase de proposition des pistes d'action à mettre en œuvre pour reconquérir la qualité.

Le volet hydrogéologique a consisté d'une part en des études de terrains classiques (réalisation de cartes piézométries, traçages) et d'autre part en une analyse du signal karstique des sources majeures. L'étude de terrain a montré que les transferts d'eau entre bassins versants étaient généralisés sur la masse d'eau HG310. Le degré de karstification s'est avéré très variable et a permis de mettre en évidence une composante lente (transfert matriciel) qui devient prépondérante sur les sources possédant un grand bassin, en accord avec les campagnes de datation.

L'agriculture du territoire est caractérisée par une large part de grandes cultures avec des rotations colza-blé-orge d'hiver sur 70 % de la SAU. Au sud-ouest, sur le plateau de Bourgogne, les exploitations se répartissent en trois catégories quasiment équivalentes en effectif : des exploitations spécialisées en grandes cultures céréalières, polyculture-élevage et viticulture. Au sud-est, sur le plateau Langrois Montagne, les exploitations sont moins nombreuses, majoritairement en polyculture-élevage bovin. Les zones à risque de transfert de nitrates et pesticides sont principalement sur les Plateaux de Bourgogne, à sols superficiels et caillouteux, présentant des potentiels limités et majoritairement en grandes cultures céréalières.

La troisième phase de l'étude a proposé des pistes d'actions mais surtout une modification de la stratégie de reconquête de qualité d'eau fondée sur la définition d'objectifs chiffrés de réduction de flux et la prise en compte des phénomènes dispersifs dans la zone saturée.

Les alkyl per- et polyfluorés (PFAS) regroupent une large famille de composés chimiques (plus d'un millier de molécules au total). Ils sont caractérisés par la présence d'atomes de carbone liés à des atomes de fluor, comportant à une extrémité un groupement de type CnF2n+1. Le groupe des alkylperfluorés englobe notamment des acides perfluorés (PAAS) parmi lesquels les acides carboxyliques perfluorés (PFCA) ou encore des sulfoniques (PFSA) dont le plus connu, le PFOS, nouvelle substance dangereuse prioritaire de la DCE. Ces composés ont été utilisés depuis les années 50 dans de très nombreuses applications industrielles et domestiques (imperméabilisation de différents supports, mousses anti-incendie...).

En 2009, une campagne nationale d'occurrence dans les eaux destinées à la consommation humaine (eaux brutes et traitées) a été lancée suite à la présence constatée de PFCA et PFSA dans de nombreux compartiments environnementaux. Elle a permis de constater la présence de plusieurs composés (PFOS, PFHxS, PFOA, etc) et révélait que les ressources de deux sous-bassins présentaient des profils atypiques, en lien avec des activités industrielles : en vallée d'Oise et en vallée du Rhône.

L'objectif de ce projet est de mieux comprendre le comportement de certains PFAS depuis leurs sources ponctuelles d'émission jusqu'à la sortie d'usines de potabilisation situées en aval sur les deux sous-bassins mis en perspective par la campagne d'occurrence. En effet, le cycle de vie de ces composés est relativement méconnu et complexe, un même composé pouvant être à la fois directement rejeté dans les milieux aquatiques et être un produit intermédiaire ou ultime de dégradation d'autres PFAS. L'objectif ultime est d'apprécier au mieux l'impact sur la filière eau potable que peuvent avoir ces composés via les systèmes aquatiques.

La première phase de l'étude a permis d'établir la liste restreinte de 46 PFAS d'intérêt couvrant plusieurs sous-familles chimiques de PFAS. Cette liste a dû partiellement être élargie lors des phases expérimentales au cours desquelles les analyses chromatographiques ont permis de révéler la présence d'autres composés dont l'identification a été possible (comme le 6:2FTAB par exemple). Cette première phase a par ailleurs permis le développement de deux techniques spécifiques pour l'analyse des composés : la chromotographie liquide ultraperformante couplée à la spectrométrie de masse en tandem (LC/MSMS) pour 32 des PFAS puis une microextraction sur phase solide et analyse en chromatographie gazeuse couplée à la spectrométrie de masse (SPME-GC/MS) pour les 16 PFAS neutres et volatils. Une méthode analytique spécifique a par ailleurs dû être développée pour doser les nouveaux composés 6:2FTAB et M4 repérés en cours d'étude. Des méthodes d'analyses globales ont également été testées au cours de cette étude.

Deux sites ont été investigués pendant l'étude. Pour le bassin Seine-Normandie, le site d'étude couvre une zone depuis Villers-Saint-Paul (60) à Maurecourt (78) englobant un site industriel (repéré dans la première campagne d'occurrence comme source potentielle) et les usines d'eau potable de Précy-sur-Oise, Boran-sur-Oise et Méry-sur-Oise. Les quatre campagnes de prélèvements ont couvert la station d'épuration de la plateforme industrielle (entrée, sortie, points intermédiaires), environ 11 points sur l'Oise, les champs captants différents points sur les filières de traitement d'eau des trois usines d'eau potable.

L'étude a notamment montré que :
- les concentrations en sortie de filière de potabilisation (dizaine de ng/L) ne dépassent pas les valeurs guides proposées actuellement par certains pays pour certains PFAS,
- aucun procédé de potabilisation n'est en mesure d'intercepter ces polluants hormis les techniques de filtration (nanofiltration ou osmose inverse) ; l'ozonation combinée à de la filtration, en présence de précurseurs, entraine une augmentation des teneurs en certains PFAS,
- dans les captages, des PFCA et certains petits fluorotélomères sont principalement retrouvés. Des PFAS sont retrouvés dans la quasi-totalité des ressources en eau potable investiguées,
- en rivière, le panache de certains PFAS est observable sur de grandes distances en aval des zones d'émission ; les quantités rejetées par les sites industriels investigués sont estimées à plusieurs tonnes par an, la nature des PFAS dépendant de l'activité industrielle,
- au niveau des dispositifs d'épuration industriels, les résultats permettent d'émettre l'hypothèse que les systèmes à boues activées peuvent amorcer des transformations chimiques de certains PFAS, les sous-produits d'épuration peuvent piéger certains composés, la proximité des organes d'épuration peut être contaminée par certains composés (probablement par retombées atmosphériques).

L'étude a montré que les fluorotélomères constituent une fraction importante des PFAS rejetés. Parmi les molécules recherchées, la présence significative du 6:2FTSA a été mise en évidence dans les rejets. Une contribution significative du 6:2FTAB a également été notée.

Le thallium est un métal mou, malléable et gris. Ses formes ioniques sont l’ion thalleux (TI+), forme dominante dans l’environnement, et l’ion thallique (TI3+). Ce métal est faiblement présent dans la croûte terrestre, de l’ordre de 0,003 %. Il se retrouve dans les roches potassiques, telles que les feldspaths et micas, et dans les sols contenant beaucoup de manganèse et caractérisés par des conditions oxydantes. L’exploitation de mines où les roches sont riches en thallium, telle que la pyrite, peuvent contaminer l’environnement via les effluents de drainage minier.

Les sels de thallium ont de nombreuses applications pour l’industrie (lentilles optiques, compteurs à radioactivité, équipements électroniques de pointe, teintures, feux d’artifice, anti-fongiques, anti-bactériens...).

L’ingestion de fortes doses de thallium peut entraîner des vomissements et diarrhées, avoir des effets sur le système nerveux et sur la majorité des organes vitaux. Il a déjà causé la mort. En revanche, peu de données sont disponibles sur une exposition chroniques des humains à faible dose.

Bien que les concentrations en thallium ne fassent l'objet d'aucune réglementation en France et en Europe, et que l’OMS ne mentionne pas de valeur de référence, il existe une valeur guide de 0,5 µg/L fixé par l'USEPA et une valeur maximale de 2 µg/L.

Fin 2011, de fortes concentrations en thallium (55 µg/L) ont été détectées par l'ARS du Calvados sur un forage et son réseau de distribution d’eau potable, suite à un dysfonctionnement hydraulique du pompage. Une campagne de mesures réalisée aux alentours a permis d’identifier sept ressources touchées par le thallium (entre 0,1 et 4,3 µg/L). L’étude réalisée par SAFEGE/BRGM a conclu à une origine naturelle du thallium dans ces eaux. Des mesures approfondies ont montrées que les concentrations en thallium sur le réseau de distribution étaient parfois supérieures aux valeurs maximales mesurées sur la ressource, signifiant ainsi que le réseau pouvait capter et relarguer du thallium. En avril 2012, la DGS saisi l’ANSES pour une évaluation des risques liés à la présence du thallium dans les eaux destinées à la consommation humaine.

Les procédés de traitement référencés dans la littérature pour éliminer le thallium sont peu nombreux et surtout utilisés dans le domaine de l'industrie minière. SAUR a donc développé à partir de 2013-2014 un nouveau procédé de traitement qui met en œuvre un matériau spécifique à base d'oxy-hydroxyde de fer (Bayoxide), autorisé pour l'alimentation en eau potable. Ce nouveau procédé, associé à une préoxydation par le chlore, a montré son efficacité et a fait l'objet d'un dépôt de brevet en novembre 2014.

L'objectif de cette étude est d'optimiser le traitement du thallium. D'autres matériaux, déjà utilisés à des fins différentes pour la production d’eau potable, ont donc été testés (efficacité, lavage, régénération, traitement des boues) et comparés au Bayoxide :
- oxyde de manganèse (mangagran) principalement utilisé pour éliminer le manganèse,
- alumine blanche (oxyde d’aluminium) utilisée pour éliminer le fluor,
- alumine activée (oxyde d’aluminium enrichie en nanoparticules de fer) pour éliminer l’arsenic.
L’étude prévoit aussi d’évaluer l’impact des conditions d’exploitation sur la présence du thallium dans le réseau de distribution. Les essais sont réalisés en laboratoire et sur pilote, sur une eau souterraine qui ne subit qu’une désinfection au chlore et dont la concentration en thallium est de 3 µg/L.

Élimination en production
Les résultats montrent que tous les matériaux testés peuvent éliminer le thallium s’ils sont mis en oeuvre sous condition oxydante, l’élément clé étant essentiellement la présence de résiduel de chlore dans l’eau. Néanmoins, ces différents matériaux ne nécessitent pas les mêmes doses de chlore pour être efficaces. Par exemple, les matériaux à base d’alumine présentent une sensibilité plus importante donc une moins bonne élimination du thallium en cas de défauts de chlore. Quoiqu’il en soit, le problème du traitement du thallium est résolu et il est désormais possible d’éviter d’en envoyer dans le réseau.

Au niveau des conditions d’exploitation, les recommandations suivantes peuvent être émises :
- l’oxyde de manganèse relargue du manganèse lors de sa mise en service initiale. Ce problème peut facilement être résolu à l’échelle industrielle en évacuant ou recirculant les 1res eaux de process,
- la saturation en thallium des couches supérieures du média filtrant est plus rapide que pour les couches inférieures. Il est donc possible d’envisager des renouvellements partiels de matériau à des fins économiques,
- Si l’eau brute contient des MES, il sera préférable de les éliminer avant d’admettre l’eau sur l’unité de traitement du thallium ce qui limitera la fréquence de lavage,
- le relargage de thallium sous forme dissoute pendant le lavage du média filtrant peut être évité en utilisant du chlore dans l’eau de lavage. Le thallium alors présent sous forme particulaire dans cette eau de lavage peut être éliminé (avec les particules du fer, aluminium ou manganèse selon le cas) par un procédé simple de filtration telles que les cartouches filtrantes préalablement conditionnées par un trempage à l’eau chlorée sur 24 h. Par contre, la toile de filtration géotextile également testée, sans adjonction de réactif, s’est révélée inefficace.

Élimination dans le réseau
En cas d’absence de procédé d’élimination du thallium en amont de la distribution et si la quantité d’oxydant est suffisante dans le réseau, ce composé se fixe sur les parois de la canalisation et sur les particules de fer lorsqu’elles sont présentes dans l’eau. Il y a donc risque de relargage important sous forme dissoute en cas de défaut de chlore, ou sous forme particulaire en cas de phénomène hydraulique particulier (purge, casse...). Il faut alors assurer une bonne gestion du réseau.

En production d’eau potable, les procédés d’affinage à base de charbon actif fluidisé (CAF) ont pour but d’éliminer les micropolluants organiques présents dans l’eau ainsi que de réduire les teneurs en matière organique (MO). Ces procédés sont composés d’un réacteur à renouvellement continu en charbon actif en poudre (CAP). Leur efficacité dépend en premier lieu de la dose en CAP neuf injecté et en second lieu, de la quantité de charbon présente dans le réacteur.

Afin de maintenir des performances d'élimination constantes des micropolluants organiques et de la matière organique au sein de ces réacteurs, le charbon est injecté en continu. Cette injection en continu de charbon neuf doit alors s'accompagner de purges régulières de charbon usagé pour maintenir une masse et une hauteur de lit constantes au sein du réacteur. L’équilibre est atteint lorsque la vitesse de décantation de la suspension est calée sur la vitesse hydraulique de fluidisation.

Cet équilibre peut néanmoins être affecté par la présence de colloïdes et de MES en excès dans l'eau à traiter, issus d’un changement rapide de la qualité de l’eau brute et/ou d’une déficience des étapes de traitement amont (clarification). Ces événements peuvent générer une augmentation sensible de la turbidité résiduelle, des MES et de la teneur en matière organique que le lit de CAF va ensuite capter. Le lit de CAF subit alors des changements de densité puisque le pourcentage d’hydroxydes de fer ou d’aluminium (issus du coagulant utilisé en clarification), légèrement plus légers que le charbon, y augmente. Il en découle une diminution de la vitesse de décantation et une augmentation de la hauteur du lit de CAF. Il est alors nécessaire d'augmenter la dose de charbon neuf (pour alourdir la suspension) et d'augmenter les purges ce qui provoque un surcoût d'exploitation.

Pour pallier à ces dérives de comportement du lit de CAF, un procédé de “purification” des boues de ce lit a alors été développé. Il permet de purifier, en dehors du réacteur, le charbon actif en suspension qui est ensuite réinjecté dans ce même réacteur. Son principe consiste à diminuer la part des hydroxydes métalliques dans les MES du lit de CAF au moyen d’une séparation mécanique de type hydrocyclonage. L’hydrocyclone sépare alors la boue en deux fractions : l’une évacuée en souverse et renvoyée vers le Carboplus®P et l’autre évacuée en surverse et envoyée vers le traitement des boues.

En partant du principe que l’usage de l’hydrocyclone permet d’augmenter la part du CAP dans le lit de CAF par élimination d’une partie des hydroxydes présents, il peut être envisagé qu’en période de fonctionnement normal, les performances d’élimination des micropolluants et de la matière organique soit améliorées pour une même dose de CAP injectée.

L'objectif du projet prévoit de tester ce procédé de “purification” du CAF sur les performances d’une filière de traitement de l’eau utilisant le procédé Carboplus®P. Les essais sont réalisés sur un pilote installé sur le site de l’usine en Maine-et-Loire (49). La première phase de l’étude prévoit d’évaluer l’efficacité de différentes configurations d’assemblage entre hydrocyclones, buses de surverse et buses de souverse, la meilleure configuration à obtenir étant celle qui va permettre de produire une boue plus concentrée en CAP que la boue entrante. La seconde phase prévoit de mettre en oeuvre, en complément du Carboplus®P, la meilleure configuration identifiée lors de la première phase, les meilleures conditions d’exploitation à obtenir étant celles qui permettent i) de stabiliser le fonctionnement du Carboplus®P en cas de dégradation de la qualité de l’eau brute et/ou en cas de dysfonctionnement de la clarification amont, ii) de ne pas dégrader la qualité de l’eau en aval du Carboplus®P et iii) d’améliorer l’élimination des micropolluants et de la matière organique en période de fonctionnement normal.

Lors de la première phase de l’étude, différentes tailles d’hydrocyclones, buses de surverse et de souverse ont été testées sur des échantillons de boues issus d’un réacteur industriel Carboplus®P. La configuration choisie à l’issue de ces tests est celle qui permet de produire une boue de souverse la plus concentrée en CAP par rapport à la boue initiale.

Les essais de la seconde phase consistant à appliquer cette configuration de purification aux boues du carboplus®P confirment une concentration du lit de CAF en CAP accompagnée d’une réduction de la hauteur de fluidisation. Pour stabiliser le fonctionnement du réacteur et obtenir une hauteur et une concentration constantes du lit de CAF, il faut jouer sur la fréquence d’utilisation de l’hydrocyclone qui est un paramètre clé du réglage.

Au niveau des performances d’élimination, il est possible de maintenir l’abattement des pesticides et de la matière organique en diminuant la dose de CAP injecté, à condition d’augmenter la valeur du CT dans une proportion similaire, ce que permet l’hydrocyclone. Il en découle une réduction des coûts d’exploitation. L’hydrocyclone permet aussi de renforcer l’inertie du lit de CAF : en cas d’arrêt de l’ajout de CAP neuf, suite par exemple à une panne, les performances d’élimination se prolongent un peu plus dans le temps. Enfin, il est possible d’envisager l’élimination de micropolluants “difficiles” pour lesquels il est nécessaire d’appliquer un CT minimal, non atteint sans hydrocyclone (exemple : matolachlore). Cette étude met donc en avant l’intérêt de concentrer le lit de charbon.

Suite à ces résultats encourageants, il est prévu d’installer des hydrocyclones sur tous les sites utilisant des réacteurs à CAP renouvelés en continu, des décanteurs à lit de boues et des décanteurs statique à recirculation (Carboflux®, Carboplus®, Pulsazur®...).

L'analyse en ligne de paramètres de qualité d'eau reste jusqu'à présent limitée à des paramètres physico-chimiques simples (pH, conductivité, température, turbidité), non spécifiques (absorbance UV) ou inorganiques (résiduels de désinfectants, rarement des métaux). La non prise en compte de composés organiques par des analyseurs en ligne (que ce soit en amont dans la ressource ou en aval dans l'eau produite) interdit toute détection précoce de ce type de pollution et par conséquent limite la bonne gestion de la production d'eau potable. Pourtant, les COV (composés organiques volatils) représentent un des groupes les plus importants de contamination de l'eau potable (THMs, solvants chlorés, solvants de peinture, hydrocarbures légers, additifs oxygénés des essences…).

Il y a déjà eu par le passé de rares tentatives de mesure en ligne de COV dans les eaux souterraines ou potables avec de coûteux appareils de laboratoire. Mais au cours de la dernière décennie, des progrès importants ont été réalisés dans le domaine de la miniaturisation des appareils, aboutissant à des chromatographes et spectromètres de masse portables. De tels appareils, destinés à l'analyse sur site, sont régulièrement exposés lors des salons d'analyse et la disponibilité commerciale de certains d'entre eux permet d'ores et déjà d'envisager leur application pour l'analyse en ligne, au moins dans un premier temps, de COVs. L'application de cet équipement pourrait être envisagée en particulier pour la surveillance de nappe contaminée par des contaminants industriels et pour assurer une meilleure maîtrise des mélanges d'eaux mis en œuvre pour réduire la pollution.

L'objectif de la première phase de l’étude consiste à réaliser :
- Un état de l'art sur les solutions disponibles permettant une analyse en ligne de COVs
- Une sélection de l'instrument qui paraît le plus adapté
- Un test de l'appareil sélectionné en laboratoire
La deuxième phase du projet (2015) sera consacrée à des tests sur sites réels de l'appareil sélectionné et à la rédaction de recommandations pour l'installation, l'utilisation et la maintenance de l'analyseur en ligne.

Au terme de l’analyse bibliographique, une liste de 15 chromatographes de terrain a été établie. Ces appareils sont disponibles sur le marché nord-américain et européen. Parmi les 15 chromatographes, seuls 6 sont disponibles en France et parmi les 6, seuls 2 sont vendus prêts pour une analyse en ligne d’échantillons d’eau : Méta et Scentograph CMS 5000. D’après le retour d’expérience, le Méta Société allemande Messetechnische System GmbH) présente des problèmes de fonctionnement et un manque de support de la part du service après-vente. Le Scentograph CMS 5000, fabriqué par la société américaine Inficon et revendu en France par la société Fondis, a donc été retenu pour la suite de l’étude. Cet appareil permet la détection des composés chlorés et non chlorés et demande peu de maintenance.

L’analyseur Inficon CMS 5000 fonctionne selon le principe suivant : l’eau à analyser est soumise à un barbotage par des bulles d’argon qui permettent à une portion des COV de passer de la phase liquide à la phase gazeuse puis d’entraîner la phase gazeuse à l’aide d’une pompe jusqu’à un concentrateur contenant trois types d’adsorbants. Dans le concentrateur, les COV sont piégés puis désorbés thermiquement et envoyés toujours grâce à l’argon vers la colonne du chromatographe (colonne capillaire en 100 % diméthylpolysiloxane, phase totalement apolaire). Puis à la sortie de la colonne se trouve un microdétecteur à ionisation d’argon : les COV sont ionisés par les atomes d’argon produisant ainsi des électrons ; les électrons libérés sont alors collectés par une électrode conduisant à un signal électrique proportionnel à la quantité de COV ionisés.

21 COV ont été choisis pour tester l’appareil : CVM, benzène, tétrachloroéthène, trichloroéthène, 1,2-dichloroéthane, chloroforme, bromoforme, BDCM, DBCM, toluène, xylène (m-, o-, p-), éthylbenzène, MTBE, ETBE, 1,1-dichloroéthène, 1,2-cis-dichloroéthène, styrène, tétrachlorure de carbone, 1,1,1-trichloroéthane.

Au terme de cette première phase d’étude, les conclusions sur l’appareil retenu sont :
- il offre une solution de mesure en ligne des COV à la fois simple à mettre en oeuvre et robuste ;
- il est plus sensible qu’escompté initialement (limites de détection inférieures au µg/L) ; cette sensibilité est suffisante par rapport aux problématiques posés par les COV étudiés : les limites de détection sont inférieures aux valeurs réglementaires, au seuil d’odeur du MTBE et de l’ordre du seuil d’odeur de l’ETBE ;
- les mesures sont très répétables ;
- il donne une valeur très proche de celle obtenue par la méthode normalisée de laboratoire pour des concentrations en COV limitées à 10 µg/L, valeur correspondant à la limite de linéarité de la méthode de laboratoire ;
- il peut analyser jusqu’à 200 µg/L si la limite de quantification inférieure est un peu remontée.

La colonne de séparation fournie avec l’appareil pourrait être modifiée par le fournisseur en installant à la place une phase chromatographique plus polaire, analogue à celle utilisée en laboratoire, de façon à éviter des co-élutions qui empêchent une détermination correcte de certains composés analysés.

La seconde phase de l’étude a permis de tester l’appareil dans des conditions réelles sur sites (eaux souterraines et eau potable en réseau). C’est un appareil facile à déplacer et à installer. Les résultats ont montré qu’il a une réponse fiable et précise, stable sur plusieurs mois et ne nécessite pratiquement aucun entretien. Il peut donc être déployé sans crainte de perte de qualité par rapport aux méthodes de laboratoire normalisées. Son coût est par contre assez élevé.

L'OMS a introduit en 2004 le concept de "Water Safety Plan" (WSP) dans ses recommandations pour la qualité de l'eau de boisson. Un WSP repose essentiellement sur une évaluation des dangers spécifiques à chaque installation de production et de distribution d'eau potable, sur la mise en place de mesures de maîtrise de ces dangers et sur la mise en œuvre d'une surveillance de l'efficacité de ces mesures de maîtrise. L'identification exhaustive de tous ces dangers inhérents aux installations de production/distribution d'eau potable et la mise en place des mesures de maîtrise correspondantes font potentiellement de cette approche un outil puissant pour réduire les risques sanitaires liés aux contaminants, qu'ils soient réglementés ou non.

L’introduction de cette approche de gestion préventive des risques sanitaires dans la directive européenne “eau potable”, en discussion depuis 2003, a récemment été effective en 2015 (directive UE 2015/1787 du 6 octobre 2015), sous la forme d’une possibilité de réduire le nombre et la fréquence des paramètres surveillés, l’évaluation de risques étant spécifiques à chaque installation. Quelques états membres l'avaient déjà introduite dans leur législation nationale. En France, seule existait depuis 2007 une mesure incitative (Guide relatif à la prise en compte de la surveillance dans le cadre du contrôle sanitaire des eaux destinées à la consommation humaine, Ministère de la Santé) consistant en une possibilité de réduire la surveillance sanitaire sous réserve de mettre en place un WSP. Plusieurs WSP ont ainsi été déployés et notamment en Île-de-France en raison des fortes populations desservies et donc de l'impact sanitaire important que pourrait avoir le dysfonctionnement d'une usine dans cette région. Dans la grande majorité des cas, ces WSP ont été intégrés dans les systèmes ISO 9001 existants afin de répondre à la norme de sécurité alimentaire ISO 22000 (ISO, 2005). Une nouvelle version de la directive européenne “eau potable”, incluant le concept WSP sous une forme plus contraignante pour les opérateurs, devrait être présentée en 2018.

L'objectif de cette étude, prévue sur 3 ans, est d'évaluer, pour l’exploitant et pour le consommateur, les coûts et bénéfices apportés par cette approche de gestion préventive du risque sanitaire et d’identifier les conditions nécessaires pour un déploiement efficace.

Pour évaluer les coûts et bénéfices, il faut dans un premier temps identifier des indicateurs de performances pertinents. Deux approches ont alors été utilisées lors de la première phase de l’étude : une revue de la littérature et une enquête auprès des exploitants qui ont mis en place et gèrent aujourd’hui un WSP (retours d’expérience). Puis ces critères de performance seront appliqués à quelques études de cas (deuxième phase de l’étude). Au final, les résultats devront permettre d'établir des recommandations pour un déploiement efficace.

Les résultats de l’enquête montrent que la durée moyenne de mise en place des WSP est de 12 mois avec un coût de 10,5 Hommes-mois. La maintenance coûte 4 Hommes-mois/an. La durée de mise en place et les coûts semblent cependant diminuer en lien certain avec l’expérience acquise.

Les principaux bénéfices observés aboutissent à une réduction du nombre de plaintes des consommateurs ; à une meilleure maîtrise des nouveaux dangers, justifiant dans certains cas l’installation de stations d’alerte sur les ressources ; à une meilleure réactivité aux alarmes (en particulier les alarmes liées aux points critiques, c’est-à-dire aux étapes de traitement dont la maîtrise est absolument nécessaire pour garantir la sécurité sanitaire) ; et à une meilleure formation du personnel (dispensée lors de la mise en place des WSP).

Les principales difficultés rencontrées lors de la mise en place des WSP sont l’obtention, auprès des fournisseurs, de certificats d’attestation sanitaire pour les matériaux et les produits chimiques en contact avec l’eau et l’établissement du niveau de détail de l’analyse des dangers et de leurs causes.

La deuxième phase de l’étude a été consacrée à l’évaluation quantitatives des bénéfices identifiés en phase 1. Pour cela, des critères ont été sélectionnés de façon à les comparer avant et après la mise en place des WSP, sur des sites sélectionnés dans ce but. Les critères choisis sont entre autres : les taux de non-conformité sur les paramètres réglementés et sur les objectifs internes de qualité (les objectifs internes sont définis de façon à pouvoir réagir avant que les limites critiques où l’eau n’est plus potable ne soient atteintes), le nombre de plaintes des consommateurs, le nombre d’incidents ou alarmes, le temps de réaction aux alarmes, le nombre d’interventions d’urgence, le nombre de nouveaux dangers pris en compte, le nombre de nouvelles sources de pollution surveillées...

Plusieurs usines de production d’eau potable ont été sélectionnées i) pour leur historique de données opérationnelles et de santé publique couvrant au moins 2 ans avant et 2 ans après la mise en place du WSP, ii) pour leur filière de traitement inchangée pendant ces 4 ans et iii) pour leur alimentation par des eaux de surface ou des eaux souterraines influencées (risque sanitaire élevé en cas de défaillance de traitement).

Les résultats de la deuxième phase sont issus d’un premier traitement statistique sur la qualité de l’eau en production et sur les paramètres d’exploitation. Les points critiques étudiés sont la chloration (chlore libre résiduel, THM) et la clarification (turbidité, absorbance UV aluminium et COT). Le traitement statistique montre un faible nombre de dépassements des limites critiques ou opérationnelles avant et après la mise en place des WSP. Aucune tendance évolutive liée aux WSP n’est constatée. En revanche, l’analyse réalisée sur l’évolution des paramètres qui présentent le plus de données (aluminium, COT et chlore libre résiduel) montre une diminution perceptible de leur valeur après la mise en place des WSP. Une analyse statistique plus poussée sera réalisée lors la suite de l’étude.

Le 1,4-dioxane (ou para-dioxane ou oxyde diéthylénique) est fabriqué en grande quantité depuis les années 1950. Il est avant tout utilisé comme solvant pour le secteur de la manufacture. Une fois dans l'environnement, il atteint les eaux souterraines avant les autres solvants car il est peu susceptible de se volatiliser et de se biodégrader ou encore d'être retenu par les sols.

Le 1,4-dioxane est un composé cancérigène chez l'animal (tumeurs hépatiques et nasales) et cancérigène possible pour l'homme. Il ne fait l'objet d'aucune réglementation en Europe mais plusieurs États américains où il est présent ont publié des valeurs guides. l’USEPA a calculé qu’une concentration de 0,35 µg/L dans l’eau potable correspondait à un risque de cancer additionnel de un sur un million, sur une vie entière. La valeur guide de l’OMS est de 50 µg/L. Du fait de sa fréquence de détection élevée là où il est analysé, ce composé pourrait faire l’objet prochainement d’une réglementation.

L'Espagne l'a détecté dans des eaux de surface et dans des eaux souterraines à des teneurs de 5-6 µg/L et dans l'eau traitée à des teneurs de 0,5-1 µg/L. Du fait de ses caractéristiques physico-chimiques (petite molécule polaire oxygénée), il est difficile à éliminer et à analyser. Il constitue donc une préoccupation importante.

En France, il n’existe pas de données sur l’état des ressources en eau concernant le dioxane. L'objectif du projet consiste à :
- mettre en place une méthode d’analyse capable de détecter 0,3 µg/L
- vérifier la présence de 1,4-dioxane dans les ressources en eau du bassin Seine-Normandie par une campagne de mesures portant sur une vingtaine de sites (analyses sur les ressources et usines de production d'eau potable),
- évaluer l'efficacité de la filière de traitement en cas de détection en amont d'une usine de production d'eau potable,
. investiguer des procédés d'élimination pertinents par voie chimique et biologique.

Pour atteindre ces objectifs, une étude bibliographique a été réalisée afin de recueillir des données sur les méthodes d'analyse et la traitabilité. Elle a permis de recueillir des éléments sur les propriétés physico-chimiques du dioxane, ses usages, sa toxicité, ses valeurs guides dans différents pays, sa stabilité dans l’environnement aquatique, ses méthodes d’analyses disponibles et l’efficacité de son élimination par des traitements conventionnels et avancés. Les traitements conventionnels (clarification, adsorption, aération) sont pratiquement inefficaces. L’osmose inverse est également insuffisante car le dioxane est une molécule très petite qui traverse la membrane. Seule l’oxydation avancée du couplage O3/H2O2 se révèle efficace mais il reste à vérifier que les conditions optimales d’efficacité (doses d’ozone et de péroxyde, temps de contact, sous-produits formés) sont adaptées à la production d’eau potable.

Pour la suite du projet, le choix de la méthode d’analyse à mettre au point se fera entre deux approches, soit micro-extraction en phase solide (SPME) couplée à la CG/SM, soit extraction liquide/solide sur charbon ou carbone graphitisé suivie d’une analyse CG/SM. Les sites d’échantillonnage sélectionnés comporteront en priorité des eaux souterraines contaminées par des solvants chlorés, et en particulier par le 1,1,1-trichloroéthane, ainsi que des ressources d’eaux de surface.