Stabilité biologique des réseaux de distribution d'eau potable

Ann& Biol. (1998) 78, 117-161 0 Elsevier. Paris

II7

Stabilit6 biologique des rkseaux de distribution d’eau potable

Isabelle Sibille

Lahorutoire d’hygiine et de rechercht, en sante’publique, I I bis rue Gabriel P&i, BP 288, 54 51.5 Vandmvre-L&-Nancy cedex, Frunce

(Recu le 24 janvier 1997, revise le 20 septembre 1997, accept6 le 4 octobre 1997)

RdsumC - Le maintien de la qualite des eaux potables de la sortie de l’usine de traitement jusqu’au robinet du consommateur est une preoccupation majeure des traiteurs et distributeurs d’eau. D’un point de vue biologique, ce maintien doit se caracteriser notamment par une stabilite de la croissance bacterienne a partir du carbone organique dissous biodegradable et de l’activite de predation subsequente des protozoaires qui doivent, dans le meilleur des cas, &tre non detectables. Or, les reseaux de distribution d’eau potable sont continuellement exposes a un flux de mat&e organique biodegradable (pouvant repre- senter pres de 20-30 % du carbone organique dissous et total) et de microorganismes allochtones (batteries, champignons, protozoaires... I, provenant de l’usine de traitement des eaux mais aussi d’incidents (cassures / reparations) sur le reseau lui-meme. Une partie de ces microorganismes (batteries hettrotrophes en particulier) s’adapte a cet environnement ultra-oligotrophe, et peut ainsi coloniser I’ensemble d’un reseau de distribution d’eau potable ; la plus forte densite de microorganismes se rencontrant a la surface des materiaux supports et s’organisant sous forme de microcolonies plus ou moins dispersees (biofilm) melangees a des produits de corrosion et des precipites inorganiques. Cinq groupes de microorganismes vivants ont CtC identifies dans les reseaux de distribution, au niveau du biofilm des canalisations et dans l’eau clrculante : des cellules bacteriennes, des protozoaires, des levures, des champignons et Ides algues. La majorite de ces organismes est non pathogene ; toutefois, des batteries potentiellement pathogenes (Legio- nella...), des batteries d’origine f&ale (coliformes, EZ. coli...) et des kystes de protozoaires pathogenes (Giurdia intestinalis, Cryptosporidiurn parvum...) peuvent transitoirement trouver des conditions favorables a leur proliferation dans les reseaux. La croissance bacterienne en reseau se fait naturellement au detriment de la matiere organique dissoute biodegradable et celle des protozoaires se fait au detriment de la matiere organique dissoute, d’autres protozoaires, mais surtout au detriment des batteries. Cette activitt de predation des protozoaires a CtC largement Ctudiee dans des milieux aquatiques marins et d’eaux

* Correspondance et tires a part, tel. : 03 83 50 36 36, fax : 03 83 57 90 7.5.

118 L’AnnCe biologique

deuces tels que les rivieres..., lacs, mais tres rarement dans les reseaux de distribution. Actuellement, des preuves de la predation des protozoaires sur les communautes bacteriennes libres au/et fixees ont CtC donnees, notamment par photographie ou film de biofilms &ales sur des coupes de materiaux immerges dans I’eau potable, ou par observation microscopique de batteries dans les vacuoles digestives des protozoaires issus d’eaux potables. D’aprtts une etude unique visant SI estimel. I’activite bacterivore des protozoaires a I’aide d’experiences de laboratoire utilisant des marqueurs fluorescents, il apparait que dans un reseau experimental, aliment6 avec une eau traitee biologiquement (ozone/filtration sur charbon actif en grain), seuls les protozoaires cilies presents dans le biofilm auraient une activite de predation mesurable, estimee a 2 bacterieseilie-t.h-‘, en moyenne. La dynamique bacterienne en reseau dc distribution est done complexe. Elle depend de nombreux parametres, notamment, le carbone organique dissous biodegradable, la presence d’un residue1 de desinfectant, la nature et 1’Ctat des parois des canalisations, la biomasse relative des cellules bactCriennes libres et fixees et, enfin, les pheno- m&es de predation. La preservation de la stabilite biologique de I’eau potable lors de son stockage en reservoir ou de son transport a travers les reseaux de distribution, c’est-a-dire la diminution de la contamination microbiologique et la limitation de la degradation microbiologique, necessite (a) I’emploi de techniques chimiques comme la d&infection, notamment par ajout de chlore qui agit sur les microorganismes eux-memes, ou bien (b) l’emploi de techniques nouvelles, encore a l’etude, permettant d’agir non plus sur les bac- teries elles-memes, mais sur la cause de leur presence et de leur croissance, c’est-a-dire en diminuant fortement les concentrations en mat&e organique en entree de reseau de distribution et dans I’eau circulante. . (a) L’ajout d’oxydant, le plus souvent du chlore, pose un certain nombre de problemes, notamment, la formation de sous-produits d’oxydation comme les trihalomethanes (THM) dont certains sont reconnus cancerigdnes chez I’animal. De plus, le chlore ajoute en sortie d’usine de traitement est consomme dans le reseau et le maintien d’un residue1 de chlore permettant d’inhiber la croissance bacterienne en tous points du reseau necessiterait de fortes concentrations de chlore en sortie d’usine, ce qui est incompatible avec les normes en vigueur aussi bien en terme de residue1 de chlore qu’en termes de sous-produits de d&infection. Toutefois, le chlore a un effet desinfectant sur les batteries planctoniques, en effet, seuls environ IO % de ces cellules bacteriennes sont actives, c’est-a-dire capables d’oxydation respiratoire. Cependant, des etudes ont montre que les batteries fix&es sur des particules de charbon actif en grain Ctaient resistantes au chlore, de m&me que des batteries agregees entre elles. De facto. I’ajout de chlore a l’eau traitee n’inhibe pas la formation d’un biofilm h l’interieur des canalisations. De meme, les protozoaires vehicules par I’eau potable peuvent resister au chlore. (b) Les inconvenients sus cites, ont permis, depuis quelques an&es, le developpement de techniques de filtration membranaire telle que la nanofihration, qui se situe a la charnibe de I’osmose inverse et de I’ultrafiltration, et qui apparait comme une alternative interes- Sante aux traitements conventionnels car elle preserte I’avantage de diminuer tres fortement le carbone organique dissous (en moyenne, abattement de 90 % du COD (Carbone Organique Dissous) et de 99 % du CODB (Carbone Organique Dissous Biodegradable)). De plus, la nanofiltration assure une elimination quasi totale des microorganismes (abattement de 99 %), des precurseurs de sous-produits de chloration, des micropolluants, une diminution de la flaveur de moisi de I’eau (factew 2) et la production d’une eau peu consommatrice de chlore dont les ions divalents ont Cte pour la plupart retenus. 0 1998, Elsevier, Paris.

nanofiltration / biofilm I r6eau de distribution I eau potable / matikre organique I COD/CODB

I. Sibille - Stabilite biologique des reseaux de distribution Id’eau potable II9

Abstract - Biological stability in drinking water distribution systems: a review. The maintenance of the quality of water from the outlet of the treatment plant to the consumer tap is a major concern of water distributors. From a biological point of view, this maintenance must be characterized by a stability of biological features, namely bacterial growth from biodegradable organic matter, and protozoan bacterivory which must be not detec- table. However, drinking water distribution systems are continuously exposed to a flow of biodegradable organic matter, which can represent around 20-30 % of the total dissolved organic carbon, and a flow of allochthonous microorganisms (bacteria, fungi, protozoa,..), coming from the water treatment plant but also from incidents (breaks/repairs) on the distribution network itself. Apart from these microorganisms (heterotrophic bacteria in particular) can grow in this ultra-oligotrophic environment and colonize the all drinking water distribution system. The highest density OF microorganisms occurs on the surface of pipewalls where they are organized in microcolonies (biofilm) that are mixed with corrosion products and inorganic precipitates. Five groups of organisms have been identi- fied in distribution networks, in both the water phase and the biofilm : bacterial cells. protozoa, yeast, fungi and algae. The majority of these organisms are not pathogens, nevertheless potentially pathogen bacteria (Lrgionellu...), fecal bacteria (coliforms. E. co/i...), and pathogen protozoan cysts (Giurdiu intestinalis, Crytosporidium panurn...) can tran- sitorily find favorable conditions for their proliferation in the networks. Bacteria grow from the biodegradable fraction of dissolved organit: matter while protozoa grow from dissolved organic matter, other protozoa but especially from bacterial prey items. The protozoan bacterivory was extensively studied in marine aquatic environments and in rivers, lakes, . . . but very rarely in drinking water distribution networks. Actually, proofs of the protozoan grazing on fixed and free-living bacterial cells were given by photogra- phy or film of biofilms accumulation on coupons that were previously immersed in potable water or by direct microscopic observation of bacteria in food vacuole of protozoa from potable water. A single and recent study has estimated protozoan bacterivory rate from laboratory experiences using fluorescent rrarkers. It appears that in an experimental distribution system fed with biologically treated water (ozone/filtration through granular activated carbon), only ciliates present in the biofilm have a measurable grazing activity, estimated at 2 bacteriaciliate--‘.h-1 on average. Bacterial dynamics in drinking water distribution systems is complex and related to different parameters, like the biodegradable fraction of dissolved organic carbon, the presence of a residual of disinfectant, the nature and the state of pipewalls, the relative biomass of free and fixed bacterial, and grazing impact. The preservation of the biological stability of potable water during its storage in reservoir or its transport through the distribution systems can be achieved by (a) the use of chemi- cal disinfectants (in particular by addition of chlorine) which is the widely used technique, or (b) the use of new techniques such as nanofiltration that can eliminate bacteria and significantly decrease the concentrations of orgacic matter at the inlet of the distribution network and in the potable water. (a) The use of oxidant, usually chlorine, induces a number of problems, in particular the development of oxidation by-products like trihalomethans (THM), among which some are recognized as carcinogenic products for animals. In addition, chlorine added at the outlet of treatment plant is consumed in the network and the maintenance of a residual of chlorine along an entire distribution network would need high concentrations of chlorine at the outlet of the treatment plant. This may be incompatible with standards for both residual chlorine and its by-products. Nevertheless, chlorine has a disinfectant effect on planctonic bacteria, if considering that only around IO % of free bacterial cells are living cells, i.e. are able of respiratory oxidation. However, some studies show that bacteria fixed on granular activated carbon particles can be resistant to chlorine, as well as bacte-


ria in aggregates. Thus, the addition of chlorine in potable water does not inhibit the formation of a biofilm at the surface of pipewalls. In lihe same way, protozoa transported by potable water can resist to chlorine. (b) The above disadvantages permitted the development of membrane filtration techniques like the nanofiltration, which is at the junction between reverse osmosis and ultrafiltration, and which seems to be an interesting alternative to conventional treatments because it presents the advantage to (i) decrease very strongly the concentrations of dissolved organic carbon (on average 90 % for DOC (Dissolved Organic Carbon) and 99 % for BDOC (Biodegradable Dissolved Organic Carbon)), (ii) to remove a very high proportion of almost the entire microorganisms (99 %), precursors of chlorination by-products, and micropollutans, (iii) to decrease the musty flavor of water (2-fold) and (iv) to produce a water that needs low concentration of chlorine. 01998, Elsevier, Paris.

nanofiltration / biofilm / distribution network / potable water / organic matter / DOC / BDOC

1. INTRODUCTION

Le maintien de la qualitt de l’eau de la sortie de l’usine de traitement jusqu’au robinet du consommateur est une prCoccupation majeure des traiteurs et distributeurs d’eau. D’un point de vue biologique, ce maintien doit se caract&iser par une stabilitC des variations biologiques telles que la consommation et la croissance bactirienne B partir du carbone organique dissous bioddgr:Ldable et l’activid de prkdation subs& quente des protozoaires, qui doivent $trc non dktectables [I]. Actuellement, la pr& servation de la stabiliti biologique de l’eau potable lors de son stockage en rtservoir ou de son transport ti travers les r&seaux de distribution, nCcessite l’emploi de d&in- fectants. I1 s’agit gCnCralement d’agents oxydants, comme le chlore, qui permettent de limiter les phCnomknes de croissance bacdrienne en rCseau, mais qui, en aucun cas, ne permettent l’inhibition totale de la prolif&ation bactkrienne au sein du biofilm, aux concentrations d’oxydants couramment employtes [2-51. La qualid microbiologique de l’eau est done susceptible de se dCgrader au tours de son stockage en rCservoir ou de son transport & travers les rtseaux de distribution [ 1, 6-81. De plus, en prksence de mat&e organique, les oxydants peuvent induire la formation de sous- produits organohalog&Gs tels que les trihalomCthanes (THM) [9, lo], dont certains sont toxiques et/au peuvent &tre B l’origine de probl&mes de goat et d’odeur.

Hormis la chloration, une autre alternative peut &tre offerte aux traiteurs d’eau afin de maitriser la dkgradation microbiologique de l’eau : la forte diminution des concentrations en matit?re organique en entrke du r&eau de distribution, ce qui per- mettrait, d’une part, de diminuer la demande en chlore de l’eau et par voie de cond- quence de r&duire les taux de disinfection ainsi que la formation des sous-produits d’oxydation et, d’autre part, de limiter la croissance bacterienne en rCseau. Cette demarche implique d’optimiser I’Climination de la mat&e organique des eaux et surtout sa fraction biodkgradable, par I’amClioration des filibres classiques de traitement. Cependant, malgrk de nombreux efforts, les pro&d& actuels, m&me s’ils pro- duisent une eau sanitairement correcte en sortie d’usine, ne permettent pas d’eliminer de manikre importante la mat&e organique dissoute biodkgradable.

I. Sibille - Stabilitk biologique des rkseaux de distribution Ceau potable 121

Depuis quelques anntes, la nanofiltration, qui se situe B la chamibre de l’osmose inverse et de l’ultrafiltration, apparait comme une .altemative intkressante aux traitements conventionnels d’affinage des eaux a potabiliser. Elle pr&sente l’avantage d’atteindre l’objectif prtWdent, B savoir, diminuer trits fortement le carbone organique dissous, en assurant Cgalement une Climination quasi totale des microorganismes, des prkcurseurs de sous-produits de cbloration et des micropolluants [ 1 l-151.

C’est dans le cadre scientifique et technique de l’amtlioration des filikres classiques de traitement des eaux potables, notamment par la nanofiltration, que se situe l’objectif principal de ce travail. PrCcisCment, il s’agit de fournir une synthkse des Cvolutions rkentes des connaissances sur l’importance quantitative et fonctionnelle des composantes organiques et notamment microbiennes des eaux de consommation, avant et apt& leur potabilisation selon diffkrents procCdCs industriels de nature chimique et physique. Compte tenu du caractkre sensible d’un tel sujet, il n’est pas souvent fait Ctat du nom des diffkrents r&eaux et eaux de surface (rivikres) ttudiks.

2. COMPOSITION DE LA MATIkRE ORGANIQUE DISSOUTE DES EAUX

La mat&e organique prksente dans les eaux in potabiliser est constituke d’une fraction particulaire [ 161 et d’une fraction dissoute. La mat&e organique dissoute est compode (i) de mokules organiques provenant de la d&composition d’organismes morts et/au de vCgCtaux et (ii) de microorganismes, comme les bactkries, constituks de polymkres organiques.

L’inventaire de tous les composks organiques tStant quasiment impossible au vu des techniques disponibles, la matikre organique est dkfinie sur la base de caractkristiques globales et de propriMs sptcifiques, souvert exprimCes dans une seule unit&, notamment par rapport B I’tltment carbone. La connaissance de la composition de la mat&e organique en milieu aquatique s’obtient par :

- une analyse chimique tel que le dosage du carbone, des acides aminks, des pro- tCines, des sucres.. ;

- une skparation physique oti interviennent des techniques comme la filtration sur membrane, l’adsorption sur rksine.. ou ;

- une estimation de la biomasse contenue dans les eaux.

2.1. Analyse chimique

Les molkules constituant la mat&e organique peuvent &tre diviskes en deux grands groupes : (i) des mokules complexes que sont les substances humiques et (ii) des composks simples regroup&s sous le terme de substances non humiques.

Les substances humiques reprksentent la fraction des molhles adsorbables sur rCsine macroporeuse <c XAD 8 >) [ 171. Elles sont hydrophobes et gtnCralement rkfractaires ti la biodkgradation [ 17, 181. Les subsl.ances humiques sont compostes d’acides fulviques (de l’ordre de 90 %) et d’acides humiques (environ IO %). Les acides fulviques se distinguent des acides humiques par leur teneur supkrieure en


groupements fonctionnels acides -COOH et -OH. Dans les rivikres, les substances humiques repksentent de l’ordre de 30 ?I 60’ % du carbone organique dissous [ 19-221. Leurs concentrations peuvent kgalement varier selon les saisons ; 2 titre d’exemple. de 1,4 mg.L-’ (p&ode chaude) B 3,2 mg.L-’ (pkriode froide) [ 191.

Les subsrances ~~12 humiques reprksentent la fraction des mokules adsorbables sur &sine macroporeuse G XAD 4 >> 1231. Elles sont mal caracttriskes et sont rep& sent&es, pour moitik, par des acides hydrophiles. Bien qu’& l’heure actuelle leurs caractkristiques soient mal connues, des considkations thkoriques, basCes sur leur solubilitt5, permettent de dire qu’elles seraient cornpokes de sucres, d’acides aromatiques simples et polym&isCs et d’acides amink [ 171. Les concentrations des tlC- ments entrants dans la composition des substances non humiques varient en fonction de l’origine de l’eau et des mkthodes analytiques utilikes (tuhfeau I).

Les acides amin.4.~ totaux (libres et combinks) ont trks souvent CtC t%udGs, du fait de leur forte biodCgradabilitC. En effet, les acides aminks libres (de faible masse molCcu1aire apparente) et Ies acides aminks combinCs constituent, aprks hydrolyse, des substrats facilement assimilables par les microorganismes. Le rendement de croissance (Y) des bacttries au dktriment des acides amirks libres est plus ClevC d’un facteur 0,8 comparativement 2 celui obtenu au dCtriment des alcools, alcanes, sucres [24]. De plus, des essais de biodkgradabilitk r6alisCs en laboratoire avec des kacteurs

Tableau I. Ordres de grandeurs de la contribution de tliverses moltcules au carbone organique dissous (COD) dans deux eaux de rivkres diffkrentes.

Families de composks % COD

Thurman [22] Subraetal. [I711

Acides (AC.) carboxyliques AC. aliphatiques

AC. gras volatils AC. gras non volatils AC. hydroxycarboxyliques et dicarboxyliques AC. aromatiques

Acides aminds totaux AC. amines libres AC. aminks combinks

Hydrates de carbone monosaccharides saccharines combinks sucres acides aminosucres et au&es

Hydrocarbures

ComposCs 1 l’ktat de traces aldkhydes, stkrols, bases organiques, composks organiques soufrks, alcools, &hers, cktones, chlorophylles et autres pigments

(- : non mesurk)

28 A 8 %

2% 4 %

l&2% 1%

293% 0,s %

293%

5 il IO % 1% 7 % 1% 1%

< 1 %

< 1 %

I,7 %

- - - -

20 % 3,3 %

16,7 %

de 3 h 66,7 %

0,7 %

1.7 %

0,002 a 3 %

1. Sibille - Stabilid biologique des r&aux de distribution d’eau potable 123

aliment& par une eau de kseau supplkmentke en acides aminCs (melange de 14 acides aminks libres B des concentrations de 0,l mg C L- et 0,2 mg C L-l) montrent une consommation complkte des acides amints ajoutks, entrainant une production de biomasse [25] (@.wfz I).

Les concentrations en acides aminis totaux mesurkes dans une eau de rivitre peuvent varier, en fonction de la saison, de 100 g 260 pg L-l [ 191. Les acides amink libres majoritaires constituant le COD d’eaux de rivikre sont : I’acide aspartique, la shrine, la glycine, l’alanine, la thrkonine, la valine, I’acide glutamique et l’ornithine [26, 271 (tableau Zr). En terme de carbone, les acides amin& libres prksents dans une eau de rivikre peuvent rep&enter jusqu’g 13 I pg C L-’ [ 191.

2.2. Masse molCculaire apparente

D’aprks la littirature, les deux principales techniques de stparation des diffkrents constituants de la mat&e organique en fonction de leur masse molkulaire apparente sont : la chromatographie d’exclusion sur gel et “ultrafiltration. L’utilisation de membranes de diffkrents seuils de coupure a permis de classer la matikre organique dissoute naturelle en fonction des masses molkculaires apparentes de ses diffkrents constituants. Cette classification offre une large gamme de masse m&kulaire apparente (MMA), allant de < 500 B quelques centaines de milliers de Da.

Les techniques de skparation prksentent des inconvtkients lit%, entre autres, B des phCnomknes d’adsorption rkversible, de contamination par le support et d’imprkci- sion quant B la skparation effect&e. Les rtsultats de distribution de masses molkculaires apparentes trouvks dans la littkrature sont disparates, ils varient d’une eau 2 l’autre et expriment l’impact de la variation qualitative de la mat&e organique des eaux de diffkrentes origines (tclbleau IIZ).

Biomass fix&

(vg C cm-2)

094

093

I

02

O,l

0 'I,

Figure 1. Production de biomasse f’ixCe (biofilm) dans des rkacteurs annulaires aliment& en continu avec l’eau distribuke dans la ville de Montrkal (Canada) enrichie de 0,l mg CL-’ de glucose (temps de L- skjour de l’eau : 74 heures ; tem-

Sam acides Ajout d’acides Ajout d’acides pkrature : 20-22 “C) (Les barres amin& ajoutk3 aminks amines d’erreur repkentent les &art

0,l mg CL-t 0,2 mg C L-1 types) (d’aprks Gauthier et al. 12.5)).


Tableau II. Concentrations de differents acides amirks (nmol.Lmi), des acides amines totaux (pg N.L-’ et pg C.Lm’) et du carbone organique dissous (mg.L-‘) d’eaux provenant de deux rivieres. (COD : carbone organique dissous ; CODB : carbone organique dissous biodegradable).

Acides amines Concentrations en acides amines (nmol.L-‘)

Dossier Berne et al. [ 191 Hureiki et al. [27]

AC. aspartique AC. glutamique Serine Arginine Glycine Threonine Alanine Tyrosine Valine Phenylalanine Isoleucine Leucine Ornithine Lysine

311 143 a200 137 77 i 230 276 1259321

64 505 150 a500 150 234 166a312 145 145 57 55

107 125 a208 300 73 100 i 150

Teneurs totales en acides amines (Dossier Beme et al. [ 191)

c (Y&‘) 131 N NW) 44 COD (rng.1,~i) 4,9 CODB (mg.L-‘) 16

Tableau III. Composition de la mat&e organique de differentes eaux de riviere, en terme de masse mokulaire apparente relative (COD : carbone organique dissous ; COT : carbone organique total).

Masses moleculaires apparentes (Da)

Amy et al. [ I721 (% du COT)

Lefebvse [ 1731 Karpel Vel Leitner et al. [3 I] (% du COT) (‘7~ du COD)

< 500 15945 <: IO 129 13 de 500 a 1 000 15525 II 151 14,7 ii 18

de 1 000 a 3 000 23,9 ?i 295 > 3 000 42,X i 46,1

de 1 OOOa 10000 10 16849 > IO 000 20960 32a60

2.3. Hydrophobicit et hydrophilicit

Les eaux vehiculent des composes hydrophobes et des composts hydrophiles. La distinction hydrophobe / hydrophile est fonction de la composition chimique des composts qui seront plus ou moins bien retenus sur des resines de type << XAD 8 j, ou (< XAD 4 a disposees en strie.

I. Sibille - Stabilite biologique des reseaux de distribution d’eau potable 125

Les substances hydrophobes sont retenues sur re:iine << XAD 8 B I1 est possible de distinguer des acides hydrophobes, des bases hydrophobes et des composes neutres hydrophobes en fonction du pH d’tlution des composts retenus dans la resine. Les acides sont Clues a pH basique avec de la soude (NaOH), les bases sont tluees a pH acide avec de l’acide chlorhydrique (H(J) et les composes neutres sont &tees avec du methanol [28]. Des sucres, certains acides amines libres, des acides carboxyliques aliphatiques, des acides carboxyliques B l-2 cycles, des phenols a l-2 cycles et les substances humiques sont des composes hydrophobes [29].

Les substunces hydrc$riles, traversant la resine << XAD 8 k), sont retenues sur resine (( XAD 4 j). De m&me que precedemment, il est possible de distinguer des acides hydrophiles, des bases hydrophiles et des composes neutres hydrophiles, en fonction du pH d’elution. Les solutions d’extraction sont identiques a celles sus citees [28]. Certains auteurs font aussi la distinction entre les acides hydrophiles (retenus dans la resine c< XAD 4 B), et les substances hydrophiles non acides (non retenues dans la resine << XAD 4 >>) qui se retrouven dans I’effluent de la resine (2 1, 301. Certains acides amines, des acides organiques polyfonctionnels et des acides aliphatiques a 5-6 atomes de carbone sont des composes hydrophiles [29].

Dans une eau, la distribution des composes hydrophobes et hydrophiles est fonction de la composition chimique de l’eau et done. varie en fonction des eaux. A titre d’exemple, le carbone organique dissous (COD) d’une eau de riviere peut contenir autant de substances hydrophobes que hydrophiles 121, 311 ou bien majoritairement des substances hydrophobes cjusqu’a 66 %) [30] ou m&me majoritairement des substances hydrophiles (59-60 %) [21, 3 I] (tableau Iv).

En revanche, le carbone organique dissous d’une eau traitee contient tres souvent autant de substances hydrophobes (52-55 %) que de substances hydrophiles (45-48 %) (tableau V) 1301.

Tableau IV. Distribution des fractions hydrophobes et hydrophiles du carbone organique dissous dans differentes rivieres.

Rivieres - Fraction hydrophobe Fraction hydrophile References (% COD) (‘+I COD) bibliographiques

Charente Loire Vienne Oise

50 50 41 59

46,5 39,6 53,s 60,4

54266 24946

Martin-Mousset et al. PII

Karpel Vel Leitner et al. [31]

Lefebvre et CrouC [30]

2.4. BiodCgradabiliG

Le terme biodegradabilite represente les proprietes de certaines molecules d’etre toupees en elements plus simples, notamment par des microorganismes. Si on est en presence d’un melange de plusieurs composes inconnus, comme c’est le cas dans les eaux, et que l’on cherche a savoir si cette solution peut permettre la croissance de microorganismes, il existe des tests comme la mesure du carbone organique dissous


Tableau V. Distribution des fractions relatives (% COD) hydrophobes et hydrophiles du carbone organique dissous (COD) d’eaux potables obtenues par deux pro&d& de filtration [30].

Eau filtrke sur sable Eau filtrke sur charbon actif en grain

Substances hydrophobes 52 5.5 Substances hydrophiles

Acides hydrophiles 23 IO Hydrophiles non retenus 25 35

___-

Tableau VI. Importance relative de diffkrents poids molCculaires de carbone organique dissous (COD) dans la rivikre Seine, avant (2,8 mg C.L-‘) et aprks biodkgradation (I ,7 mg C-L-‘) avec une perte de 23 % du COD [44] (MMA : Masse Molkulaire Apparente).

MMA>5000d 1500<MMA<5000d MMA<I 500d

avant biodkgradation 42 % 37 % 21 % (% COD) (I,18 mg.L-‘) ( 1,011 mg.L-‘) (0,6 mg.L-‘)

aprks biodkgradation 29 % 38 % IO % (% COD) (0,49 mg,L-I) (0,64 mg.L-‘) (0, I7 mg.L-‘)

biodkgradable (CODB) [32-371 et la mesure du carbone organique assimilable (COA) [38, 391.

De nombreuses Ctudes, faites sur l’utilisation microbienne de la mat&e organique dissoute (exprimCe en carbone organique dissous), ont indiqu6 I’existence de deux pools distincts de compos& organiques :

- un pool qualifi6 de labile, reprksentant p&s de 20 % du COD et dont la vitesse d’klimination est rapide, gCn&alement de l’ordre de l’heure ou du jour. La composition chimique de cette fraction du COD est caract6ris6e soit par des sucres, acides aminks, protCines. soit par des molCcules de faible masse mol6culaire apparente [40,41] ;

- un pool rkfractaire ?I la biodkgradation dont 1’Climination est plus lente (de l’ordre de la semaine voire du mois ou plus) et qui peut Ctre assimilt! aux substances humiques. Seule une faible partie de ces composCs influerait sur le d6veloppement bacttrien. Tranvik et Hiifle [42] et Moran et Hodson [43] ont observC une augmentation de la biomasse et de 1’activitC bactirienne en prksence de substances humiques. Meyer et al. [41] ont tent6 d’expliquer les phCnom6nes mis en jeu. 11s suggkrent que les composCs de faible masse sont complex& ;i des mol&ules de forte masse, ces deux entites constituant le corps rkfractaire. Done, dans les processus de biodkgradation en prisence de substrats rkfractaires, c’est la partie de faible masse molCculaire du corps rkfractaire qui supporterait, en premier, la croissance cellulaire.

La biodegradation de la mat&e organique entraine une diminution partielle du carbone organique dissous, quelle que soit la fraction de masse molCculaire apparente considCrCe. A titre d’exemple, il a Ct6 montr6 que, dans la Seine, les fractions de masse molCculaire apparente Clevie (> 5 000 IDa) diminuent de 58 %. les fractions comprises entre 1 500 et 5 000 Da de 38 % et les fractions inf&ieures B 1 500 Da de 72 % (tub/eau VI) [44].

I. Sibille - StabilitC biologique des reseaux de distribution d’zau potable 127

La biodegradation de la matiere organique entraine Cgalement une modification des concentrations de certains composes de moyenne ou forte masse moleculaire apparente. A titre d’exemple, dans la Seine, des essais de biodegradation ont mis en evidence une diminution des proteines de 86 %, des polyhydroxyaromatiques de 72 %, des polysaccharides de 68 % et des aminosucres de 53 %. Dans ce cas precis, les polysaccharides &ant les composants majoritaires de I’eau de riviere etudiee et compte tenu de leur degrC d’elimination, le CODB semble &tre en grande partie d’origine polysaccharidique [44].

La biodegradation de la matiere organique dissoute a fait I’objet d’essais de modelisation [45] (f&we 2). La mat&e organique est constituee de composes organiques de masses moleculaires apparentes different:<, parmi lesquels quatre groupes peuvent &tre distingues :

HO : composes libres directement assimilables par les batteries (inclus dans la fraction S), H 1 : composes rapidement hydrolysables (emax ’ = 0,75 mg.mg biomasse bacte- riennemr .h-I), H2 : composes lentement hydrolysables (emaX* = 0,25 mg.mg biomasse bacterienne-‘.hm’), H3 : composes non hydrolysables et done inutilisables par les batteries (represent& par des substances humiques de masse moltculaire tlevee). * emax represente le taux maximum (h-r) d’hydrolyse exoenzymatique du CODB

par unite de biomasse bacdrienne.

L’hydrolyse exoenzymatique [I] des fractions HI et H2 produit un stock de mat&e organique directement utilisable par les batteries, constitue de molecules de faible masse moleculaire apparente (acides amines libres, mono- et oligosaccharides et acides organiques) et nommees substrats simples (S). Ces molecules simples sont incorporees par les microorganismes, puis elles sont catabolisees (2) (oxydation en CO, et elimination du CO,) ou anabolisees (3) (production de biomasse). La biomasse produite (B) est ensuite sujette au processus de mortalite (4) et peut done retourner dans les pools HO, HI et H2. La distinction du CODB entre les classes HO, HI, H2 et S est fonction de I’origine de la mat&e or,ganique.

Figure 2. Representation schematique simplifiee dex pro,:essus impliquCs dans la digradation de la mat&e organique dissoute nCcessitant une hydrolyse prCalable par les bactCries en milieu aquatique (d’aprks Billen et Servais [45], Servais et al. [79]).

128 L’AnnCe biologicme

2.5. Biomasse

Les Ccosystemes aquatiques contiennent de nombreux microorganismes (bacttries, protozoaires...) constitues de molecules organiques complexes qui peuvent ser- vir de sources nutritives pour d’autres types d’organismes ou apres decomposition, de substrats pour les batteries. Pour chaque type de microorganismes, il est possible de calculer la quantite de carbone qu’il contient. Le biovolume cellulaire moyen est calcule en assimilant differentes cellules d’une population a des formes geome- triques simples [46], puis il est converti en biomasse carbone en utilisant des facteurs de conversion (tubleau VIfl. Pour les batteries, d’autres techniques peuvent Ctre uti-

likes, comme la mesure du potentiel d’activite exoprodolytique. l&ant donne que l’activite exoproteolytique est proportionnelle a la biomasse bacterienne, Laurent et al. [47] et Laurent et Servais [48] proposent de determiner la biomasse bacterienne fixee (biofilm) en utilisant une methode basee sur la mesure du potentiel d’activite exoproteolytique [49]. Dans ce cas, le facteur de conversion est de 6,58 pg C par nmole de naphthylamine produite par minute 147,481.

Dans les eaux, la biomasse bacterienne est superieure a la biomasse des protozoaires (cilies plus flagelles plus amibes nuesj (tableuu VIII), mais tres inferieure a la concentration en carbone organique dissous biodegradable. A titre d’exemple, dans l’eau d’un reseau de distribution, la biomasse bacterienne represente 19,9 pg C L-l et la biomasse des protozoaires 0,79 pg C L-l, soit une difference d’un facteur 25 [50] (tableau VIM). Dans le biofilm, la biomasse bacterienne n’excede guere 0,02 yg C cm-? en presence d’un residue1 de chl’ore et peut atteindre 0,7 pg C crne2 en absence de desinfectant [S I].

Tableau VII. Facteurs de conversion du volume cellulaire moyen en masse de carbone pour des cellules bacteriennes, flagelles, cilies et amibes nues aquatiques.

Facteurs de conversion References

Batteries Flagelles Cilies

Amibes nues

5,6 lo-” g Cum 3 2,2 IO-t3 g C+trn-’ I,9 IO-‘? g C,pm i I,1 lO~‘~gC$rrn i I,1 IO-” g Cq.tm-’

Bratback [ 1741 Borsheim et Bratback [ 1751

Putt et Stoecker [ 1761 Weisse et al. [ 1771 Weisse et al. [ 1771

Tableau VIII. Biomasse bacterienne (Fg C.Lm’) et biomasse des protozoaires (pg C,Lm’) presents dans une eau de lac et des eaux de distribution francaises.

Eau de lac [ 1781 Eau distribuee [50] Eau de reservoir [SO]

Biomasse bacterienne 61.9 19.9 72,4 Biomasse des protozoaires

Cilies 4 0,60 131 FlagelI& 26 0,15 0,18 Amibes nues non recherchees 0,04 0,23


3. DEVENIR DE LA MATIkRE ORGANIQUE AU COURS DU TRAITEMENT DES EAUX DE CONSOMMATION

La matibe organique des eaux de consommation (molecules organiques et bio- masses) est modifiee qualitativement et quantitativement au cows du traitement de potabilisation. l&ant donnt que la presence de la mat&e organique participe a la degradation de la qualite de l’eau en reseau par la presence de couleur, gouts et/au odeurs [52-551, par la formation de sowproduits de d&infection [20], par l’induc- tion d’une croissance bacterienne [7, 48, 56, 571, les traitements de potabilisation doivent &tre conGus pour reduire le plus fortemerlt possible les concentrations en molecules organiques et microorganismes dans les eaux destinees a la consommation humaine.

Les chaines de traitement biologique comprennznt trois grandes Ctapes : la clarification de l’eau brute (coagulation/floculation, decantation), les traitements d’affinage (filtration sur sable, couplage ozonation (O$/filtration sur filtres a charbon actif en grain (CAG)) et la post-d&infection (figure 3). Le couplage O,/CAG peut etre remplace par une unite de nanofiltration.

Dans les paragraphes suivants, ne seront developpes que les traitements d’affinage que sont le couplage ozonation/filtration sur charbon actif en grain et la nanofiltration.

3.1. Ozonation / filtration sur filtres CAG

3.1.1. Ozonation

Le principe general de l’ozonation des eaux en tours de potabilisation reside dans les proprietes de la molecule de trioxygene a reagir avec la matiere organique en gentrant des molecules de plus faible masse moleculaire [58-621, plus faciles d’incorporation par les batteries.

L’ozonation ne modifie pas ou peu les concentrations en mat&e organique [33], mais elle agit sur le rapport carbone organique dissous biodegradable (CODB) / carbone organique refractaire (COR) de l’eau traide. Apres ozonation, ce rapport augmente du fait de la conversion d’une partie du COR en CODB [34, 631 par coupure (rupture des liaisons peptidiques ou Cthyleniques) ou transformation chimique (cycloaddition, evolution vers des produits de degre d’oxydation superieur) des molecules complexes par action de l’ozone. Ainsi, l’ozonation augmente la biode-

Eau brute Coagulation/ Filtration sur Filtration SLIT flOCUhtiOIl sable CAG

D&infection Dkantation ozonation D&infection Figure 3. Representation schematique d’une filiere de traitement biologique des eaux de consommation.

I30 L’Annke biologique

gradabilitk de la matihre organique [6, 30, 59, 60, 64-731. k titre d’exemple, la concentration en CODB d’une eau de rivibre peut augmenter de 20 2 80 % par rapport 2 I’Ctape de potabilisation pr&Cdente, la filtration sur sable [ 19, 301.

L’ozonation des acides humiques (masse molCculaire ClevCe) produit des alcanes, des aldChydes, des acides aliphatiques et des &tones [74] qui sont CliminCs par le traitement biologique. La distribution des masses molt%ulaires apparentes du COD dCpend done de la dose d’ozone appliquCe. La proportion de la fraction de faible masse molCculaire apparente (< I 000 Da) augmente avec la dose d’ozone [3 I, 581 C&ydre 4).

L’ozonation peut conduire soit g une augmentation soit 5 une diminution des teneurs en acides aminCs dissous totaux [26]. A titre d’exemple, Hurei’ki et al. [ 271 ont observC une augmentation des concentrations en acides amin& (et notamment, la glycine, alanine, leucine, sCrine, acide glutamique, acide aspartique et lysine) de 20 ?I 100 o/o ap& ozonation d’une eau de rivibre. L’augmentation des concentrations en acides aminks totaux est surprenante mais peut &tre expliquCe par l’action de l’ozone sur certaines mol&ules organiques ayant des structures complexes (protCines et polypeptides), non tliminCes par les traitement pr&Cdents (clarification), et dont les liaisons peptidiques sont dktruites par I’ozone, d’oti une libkration d’acides amin&. La dimimltion des concentrations en acides amin& totaux peut &tre, quant h elle, expliqu6e par I’Climination des acides par l’action de l’ozone sur leur structure pepti- dique.

L’ozone modifie la distribution relative de:; compost% hydrophobes et hydrophiles du carbone organique dissous, en augmentant les fractions hydrophiles au dCpend des fractions hydrophobes [30, 751. Cette modification est fonction de la concentration en ozone. A des concentration:; proches de 0,5 mg O,/mg COD (concentrations retrouvCes au tours de traitemenlts de potabilisation), l’augmentation de la fraction hydrophile et la diminution de la fmction hydrophobe est peu marquCe.

COD

(ml: L-1)

51

Ei <500d a lKd-3Kd q 5(“,d.lKd q >3Kd

Pm brute Ozonation Ozonalion 1 mghg C 2s mghng c

Figure 4. Influence de l’ozone sur la distribution des masses molCculaires apparentes du carbone organique dissous provenant de la Vienne (Eau de rivikre alimentant l’usine de potabilisation de la ville de Ch% tellerault (France)) (d’aprks Karpel Vel Leitner et al. l31I).

I. Sibille - StabilitC biologique des kseaux de distribution d’eau potable I31

% COD

10 1

q substances hydrophobes Q acides hydrophiks q hydrophiles non retenus

60

50

40

30

20

10

0 EB EBFS EBFS03

Figure 5. Importance relative des composks hydrophiles et hydrophobes du carbone organique dissous (COD) du traitement d’une eau de retenue (Apremont, France) (EB : Eau brute ; EBFS : Eau brute filtrke sur sable ; EBFSO, : Eau brute fi1trCe sur sable ozonCe) (d’aprk Lefebvre et CrouC 1301).

A titre d’exemple, Lefebvre et Crow? [301 ont observk. par rapport B 1’Ctape de filtration sur sable, une diminution des substances humiques (hydrophobes) de 20 % au profit de la fraction hydrophile (+ I1 % pour les acides hydrophiles et + 9 % pour les substances hydrophiles non retenus), i une concentration d’ozone de 0.7 mg O,/mg COD (figure 5). A des concentrations variant de 1 B 3 mg 03/mg COD, l’augmentation de la fraction hydrophile devient proportionnelle aux concentrations d’ozone appliquCes [30, 3 I]. A titre d’exemple. pour une concentration d’ozone de I ,5 mg O,/mg COD, les concentrations en substa.nces hydrophobes diminuent de 36,5 % entre I’eau brute et l’eau ozonCe alors que les acides hydrophiles augmentent de 13 % et les substances hydrophiles non retenus de 23,5 % [30] (figure 6).

&ant donnC que par action de l’ozone sur la mat&e organique dissoute. la fraction hydrophile du COD augmente, ainsi que le C’ODB [30. 59, 761, les composCs hydrophiles gCnCrCs sont certainement biodkgradables.

L’ozone, en tant qu’oxydant, rCduit de manikre importante le nombre de bactCries vChiculCes par l’eau du fait de son action bactCricide [70]. L’ozone s’avkre aussi effi- cace contre les formes de rksistance des microorganismes, tels que les kystes et les spores [77].

% COD

70

60

50

40

30

20

10

0 1

q substances hydrophobes Q acides hydrophiles 0 hydrophiles non retenus

- Eau de rivikre Ehu ozonee

Figure 6. Importance relative des composks hydrophiles et hydrophobes de carbone organique dissous (COD) d’une eau de rivi&re, avant et aprirs oronation (taux : I ,5 mg 0, / mg COD) (d’aprks Lefebvre et CrouC [JOI).


3.1.2. Filtration sur charbon actifen grain (CAG)

Le charbon active est produit en deux Ctaper; : carbonisation et activation. La carbonisation est conduite a haute temperature en absence d’oxygene. L’activation se deroule Cgalement St temperature Clevte sous conditions oxydantes (air, dioxyde de carbone ou vapeur). Au tour de cette preparation, des couches d’atomes quittent la surface carbonee du charbon. L’activation entraine ainsi la formation d’un systeme de pores dans le charbon, augmentant sa surface et sa capacite d’adsorption. Noix de coca, bois et lignite sont les principales matibres premieres utilisees pour la preparation du charbon active.

La filtration biologique sur charbon actif en grain (CAG) constitue un procede qui combine des phenomenes d’adsorption et de biodegradation des molecules organiques [69-7 I, 781. La prevalence d’un de ces phtnomenes par rapport a I’autre est fonction de I’age du charbon et de I’activite des microorganismes fixes sur les grains de charbon [69-711, mais aussi du type de molkules presentes dans l’effluent et de leurs structures chimiques [79]. II est a noter que la structure des particules de charbon actif en grain permet le developpement d’un biofilm bacterien a l’interieur des filtres [59, 69, 70, 80-821, quatre SI sept fois plus important que celui developpe sur des grains de sable [ 821.

La filtration sur CAG modifie les concentrations en matiere organique de l’eau. Le carbone organique dissous peut diminuer de .32,4 a 52,5 % [63], la fraction biodegradable chute de 67 a 90 % [63. 70. 7 I, 83, 84, ] ou bien seulement de 1 S-50 % [ 191, selon les eaux considerees et la nature du filtre CAG.

La disparite de ces resultats vient, en effet, essentiellement des conditions opera- toires :

- le mode de fonctionnement des filtres (adsorption/biodegradation) : les performances d’adsorption des filtres peuvent &tre significativement augmentees en utilisant des particules de charbon actif de petite taille, et en travaillant B faible pH et a faible temperature [85] ;

- la temperature de l’eau : Servais et al. [71 ] ont observe une reduction de l’elimination du carbone organique dissous biodegradable de SO % pour une eau dont la temperature est portee de 8 a 20 “C ;

- la diversite cellulaire et les differentes affinites des populations microbiennes presentes pour les substrats influencent les taux et la nature de la biodegradation ;

- le temps de sejour de l’eau dans le filtre influence l’elimination de la mat&e organique dissoute [69-7 I] ;

- l’age des filtres : il a CtC demontre que pour un filtre age de I an, le COD est Cli- mine a 44 % alors que pour un filtre de 3 ans, le COD n’est elimine qu’a 17 % [30].

En terme qualitatif, la filtration sur charbon actif en grain peut egalement modi- fier la composition de la mat&e organique, telle que la distribution des composes hydrophobes et hydrophiles du carbone organique dissous, entre I’entree et la sortie du filtre. En regle generale, les filtres a CAG retiennent les composes de hautes masses moleculaires apparentes 1861 ; leur efficacite dependant de I’gge du filtre. La fraction de substances hydrophobes retenues au niveau du filtre est d’autant plus importante que le filtre a charbon est neuf ou regenere [30].

I. Sibille - StabilitC biologique des rkseaux de distribution d’eau potable 133

Les mkcanismes de biodkgradation qui ont lieu dans un filtre 2 charbon actif en grain ont fait l’objet d’une modklisation proposke par Servais et al. [56, 791. Ce modkle permet de dkcrire les interactions bactCries/matikre organique dans le filtre et considkre les pools de composks hydrolysables ou utilisables par les bactkries (HI, H2 et S) citCs prCcCdemment (figure 2). Une reprksentation schkmatique du modkle de Servais et collaborateurs est pr&sentk sur la$figure 7.

Selon ce modkle, l’eau en entree du filtre CAG vkhicule de la mat&e organique (HI, H2, S) et des bactkries libres (B3). Les fractions H 1 et H2 sont en partie hydro- IysCes, grke 2 l’action d’exoenzymes bactkriennes. II en rksulte des substrats (S) qui, aprks oxydation respiratoire (rejet de CO,), servent B la croissance bactkienne. Dans le filtre, des bactkries sont fixCes irrkversiblement (B 1) et d’autres rkversiblement (B2), elles peuvent done s’adsorber et se dksorber k volontk. Les bactkries libres (B3) entrantes dans le filtre vont soit &tre adsorbkes, soit &tre relargukes dans l’effluent du filtre. Les bactCries prksentes dans le filtre vont &tre sujettes g des phC- nomknes de mortalitk entrainant la lyse des bactCries et done le retour de molkules organiques dans les pools HI et H2. Les bactkries peuvent Cgalement &tre sujettes 2 des phknomttnes de prkdation, notamment par des protozoaires et, par la mEme, ser- vir B la croissance et ti la survie de ces prkdateurs dans les filtres CAG et done, B l’ktablissement d’un vkritable rCseau trophique microbien qui peut se retrouver dans l’effluent du filtre CAG.

65 % CODB 28 % CODB

7 % CODB

HO : composb simples d&ctement assimilables par les backkies (i&us dam la fraction S) H 1: fraction de CODB rapidement biod&dable H2 : tiactioo de CODB lentement biod&adable S : sub&at directem& utilisable pow la croissaoce B 1 : bact&iw finks irrkversiblement au charbon actif bactkxienne B2 : bactties fix&s r&ersiblement au charbon actif Modit : pate des bactkies par Iyse ou pklation

B3 : bactkk libres adsIdes : adsorptionld&orption de bactkies dam le tiltre

Figure 7. Reprksentation schkmatique des procesxus biologiques mis en jeu dans lex filtres h charbon actif en grain lors de la potahilisation des eaux Ibrutes. Ce modkle a &4 prop& par Servais et al. [Sh, 791 et constitue une modification du modkle de Chabrol.


L’efficacite de la filtration biologique SLIT charbon actif en grain est done fonction de la distribution du CODB entre les pools HO, 1~1, H2 et S. Plus le carbone organique dissous biodegradable est assimilable, plus ii va &tre rapidement elimine. En effet. pour des concentrations similaires de CODB 21 l’entree du filtre, l’elimination augmente quand la fraction HI augmente par rapport ti la fraction H2 (tuhleau IX) [79].

En raison du developpement bacterien dans les filtres a charbon actif en grain, la densite bacterienne dans l’effluent des filtres est superieure a celle mesuree en entree des filtres [70,7 I, 87) ceci Ctant du a un decrochage des batteries fixees sur les particules de charbon actif. Toutefois, cette biomasse bacterienne en sortie des filtres est negligeable en termes de carbone organique, par rapport h la diminution en CODB observee dans l’eau du fait de son passage dam le filtre a CAG [69-7 1,841.

3.2. Nanofiltration

La nanofiltration est un procede de traitement membranaire base sur une reten- tion physique des elements vehicules par I’eau a potabiliser selon leur masse moleculaire apparente ; le seuil de coupure &ant de 200-300 Da. La nanofiltration de l’eau permet la production d’une eau dont les caracteristiques microbiologiques, organiques et chimiques sont constantes et relativement independantes des caracdris- tiques de I’eau d’entree, mais dependantes du :seuil de coupure des membranes. Ce pro&de est actuellement utilise in situ en fin de chaine de potabilisation d’une eau de surface a I’usine de M&y-slOise (95, France) [88], d’une eau d’exhaure a I’usine de Jamy (54, France).

Les quelques travaux actuels montrent, a l’echelle pilote et a I’echelle industrielle, I’efticacite de la nanofiltration pour l’elimination de la mat&e organique dissoute (COD et CODB) et des microorganismes [I l-15, 88-901, pour la diminution de la flaveur de moisi de l’eau d’un facteur 2, et pour la production d’une eau peu consommatrice de chlore [ 1 1, 131, pauvre en scus produits d’oxydation [9l] et dont les ions divalents ont &te pour la plupart retenus [ 13, 141. A titre d’exemple, la nanofiltration Climine entre 86 % et 93 % du COD et plus de 99 c/o du CODB et des microorganismes, que I’eau d’entree soit une e;ju filtree sur sable ou une eau ayant subit un traitement O,/CAG [ 1.5, 88, 891 (fubleau x).

Le traitement d’affinage par nanofiltration modifie la composition du carbone organique dissous et du carbone organique dissous biodegradable du permeat de fil-

Tableau IX. Pourcentages d’elimination, par biodegradation, du CODB dam un filtre biologique de potabilisation des eaux, en fonction des 3 pools de mat&e organique a I’entrCe du filtre, comme calcule par le modele Chabrol (voir,figwr 7). Cas d’un filtre CAG aliment6 avec une eau contenant I mg C.L-’ [79].

Concentration en HI (mg C.L-I)

0,lO 0.45 0,80

Concentration 2n H2 (mg C.L-‘) __-__

0,x0 0,45 0,lO

Pourcentage d’elimination (%I

15 49 60

I. Sibille - StabilitC biologique des rkseaux de distribution d’zau potable 135

Tableau X. EfficacitC d’klimination des mat&es organiques et des cellules bactkiennes par un pro&d& de nanofiltration applique h une eau filtrCe sur sable [88, 891 ou 2 une eau oronCe puis filtrCe sur charbon actif en grain [ 151.

Eau filtrke sur sable Eau ozonCe et filtrte sur charbon actif

Avant Aprks ‘B Avant Aprils %

nanofilnation d’klimination nanofilnation d’elimination

COD (mg.Lm’) 23 0,4 86 1.6 O,l 93 CODB (mg,L-‘) 04 <&I >v9 0.4 <O,l > 99 Cellules bactkriennes

(bactCries.mLm’) I ,6 I e5 < seuil > 09 I ,o IO’ < seuil > 99

tration, comparativement B l’eau brute prt%-aitCe ertrant dans I’unitC de nanofiltration. Les travaux d’Agbekodo et al. 192, 931 et d’ AgDekodo et Legube [94] rkalisCs 2 une kchelle industrielle (usine de M&y-slOise , 95, France), ont permis de dCterm- ner la composition du COD du permCat de nanofiltration. Les acides amin& totaux (libres et combinks) ont une forte contribution au C’OD total (60 %). L’analyse des acides amines libres montre qu’ils representent 17 7’ des acides amin& totaux. De fait, les acides amin& combin& reprksentent 83 % des acides aminks totaux et seraient des peptides de faible masse mol&ulaire apparente. compte tenu du seuil de coupure des nanofiltres (200-300 Da). Les acides aminks libres majoritairement rep&en& dans le permeat sont la glycine, I’acide aspartique, I’acide glutamique. la sCrine et I’alanine (tableau X0.

Du fait d’une pn-ozonation de I’eau en entrCe de fili&e de traitement, le COD du permCat de nanofiltration Ctudik peut contenir des sow-produits d’ozonation comme du formaldChyde cjusqu’i 3 pg.L-‘) et de l’ac~tald~hyde Cjusqu’B 18 pg.L-I), soit environ 7 % du COD total du permCat [ 92-941. De plus. les sucres libres et combin& peuvent rep&enter environ 20 % du COD total du permCat.

Par calcul empirique, Agbekodo et al. 192, 931 ct Agbekodo et Legube [94] ont pu evaluer la composition du CODB du permCat de nanofiltration. Si l’on considere que la concentration en CODB est de 0, I mg C L-’ (limite de dCtection de la mCthode), la part prise par les acides aminks totaux est importante (60 %) par rapport aux autres composCs simples comme les sucres (20 %). les aldChydes (5 c/c) et les acides gras et aromatiques ( 10 %). Ces pourcentages de participation sont tr&s certainement ICgkrement surestimCs car en g&&al, le CODB reprksente environ 20-30 % du COD [7]. De fait. la concentration en CODB du permCat de nanofiltration pour- rait &tre estimke h 3045 yg.L-l.

4. POPULATIONS ET INTERACTIONS TROPHIQUES MICROBIENNES DES RbEAUX DE DISTRIBUTION D’EAU POTABLE

Les rCseaux de distribution d’eau potable sont continuellement exposCs a un flux de mati&re organique biodigradable et de microorganismes allochtones (bactkries, champignons, protozoaires...), provenant de I’usine ce traitement des eaux mais aussi

136 L’Annke biologique

d’incidents (cassures / rkparations) sur le rkseau lui-mCme. Une partie de ces microorganismes (bactkries hCtCrotrophes en particulier) s’adapte g cet environnement ultra-oligotrophe m&me en prtsence de chlore, et peut ainsi coloniser l’ensemble d’un rkseau de distribution d’eau potable. La plus forte densitk de microorganismes se rencontre B la surface des materiaux supports et s’organise sous forme de microcolonies plus ou moins disperskes (biofilm) mClangCes B des produits de corrosion et des prCcipitCs inorganiques. L’accumulation organique B ce niveau s’explique par le transport de l’eau vers la surface des matkriaux supports oti les microorganismes adhkrent, se multiplient et bCnCficient d’un avantage nutritif rCel [95], et d’une protection contre les agents oxydants dont la diffusion est IimitCe au niveau de I’interface eau-matkriau au travers de la couche limite [96] Cfigure 8).

Dans les paragraphes suivants, seront prCsentCs I’kosystkme microbien des rkseaux de distribution, la dynamique des microorganismes lors du transport de I’eau jusqu’au robinet du consommateur, ainsi que l’effet de la post-chloration.

4.1. Populations microbiennes des rCseaux

Les rCseaux de distribution sont constituks d’une phase eau et d’une phase biofilm dans lesquelles des microorganismes se dkveloppent. Cinq groupes d’organismes vivants ont Ctt? identifiks dans les rCseaux de distribution, au niveau du bio-

Tableau XI. Teneurs en acides aminks totaux el libres du permCat de nanofiltration (COD = 0,15 mg C.L-‘) g la sortie d’une chaine de potabilisation d’eau (Usine de M&y-s/Oise, 95, France) [93].

Acides aminks (nmol.L-‘) Acides aminks ts3taux Acides aminks libres

Acide aspartique Acide glutamique Alanine Arginine Asparagine Glycine Histidine Isoleucine Leucine Lysine Methionine Ornithine Phenylalanine SCrine Thrkonine Tyrosine Valine

Teneurs en carbone des acides aminks (PLg C.L-9

Contribution relative des acides aminks au COD du petmCat (%)

187 25 200 22 IO0 < IO 92 lb II < 10

350 < IO I7 I 0 57 < IO

121 I3 96 32

< IO < IO < IO 72

47 I3 195 63 60 I2 53 < IO 38 < 10

89,6 16.3

59,7 IO,1

1. Sibille - Stabilitt? biologique des rCseaux de distribution d’eau potable 137

DWt Transfert Arrachage

Ciment

Fonte

Figure 8. Representation schematique de la section lorigitudinale d’une canalisation d’un rCseau de distribution d’eau potable montrant l’accumulation du biofilm sur la surface interne de cette canalisation (d’apr&s Block et al. [%I).

film et dans l’eau circulante : des cellules bacteriennes, des protozoaires, des levures, des champignons et des algues.

4.1.1. Bach-ies

II existe des adaptations morphologiques et physiologiques des batteries a des environnements pauvres en nutriments comme les reseaux de distribution. Une des adaptations est la miniaturisation des batteries qui augmente le rapport surface/volume et de fait, l’efficience des batteries a obtenir leur substrat dans l’environnement ambiant se voit augmenter considerablement [97]. A titre d’exemple, dans un milieu oligotrophe, la diminution du volume bacterien peut atteindre 50 % [98]. De plus, a de faibles concentrations en nutriments, la division cellulaire se produit saris croissance cellulaire, et cette multiplication entraine la formation de cellules miniatures [99, 1001. De fait, des batteries peuvent Ctre denombrees dans les rtseaux de distribution.

La densite des cellules bacteriennes (vivantes et mortes) en suspension dans l’eau varie de 5 x 10’ a lo6 cellules.mL-’ (Cpifluorescence) [I, 8, 47, 50, 71, lOl-1041, dont la fraction cultivable apres 72 h peut varier de 0,0006 a 0,03 % [ 103, 1051.

L’eau distribute vehicule Cgalement des actinomycetes dont les concentrations peuvent varier de 300 a I .8 lo5 unit&mL-r [52, 1061.

La densite des cellules bacdriennes fixees sur les parois des canalisations est de l’ordre de 3 x IO6 cellulescm-2 a 2 IO7 cellulescm-2 (Cpifluorescence) [7, 8, 47, 56, 71, 101, 1021, dont 6-9 % sont cultivables sur gelose apres 15 j d’incubation a 20 “C [8, 101, 1041.

Un tres grand nombre d’especes bacteriennes ont tte identifiees dans les reseaux de distribution d’eau potable (eau et biofilm) [ 1071. Les principales especes rencon- trees sont donntes dans le tableau XII.


Tableau XII. Quelques espkces bacteriennes mises Ien evidence dans divers reseaux de distribution d’eau potable post-chloree (0,2 ~ 0,4 mg Cl, libre, I). ~~

Espkces ou genres .___..-

RClZrences bibliographiques

P. putidu - P. ,jluorescens - P. urru,ginosu - P. stutzc~ri - P. cepcr- De Constantin et al. [ I791 ciu ~ A1culigt~ze.c j&cali.s - Aeromorw hydrophilu - Acinetohac- ter culcnaceticu,s - Citrohacrer - Entrrohucter - Klehsiellu - Flavobucterium ~ Bacillus ~ 5’tuphylococcu.s - Surciw - Coq~r- bacterium - Photobacterium

P. uuruginosa - P. cepuciu ~ P. jluorescens - P. tnaltophilu - P. putidu - P. putrej2ucien.s - P. stutzeri - Escherichia coli - E. ,jiirundii - Citrobacter,frrundii - Klebsiella o:uenac - Entero- bactrr agglnmrruns - Enterobuctur cloucae - Enterobucter uerogenes - Serrutia - Shigellu ,jle.unrri - Aeronronn.s hydrophilu ~ Flavobucterium ~ Acinetobucter culcouc.eticu.s - Stuphylocw- cus - Surcina - Bucillu,\

Bourbigot et al. [ 1801

Dans I’eau distribuke : P. I*esic,uluri.s - Fltrvohuc,‘erium sp. - Le Chevallier et al. 1 I 161

P. diminuta ~ P. paucimobilis -P. multophiliu ~ A~~inetabuc~te~ Le Chevallier [ I 121

sp. - Moxarellu sp, - Arthrobacter sp, - Micrococcu>~ sp.

Dans le biofilm : P. vr.sicu1uri.s - FlrrLwbacterium SF). - P. cepuciu - P. pic,krttii -P. stutTeri - Alculi,qenes sp. - AN Ynetobucte~ sp. ~ Moxarellu sp. ~ Agrobuc ferium rudiobuctrr - A rthrobwter sp. - Cor~rIet,clc~trriunl sp. - Buci1lu.s sp. - Entcrobnctrr ag,glo- meruns

Des microorganismes potentiellement pathogbnes (Lr~ionekr...) et des microorganismes d’origine f&ale (coliformes, E. coli... ) peuvent transitoirement trouver des conditions favorables B leur proliferation dans les reseaux [ 104, 108-I 141.

L’isolement sporadique de coliformes en pCriode chaude et en absence de tout episode decelable de contamination externe laisse supposer que ces germes sont capables de survivre dans les reseaux de distribution et de se multiplier au sein du biofilm [ 104. 109, 1 12, 1 1.5, 1 161 cfigwe 9). La survie d’E. coli est Cgalement like h la biodiversite du reseau de distribution. La,figtire Y montre qu’E. coli colonise plus facilement et plus longtemps un reseau d’eau nanofiltree dont les microorganismes presents sont uniquement representes par des batteries, comparativement a un reseau d’eau CAG oti l’ecosysteme est beaucoup plus diversifie [ 1041. Les observations de coliformes sont generalement associees a de fortes concentrations en batteries (superieures a S,2 log) ]I 141. L’apparition de coliforrnes serait aussi liee a la temperature de l’eau distribuee (superieure a IS “C), sa teneur en matiere organique biodegradable (> 0, I5 mg CODB.L-r ; > 100 pg COA.L-r), son pH, la presence de tubercules de corrosion. et a l’absence ou la prevalence de tres faibles concentrations en desin- fectants residuels tels que le chlore 16, 108, 1 1 Z-1 1.5, I 17-l 191. Un modele empirique a pu &tre developpe afin de predire la proportion globale d’echantillon d’eau de reseau contenant des coliformes a la semaine u’ en fonction des caracteristiques de I’eau (nombre total de batteries mesure par epifluorescence, nombre de batteries

I. Sibille - StabilitC biologique des rkseaux de distribution d’eau potable 139

l.OOE+12 r ca R&em d’eau CAG (pmtozoaires prhets)

0 Useau dkau nanofitlde (protozoties absents)

- - - - Courbe thhique de lessivage

0 0 0

0

0

l.OOE+04 \

5 10 15 20 25 30 35 40

Injection dE. coli Nombre de temps dc hidence bydraulique

Figure 9. DensitC d’E. coli cultivables (eau + biofilm) dam un rkseau expkrimental de distribution aliment6 avec une eau CAG et dans un rCseau r!xpCrimental aliment6 avec une eau nanofiltke (d’aprks Sibille et al. [ 1041) (UFC : IJnitCs formant Colonies).

cultivables, concentration du residue1 de chlore, temperature, concentration en carbone organique dissous biodegradable et nombre d’indicateurs de contamination f&ale) durant la semaine precedente W-l,

4.1.2. Protozoaires

Les recherches portant sur les protozoaires presents dans l’eau des reseaux sont rares. Dans le biofilm, jusqu’a present, seule une etude [ 1041 fait mention de la quan- tification des protozoaires.

Recemment, Amblard et al. [50], Servais et al. [I] et Sibille et al. [ 1041 ont mis en evidence des protozoaires dans les eaux potables, a des concentrations totales pouvant varier de 5 x lo4 a 7 x lo5 protozoairesl-I. De plus, Sibille et al. [ 1041 ont Cgalement montre la presence de protozoaires dans le biofilm a une concentration totale moyenne de 103 protozoairescm-‘. Quatre groupes systematiques de protozoaires ont CtC observes dans l’eau de distribution : des flagelles, des cilies, des amibes nues et des thecamoebiens (tableau XIII)), a des concentrations fluctuants de 2 x IO4 a 2 x 1 O5 flagellCs.L-I, de 7 x 10’ a 3 x IO’ ciliCs.L-I, de lo2 a 2 x 10” amibes nuesl-’ et de 10’ a 3 x IO” thecamcebiensl,-’ [ 50, 1041. Specifiquement, les genres d’amibes les plus souvent rencontres sont Acmtharnoebu, Hurtmmella et Nuegleria (tubkuu XIII). Certains des protozoaire! des rtseaux de distribution peuvent Cgalement jouer le role de reservoirs de bactkies potentiellement pathogenes (legionelles, . ..) [ 120-1231. Dans le biofilm d’un reseau de distribution aliment6 avec une eau CAG, deux groupes systematiques de protozoaires ont CtC observes : des cilies et des thecamcebiens a des concentrations fluctuants de 3 x lo2 a 8 x IO2 ciliescm-* et de 5 x IO2 a 6 x IO2 thecamcebienscm-2 [ 1041. En revanche, aucun protozoaire n’a pu etre mis en evidence dans l’eau et le biofilm d’un reseau de distribution aliment6 par une eau nanofiltree [ 1041.


Tableau XIII. Liste de certains genres ou espirces de protozoaires rencontrks dans diffkrents rCseaux frangais de distribution d’eau potable.

Groupes Especes ou genres RCfkrences bibliographiques

FlagellCs

Entosiphon sulcatum, dinoflagell6

CiliCs Chilodonellu Colpidium cumpilum, scuticociliCs

Amibes nues Hurtmunella verm$wmi.s - Vunnellu miru Cochliopodium minutum - Nuegleriu sp. Hurtmanrllu - Vuhlkampfiu - Acunthumoeba

Acunthumorha custellanii - Hurtmanella vermij~wmis - Vuhlkanpfiu utopu ~ Acunthumoebu poiyphugu

Acunthumoebu - Hurtmunellu - Nuegleriu gruberi - Nuegleriu,fituleri

ThCcamoebien Cmtrupyxis Trinemu lineure, Euglipha

(- : rkseau mn prCcis6)

Amblard et al. [SO] (-) Block et al. [ 1011

(Nancy. 54) Sibille et al. [ 1041

(Nancy, 54)

Amblard et al. [SO] (-) Sibille et al. [ 1041

(Nancy, 54)

Block et al. [IO]] (Nancy, 54)

Simitzis - Le Flohic [ 1321 (Brest, 29)

Simitzis et Jacquemin [I Xl] (Rennes, 29)

Jacquemin et al. [ I821 (Rennes, 29)

LeTallecetal. [183](-) Sibille et al. 11041 (-)

De plus, des kystes de protozoaires pathogknes (Giardia intestinalis, Cryptospo- ridium parvum, . ..) ont 6tC dCnombr& dans des r6seaux d’eau potable, 2 des concentrations foibles, variant de 0,Ol B I ,67 kystes de Giardia L-’ et de 0,005 g 0,02 kystes de Cryptosporidium L-’ [ 124-I 291.

4.1.3. Autres microorganismes

Les eaux de distribution &hiculent, outre des bactCries et de protozoaires, des algues, des champignons et des levures.

Les ulgues sont prCsentes dans les Gdiments recueillis dans des rCservoirs, de m&me que dans l’eau distribuke. Amblard ct al. [50] ont pu identifier 65 genres et espkces algales, leur densitC moyenne Ctant de 13,6 x IO’ cellules~l-I (fuublerru XIV). En revanche. 5 I’bchelle pilote et en rCseau rkel, Astier et al. [52] n’ont d&ombrC aucune algue (< 0,2 unitCs.mL-‘). La prCsence et le dknombrement des microorganismes phototrophes dans les rCseaux de distribution d’eau potable reste done un sujet ouvert B la recherche.

Parmi les champignons microscopiques frequemment isol&, on trouve les genres Peniciliurn, Aspergillus et Rhizopus [ 130-I 321, ainsi que Acnemonium, Alternariu, Botrytis, Clusdosporiunz, Fusarium, Mucur, Trichoderma [83] (tableau Xv). Les concentrations de champignons varient de 10 B I 000 unitCs.Lm’ [83, 1331, et peuvent


Tableau XIV. Liste d’especes de microalgues denombrees dans un reseau francais de distribution d’eau potable post-chloree (0,3 - 0,4 mg Cl, libre,L-‘) [50].

Euchlorophycees Chlamydomonas sp. - Chlorella sp. - Chroococus turgidus - Coencococcus plunctonicus - Cosmarium sp. - Crucigenia tetrupedia - Monoruphidium contortum - Oocystis sp. - Pedicustrum boryanum - Pediastrum duplex - Pediastrum tetrus - Scnedesmus sp. - Tetruedron yutrdrangulu - Tetraedron minimum

Zygophycees Struurustrum pique

Dinophycees Gymnodinium sp. - Peridinium pahustre

Euglenophycees Truchelomonas acanthostoma - Trachelomonas hispidtr - Trachelomonas oblongu - Truchelomonas planctonicu - Truchelomonas ruguiosu - Truchelomorms volvocina - Truchelomonas sp.

Chrysophycees Dinobryon sp. - Mal1omona.s cuuduta

Diatomophycees Achnanthes exigua - Achnanthes minutissimu - Achnanthes sp. - Asterionella formosu - Caloneis umphisbaena - Cyclotella comta - Cyclotelh meneghinianu - Cyclotella sp. - Cvmbellu turgidu - Cymbella ventricosa - Diatoma hl:emule - Diutomu vulgure - Epithe- mm sp. - Eunotiu sp. - Gomphonemu purvuhum - Gyrosigma ucuminntum - Melosiru dis- tans - Melosiru italica - Melosira vurians - Melosiru sp. - Navicula cineta - Nuviculu cryptocephula - Navicula grucilis - Nuviculu hungarica - Navocula pupulu - Nuvicula radiosa - Nitzschia acicularis - Nitzschia paleo - Nitzschin sigmoidea - Nitzschiu sp. - Pinnularia major - Pinnularia gibbu - Stephanodiscus ustrea - Stephanodiscus dubius - Stephanodiscus hantzschii - Stephanodiscus sp. - Synedra acus - Synedra rumpens - Synedra ulna

Tableau XV. Liste de certains genres ou especes de champignons denombres dans differents reseaux de distribution d’eau potable.

Genres ou espbces References

bibliographiques

Penicillium - Aspergillus Simitzis - Le Flohic [ 1321 (Brest, 29)

Acnemonium - Alternaria consortiule - Botrytis cinern - Clusdosporium Clasdosporioides - Clasdosporium herborum - Clasdosporium sphaerospermum - Fusarium solarri - Mucar hiemalis - Penicillium citrinu - Penicillium ocitro- chloron - Penicillium olsonii - Phoma glomeruta - Tricho- derma narzianum - Trichoderma koningii - Trichoderma viride

Capellier et al. [83] (-)

142 L’Annke biologlque

m&me atteindre 450-9 250 unit&Lml dans un reseau expkrimental aliment6 avec une eau filtrke sur charbon actifen grain [52].

Block et al. [lOI] et Le Chevallier [I 121 ant mis en evidence la prksence de levures dans un biofilm de rCseau d’eau potable. Les concentrations en levures de I’eau distribuke peuvent varier de I ?I 50 levures.L-I 1831 et les levures du genre Can- &da sont les plus repr&entCes. notamment les Iespkces C. ,fumata, C. memhrunu~fa- ciens, et Candidu sp.

4.2. Dynamique trophique des microorganismes

Dans un rCseau de distribution, on observe une degradation de la qualitk de l’eau qui est IiCe ti la prksence de microorganismes, de mat&e organique et de faibles concentration en dksinfectant, et qui se traduit, essentiellement, par une augmentation des concentrations en bactkries libres et fixCes [7, 27, 56, 101, 102, 116, 133-l 351 (figure IO), et par I’apparition de gofits et d’odeurs [52, 1361.

La dkgradation de la qualitk microbiologique de I’eau en rCseau de distribution est kgalement influenke par :

l la tempkrature qui favorise la survie et la prolifkration des bactkries ti partir de 15”c[113,114,137];

l la prCsence de dCp8ts qui vont faciliter la Icolonisation bactkienne 125, 1071 et jouer un rale protecteur pour la biomasse fixte vis-8-vis du chlore [3] ;

l la temps de skjour de I’eau dans le rkseau [ 1381.

Les bacttkies se multipliant en rkseau ; de:, taux de croissance p des bactkries planctoniques et pfix des bactkries du biofllm peuvent &tre calculCs. A titre d’exemple, en absence de residue1 de chlore ou en prksence de trks faibles concentrations de chlore (e.g. 0,Ol mg CI,.Lmi), @ix peut varier de 0.000 1 ti 0,005 h-l, soit des temps de gCnCration (g) compris entre 5 et 289 j [7, 79, 1011. Dans les m&mes conditions, la croissance p des bactCries libres est kgalement trtts faible, de I’ordre de 0,0006 ii 0,002 h-’ [79].

La production bactkrienne dans les eaux potables ne permet pas d’expliquer totalement les niveaux de biomasse en suspension Iobservk [5 I]. Cela peut s’expliquer par le fait que l’augmentation de la biomasse bactkrienne libre provient, en grande partie, de I’activitk de la flore bactkrienne fixCe : croissance et arrachage sous l’action des conditions hydrauliques ambiantes [ 102, 1391.

La croissance bactkienne en rCseau, illustrke par la,figure 10 se fait naturellement au detriment de la mat&e organique dissoute [I, 6-8, 51, 83, 103, 135, 1401 (figure II). Cela se traduit par une relation IinCaire : plus la concentration en carbone organique dissous biodegradable augmente, plus le nombre de bactkries libres et fixkes augmente vgure 12). 11 ressort de cette relation qu’une diminution du CODB en entrCe de rCseau, en dessous de valeurs seuils de 150 pg CODB.L-’ (47, 561 ou 10 pg COA.L-’ 1571 contraint fortement le dkveloppement des bactCries dans le rCseau (figure 12). Cependant, pour des concentrations en CODB infkrieures ou Cgales & 100 pg C.L-‘, une croissance bactkrienne en rCseau est encore possible, mais g des taux trks infkrieurs B ceux observkes dans un rCseau contenant des concentrations en CODB supkrieures & 150 pg C.L-I 18, 88, 89, 140, 1411. De manitke gCnt?-

I. Sibille - StabilitC biologique des rkseaux de distribution d’zau potable 143

Abondance bacthienne

120.

100

80

60

40

20

0

(106 L-1)

Il-ll-l I

Figure 10. Fluctuations des abondances (dhombrements par Cpifluorescence) en bac- tCries en suspension en fonction du temps de rCsi- dence des eaux dans un rCseau de distribution d’eau -

sortie de O-Sh 5.10 h IO-20 h 2040 h potable de la ville de Tou- station de traitmeot

louse (France) (d’aprks Ser- Temps de rksidence vais et al. [I]).

-

-

-

rale, pour des temps de sejour ClevCs (situation en bout de reseau) et des concentrations en CODB faibles (< 100 I.tg C.Lm’), les concentrations des batteries en suspension (Cpifluorescence) tendent h se stabiliser ou mCme i decroitre, selon les cas 17, 134, 1351.

&ant don& la complexite de la dynamique bactkienne en rCseau de distribution, il est important de modeliser I’evolution de la qualite microbiologique de I’eau. Sur la base de donnees microbiologiques experimentales obtenues a partir de I’analyse de plusieurs reseaux de distribution. un modele de la dynamique des batteries et du carbone organique biodegradable a ete developpe ( le modele Sancho) [5 I, 56, 79, 1421. Ce modele prend en compte (i) les interactions entre la matibe organique et les batteries, (ii) les interactions entre les surfaces internes des canalisations et les bacte- ries, et (iii) la cinetique de consommation du chlcre par reaction avec la mat&e organique et l’impact du chlore Iibre sur les batteries libres et fixees @gurr 13). Ce modele permet de calculer les variations spatiales a I’etat stationnaire du carbone

COD et CODB

0

1,4

132

I

03

W

64

02 0

w

I-

Figure 11. Fluctuations des concentrations en COD et de sa fraction biodkgradable (CODB en noir sur la figure) en fonction du temps de residence des eaux dans un rCseau de distribution

sortie de O-5 h S-IOh lOGOh 204Oh d’eau potable de la ville de

skkm de Toulouse (France) (d’aprbs traitenlent Temps de rhdence Servais et al. [I]).


Log Cellules nlc’ ou cm-’

8- Figure 12. Relations entre le log de la densit totale de bactkries fixCes

* (biofilm) exprimCe en cellules cm-* et de bac-

7- &es Iibres exprimks en cellules planctoniques

l t mL-‘, en fonction de la 6- 0 concentration en mat&e

-

c 0 0 cellules

organique biodCgradCe 0 0 oO.3 00 00 pkwtoniques (mgC L-’ ) dans un n&au

5 0 0 expkrimental aliment6 0

I %l I 02 I 0,3 I 0,4 0:5 z avec une eau filtrCe sur sable (d’aprks Mathieu

COD biodkgradk (mg C L-1) et al. [7]).

organique dissous biodegradable, du rksiduel de chlore libre et de la biomasse back5 rienne libre et fixCe dans un rtseau. Lafigure 14 prksente un exemple de comparaison entre les donnkes gCntr6es par le modkle et des donnCes expkrimentales provenant de huit points d’khantillonnage effectuk sur un rkseau de la ville de Toulouse (France). Les variations de chacun des paramittres (chlore, CODB, biomasse back?- rienne libre et fixCe) calcul&es par la modele montrent une bonne concordance avec les observations expkrimentales [56] yiguve 14).

Dans un rCseau de distribution, des bactkies sont prksentes mais aussi des protozoaires qui peuvent soit utiliser directement la mat&e organique dissoute, soit se

HO : composks simples directement assimilables pas les bactkries (inclus dans la fraction S) HI : mati&re organique rapidement hydrolysable H2 : mat&e organique lentement bydrolysable s : substrat directement assimilable B2 : bactkries adsoti6es rkversiblement

Bl : bacttiea fix&s biologiquement B3 : bactkries en suspension

Figure 13. Representation schkmatique des procCdCv pris en compte dans le modkle de la dynamique bactkrienne en r&eau de distribution (modkle Sancho) (d’aprks Servais et al. [56, 79, 1421).

1. Sibille - StabilitC biologique des rkseaux de distribution d’eau potable 145

nale du chlore libre, du CODB, et de la biomasse bactkrienne libre

Residence time h avril 1992 (D’aprks Servais et al. [56]).

nourrir d’autres protozoaires, mais ils sont surtout des prkdateurs des bactkies. Leur activitk a CtC extensivement CtudiCe dans des milieux aquatiques marins et d’eaux deuces tels que les rivihes, lacs, mais trks rarement dans les rkseaux de distribution.

Servais et al. [ 1] ont mis en Cvidence l’existence d’une relation IinCaire entre le nombre total de bactkries (6pifluorescence) et de protozoaires (Cpifluorescence) dans les eaux de plusieurs rkseaux de distribution franc;ak (figure 15). Ii ressort de cette relation que pour des concentrations bactkiennes inftkieures B 1 07.Lm1, le nombre de protozoaires est trks faible, ce qui permet d’kmettre l’hypothkse d’une densit bactkrienne optimale, permettant le dkveloppement et le maintien de protozoaires dans les eaux de distribution. Par ailleurs, les preuves de la predation des bacttries libres au/et fixCes par les protozoaires ont 6tC donnkes par photographie ou film de biofilms sur des coupes de matkriaux immergks dans l’eau potable 1143, 1441 ou par observation microscopique de bactkries dans les vacuoles digestives des protozoaires issus d’eaux potables [ 1041.

L’activitC bactkrivore des protozoaires peut tgalement Ctre estimke g l’aide d’expkriences de laboratoire telle que l’incubation g court terme des Cchantillons d’eau de distribution ou de biofilm en prksence de billes ou de bacttries fluoromar- quCes. Au tours de l’incubation, des sous-Cchantillons sont pr6levCs rkgulikrement et


Pmtozoa 10 3 L-t

800 - x

700 --

600 --

500 -- x

400 -- Figure 15. Variation de I’abondance

300 moyen-

-- ne des protozoaires en 200 -- fonction de I’abon-

dance moyenne des batteries en suspension

4 dans differents reseaux

100 150 200 250 300 350 de distribution francais (d’apres Servais et al.

Bacteria 10’ L-l [II).

fixes de maniere a Cviter I’egestion des particules proies marquees (billes ou bactC- ries) par les protozoaires. Pour chaque temps, le nombre de billes fluorescentes inge- rees par protozoaire est determine en microscopic en Cpifluorescence directement dans les vacuoles digestives des protozoaires. Cela permet de tracer une cinetique d’ingestion des particules marquees par les protozoaires presents en fonction du temps d’incubation figure 16). Cette evaluation permet de constater que, apt-es une phase d’ingestion lineaire et un plateau, les concentrations en marqueurs dans les vacuoles diminuent, du fait de phenomenes de digestionkgestion [ 1451.

La variante de cette technique qui utilise des microbilles de latex de la taille de batteries du milieu a Ctudier a CtC validee par Pace et Bailliff [ 1461 et a CtC recemment d&rite par Sherr et Sherr [ 1471. Le taux de predation correspond a la pente << a N de la droite de regression lineaire y = ax + b, calculee sur la portion IinCaire de la cinetique d’ingestion de la,figure 16.

La mesure des taux d’ingestion des batteries ou des billes marquees par les protistes a essentiellement CtC effect&e pour des organismes issus de cultures ou de milieux naturels aquatiques divers (oceans, lac, riviere), et une seule fois, a notre connaissance, pour des protozoaires vivants dans les reseaux de distribution d’eau potable (eau. biofilm). De cette unique mesure. il apparait que seuls les protozoaires

billes/protozoaire plateau

(a& de l’ingestion) excdtion des

Figure 16. Courbe schematisant la cinetique d’ingestion de billes ou de batteries marquees, par les protozoaires, en fonction du temps d’incubation.

I. Sibille - Stabilitk biologique des rkseaux de distribution d’eau potable 147

cilies presents dans le biofilm d’un reseau experimentalement aliment6 par une eau CAG ont une activite de predation mesurable, estimee a 2 bacteriescilit-‘.heure’ en moyenne [ 1041. De facto, dans le biofilm de ce reseau de distribution, les cilies totaux peuvent tliminer de 680 a 1 630 bactCries~h~lcm-Z [ 1041. En revanche, aucune activite de predation n’a pu &tre determinCe au tours de cette demiere etude, pour les protozoaires presents dans la phase eau d’un reseau de distribution alimente avec une eau CAG. II convient de rappeler ici que les eaux nanofiltrees ne contiennent pas de protozoaires.

La dynamique bacterienne en reseau de distribution est done complexe. Elle depend de nombreux parametres, notamment, le carbone organique dissous biodegradable, le residue1 de chlore libre, la nature et l’etat des parois des canalisations, la biomasse bacterienne libre et fixee et, enfin, les phenomenes de predation Cfigurr 18) [96, 1481.

4.3. Effet de la chloration des eaux distrihukes

Les chapitres precedents de cette etude permettent d’affirmer que les eaux de consommation humaine vehiculent des microorganismes (batteries, protozoaires) qui ont traverse la chaine de traitement et qui se retrouvent sous forme libre ou fixes a des particules de charbon actif [80, 81. 14%1521. Afin de diminuer la contamination microbiologique et de limiter la degradation micobiologique en reseau, les eaux potables sont post-desinfectees, en general par ajout cle chlore.

Le chlore ajoute en sortie d’usine de traitement est consomme dans le reseau [S. 7, 103, 135, 153, 1541 et le maintien d’un residue1 de chlore en tous points du reseau necessiterait de fortes concentrations de chlore en sortie d’usine, souvent incompa- tibles avec les normes aussi bien en residue] de chlore qu’en derives chlores qui constituent les sous-produits de d&infection.

Le maintien d’un residue1 de chlore en reseau es1 un phenomene difficile a maitriser [ 155, 1.561. Le chlore peut reagir avec des composes organiques [20, 156-l%], avec le biofilm [ 1591 et avec la paroi interne de la canalisation [ 160, 16 I]. La dispa- rition du chlore en reseau est influencee par le pH qui determine la forme du chlore presente dans I’eau, la temperature [ 1351, la concentration initiale de chlore dans I’eau du reseau [ 1621, le diametre de la canalisation [ 161, 1621, et le temps de sejour

.

. . .

/: : : (

Figure 17. Estimation de . I’activite de prkdation

des ciliCs presents dans . le biofilm d’un r&seau

y=2.13x-8.2 r = 0.97

experimental d’eau CAG sur des microbilles fluorescentes utilisCes com-

. me traceur de I’activitC

10 17.5 bactkrivore des proto-

5 7.5 12.5 I5 zoaires (d’aprks Sibille Time(h) et al. [ 1041).


Rotowaires bacttivores

Rotomaim camivmes

Figure 18. Interactions trophiques potentielles entre la mat&e organique dissoute, les bactCries, les protozoaires et le chlore, dans des systkmes de distribution d’eau potable (d’aprks Block et al. [96], Mouchet et Pourriot [ 1481).

de I’eau dans la canalisation [7]. La consommation du chlore par les parois des canalisations est Cgalement influencee par des caracteristiques propres du reseau, tels que I’age de la canalisation, et la nature intrindque du ma&au [2, 1631.

Le chlore a un effet desinfectant sur les batteries planctoniques. Bien que l’eau distribuee chloree puisse vehiculer jusqu’a 10” cellules bacttriennesml-’ [5, 7, 50, 56, 71, 101, 1021, seulement environ 10 % de ces cellules sont actives, c’est-a-dire capables d’oxydation respiratoire [ 10 I].

L’extrapolation des resultats experimentaux present& par Mathieu et al. [7] a montre qu’il faudrait appliquer une concentration de 0,5 mg Cl, total.L-r, en continu et en tous points d’un reseau de distribution. pour inhiber totalement le developpement des microorganismes cultivables dans I’eau potable et dans le biofilm (figure 19). Cependant, des essais effect& sur un reseau experimental ont montre qu’une telle concentration en chlore ne permettait d’obtenir qu’une diminution de 2 log du nombre de batteries cultivables apres I5 j d’incubation ; I’eau contenant encore environ 68 x IO2 UFC.mL-r . Ces resultats illustrant la difficult6 du maintien de la stabilitt biologique des eaux potables a I’aide de traitements chimiques post-desin- fectants.

L’eau de distribution vehicule des batteries libres mais Cgalement des batteries en amas ou fixees sur des fines de charbon actif. Des etudes ont montre que les bacttries fixees sur des particules de charbon actif en grain ttaient resistantes au chlore [80, 149, 164-1661, de m&me que des batteries agregees entre elles [ 153, 1671. La resistance des batteries fixees sur des particules est probablement due a la consommation du chlore par ces m&mes particules supports [ 164, 1651. A titre d’exemple, un residue] de chlore total de 2,3 a 3,4 mg.L-I applique en continu pendant 14 j sur un biofilm age de 2 mois ] I O6 cellulescm-*) provoque une elimination de settlement 1 log (90 %) des


8-

6-

Figure 19. Relations entre la densite bacterienne (cellules

-\ Cellules et UFC (Unites Formant

2- -. planctoniques Colonies)) libre et fix& et la concentration en chlore total

.--. UFC 1 _ planctoniques

residue1 (mg Cl, L-t), dans

0 un reseau experimental de

I 1 I I I 0 0,1 02 0.3

distribution aliment6 avec 0.4 0,5 une eau filtree sur sable

Chlore total rbsiduel (mg L-lj (d’apres Mathieu et al. 171).

cellules fixees et la proportion des cellules cultivables fixees n’est pas modifiee [5] figure 20). 11 n’est done pas surprenant que l’ajout de chlore a l’eau traitee n’inhibe pas la formation d’un biofilm sur des materiaux neufs. Des coupons neufs de polychlorure de vinyl (PVC), ciment, polyethylene (PE), exposes a une eau chloree contenant de 0,02 a 2,4 mg Cl, total.L-i sont rapidemenr colonist%. Toutefois, le chlore peut, dans certaines mesures, ralentir la formation du biofilm a la surface des materiaux pour des concentrations residuelles en chlore total superieures a 0,3 rng.Lm’ [5].

Bactties cmmZ - Chlore total

ChJore mg L-1 10"

1 q Cellules IO

EJ UFC 9

avantchiomicm Jours de chlomtion

Figure 20. Evolution de la densite des cellules bacteriennes totales (epifluorescence) et bacte- ries cultivables fixees, sur differents materiaux constituants des canalisations d’eau potable (moyenne des numerations xur polychlorure de viny1 (PVC), polyethylene (PE), Ciment) immerges dans un reseau experimental de distribution aliment6 avec une eau CAG chloree en continu pendant les I4 j de I’experience (d’apres Paquin et al. 151).


La resistance au chlore des batteries fixees peut s’expliquer par des facteurs precedemment cites, notamment (i) la penetration limitee du chlore jusqu’au biofilm [ 1591 et (ii) la consommation de l’oxydant par le biofilm It&m&me [ 1601, mais aussi par (iii) la densite cellulaire du biofilm 1168, 1691 et par (iv) la nature du mattriau support [2].

De m&me que preddemment, l’extrapolation des resultats experimentaux obtenus par Mathieu et al. [7] a montre qu’une concentration de chlore total de 1,8 rng.Lm’ per- mettrait de limiter drastiquement I’accumulation d’un biofilm bacterien (figure 19).

Les protozoaires vehicules par I’eau potable peuvent aussi resister au chlore. A titre d’exemple, des essais de chloration de protozoaires revelent (i) que Tetruhy- menu pyriformis (cilie) survit a un residue1 de chlore libre de 4 rng.Lml (pH 7, temperature 25 “C) pendant 30 min, (ii) que T. pyriformis est encore cultivable apres une exposition a un residue1 de chlore de 0,5 a 2 mg.L-’ pendant 24 h, et, enfin, (iii) que Acanthamoebu custellunii (amibe) survit a de< residuels de chlore libre pouvant atteindre 10 mg.L-t. Cependant, les amibes s’enkystent a partir de concentrations en chlore de 4 mg,L-r, mais retrouvent leur forme active libre si elles sont cultivees dans des conditions adequates [ 1701. A notre connaissance, aucune experimentation n’a Ctt effect&e ou publiee concernant I’action du chlore sur des protozoaires du biofilm.

5. CONCLUSIONS

Un reseau de distribution n’est malheureusement pas un simple outil de transport de I’eau potable ; il se comporte comme un reacteur biologique dans lequel toutes les conditions sont reunies (presence de microorganismes, de mat&e organique biodegradable) pour avoir une dynamique bacterienne (croissance des microorganismes au detriment de la mat&e organique dissoute biodegradable ou au detriment d’autres microorganismes). Cinq groupes de microorganismes ont pu etre mis en evidence dans l’eau potable, mais aussi dans le biofilm situ6 a la surface interne des canalisations : des batteries, protozoaires, algues, champignons et levures represent& par de nombreuses especes. En ce qui concerne la mat&e organique dissoute, il a CtC largement montre que sa composition Ctait complexe. Elle est constitute de molecules qui sont soient hydrophobes, soient hydrophiles, de molecules de differentes masses moleculaires apparentes, de substances humiques et de substances non humiques. Une fraction de ces molecules organiques est biodegradable (pres de 20-30 ‘-% du carbone organique dissous), c’est-a-dire utilisable par les microorganismes pour se multiplier, et une autre est dite refractaire a la biodegradation.

La croissance bacdrienne en reseau n’est que faiblement limitee par I’action du chlore du fait de la reaction de ce demier avec les composes organiques et la paroi interne des canalisations. Pour obtenir une eau biologiquement stable, c’est-a-dire une eau pour laquelle la croissance bacterienne, 1.a consommation de la mat&e organique biodegradable et la predation ne sont pas significatives, il faudrait agir non plus sur les microorganismes eux-memes, mais sur la cause de leur presence et de leur multiplication, soit la mat&e organique biodegradable. II semble done neces- saire de diminuer plus drastiquement l’apport de microorganismes et de molecules

I. Sibille - StabilitC biologique des reseaux de distribution d’eau potable 151

organiques dissoutes via l’eau d’alimentation du r&au en employant, par exemple, des traitements membranaires comme la nanofiltration. I1 apparait en effet que pour des eaux contenant moins de IO0 pg CODB.L-r la croissance reste possible, mais a des taux tres inferieurs a ceux observes dans un reseau contenant des concentrations en CODB superieures a 150 pg C.L-’

Remerciements

Cette etude fait partie integrante d’un vaste programme de recherche coordonnt par le Centre international de l’eau de Nancy (NANCIE), et fond6 par la Compagnie g&r&ale des eaux (Paris, France), la Communaute Urbaine du Grand Nancy (Nancy, France), le Syndicat des eaux d’lle de France (Paris, France), I Office national de I’eau potable (ONEP, Maroc), I’Agence de l’eau Seine-Normandie (Paris, France), Pont a Mousson S.A. (France), le GIP Stelor (Nancy, France) et le NANCIE. Je remercie egalement Mes- sieurs Mignot et Sime-Ngando (laboratoire de biologie comparee des protistes, Clermont- Ferrand, France) pour leur aide precieuse lors de la realisation des essais de protistologie.

[II

PI

131

[41

[51

I61

[71

PI

191

IlOl

RtiFtiRENCES

Servais P., Laurent P., Randon G., Comparison of the bacteria1 dynamics in various french distribution systems. J. Water SRT-Aqua 44 (I) (1995) 10-I 7. LeChevallier M.W., Lawry C.D.. Lee R.G., Dismfecting biofilms in a model distribution system, J. Amer. Water Works Assoc. 82 (7) (1990) 87-99. LeChevallier M.W., Lawry C.D., Lee R.G., Gibbon D.L., Examining the relation- ship between iron corrosion and the disinfection of biofilm bacteria, J. Amer. Water Works Assoc. 7 (1993) 1 I l-123. Mathieu L., Block J.C., Dutang M.. Maillard .I., Reasoner D., Control of biofilm accumulation in drinking-water distribution syr,tems, Water supply 11 (314) (1993) 365-376. Paquin J.L., Block J.C., Haudidier K., Hartemann P., Cohn F., Miazga J., Levi Y., Effet du chlore sur la colonisation bacterienne d’un reseau experimental de distribution d’eau, Sci. Eau 5 (1992) 399-4 14. LeChevallier M.W., Schultz W., Lee R.G., Bacterial nutrients in drinking water, Appl. Environ. Microbial. 57 (3) (1991) 857-862. Mathieu L., Paquin J.L., Block J.C., Randon G., Maillard J., Reasoner D., Para- mbtres gouvernant la proliferation bacterienne dans les reseaux de distribution, Sci. Eau 5 (1992) 91-112. Sibille I., Mathieu L., Paquin J.L., Gate1 D., Block J.C., Microbial characteristics of a distribution system fed with nanofiltered drinking water, Water Res. 31 (9) (1997)2318-2326.

Johnson J.D., Jensen J.N., THM and TOX formation: routes, rates and precursors, J. Am. Water Works Assoc. 78 (4) (I 986) 156-I 62. Matejka G., Grulois P., Parinet B., Formation de derives halogenes dans une filiere de traitement d’eau de surface en regime tropical : cas de la station de Not& (Togo), T.S.M. 85 (5) (1990) 261-266.

1.52 L’AnnCe biologique

11 II

[I21

[I31

[I41

1151

[If31

[I71

[I81

[I91

WI

(211

WI

~31

1241

~251

I261

Agbekodo K.M., Legube B., Cote P., Bourbigot M.M., Performance de la nanofiltration pour l’elimination de la matiere organique naturelle : essais sur I’usine de MCrylOise, Sci. Eau 7 (1994) 183-200. Anselme C., Mandra V., Baudin I., Jacangelo J.C., Mallevialle J., Removal of total organic matters and micropollutants by membrane processes in drinking-water treatment, Water supply I 1 (3/4) (1993) 249-258. Bourbigot M.M., Cote P., Agbekodo K. , Nanofiltration : an advanced process for the production of high quality drinking water. Proceedings of the American Water Works Association, Membrane technology conference, Baltimore, 1993, pp. 207-21 I.

Kopp V., Tanghe N., Faivre M., Tertiary refining by nanotiltration of surface water in the Paris region, Water supply 11 (3/4) (1993) 271-280.

Sibille I., Stabilite biologique d’un reseau de distribution aliment& avec une eau nanofihree, these, universite Nancy I, 1997. Gauthier V., Gerard B., Portal J.M., Block J.C., Gate1 D., La mat&e organique particulaire dans les reseaux de distribution d’eau potable, IWSA-AIDE (I 996) 22-1122-5.

Leenheer L., Comprehensive approach to preparative isolation and fractionation of dissolved organic carbon from natural waters and wastewaters, Environ. Sci. Tech- nol. 15 (5) (1981) 578-587. Yanze Kontchou C., Blondeau R., Effect of heterotrophic bacteria on different humic substances in mixed batch cultures, Can. J. Soil Sci. 70 (1990) 51-59. Dossier Berne F., Merlet N., Cauchi B., Legube B., Evolution des acides amines et de la mat&e organique dissoute dans une filiere de production d’eau potable : cor- relations avec le carbone organique dissous biodegradable et le potentiel de demande en chlore a long terme. Sci. Eau 1 (1996) 115-l 33.

Legube B., Xiong F., Croue J.P., Dore M., Etude sur les acides fulviques extraits d’eaux superficielles francaises : extraction, caracterisation et reactivite avec le chlore, Sci. Eau. 3 (4) (1990) 3999424. Martin-Mousset B., Croue J.P., Lefebvre E., Legube B., Distribution et caracterisation de la matiere organique dissoute d’eaux naturelles de surface. Water Res. 31 (3) (1997) 541-553.

Thurman E.M., Developments in biochemistry: organic geochemistry of natural waters, Nijhoff M., Junk W. Publishers, Dordrecht, 1985, Malcolm R.L., Factors to be considered in the isolation and characterization of aquatic humic substances, in: US Geological Survey, Denver Federal Center M.S. 408, Denver Colorado 80225, 1989, pp. l-26. Connolly J.P., Coffin R.B., Landeck R.L., Modeling carbon utilization by bacteria in natural water systems, in: Hurst C.J., USEPA (Ed.), Modelling the metabolic and physiologic and activities of microorganisms, John Wiley and Sons Inc., USA, 1994.

Gauthier C., Prevost M., Mailly J., Rompre A,., Impact de la teneur en acides ami- n&s sur la stabilite microbiologique de I’eau potable, AIDE-IWSA, Atelier de recherche (< Matieres organiques naturelles w, Poitiers, 18-19 Sept., 1996, pp. 13-l/13-6

Dossier Beme F., Panais B., Merlet N., Cauchi B., Legube B., Analyse des acides amines dissous totaux dans les eaux a potabihser en tours de traitement, Environ. Technol. 15 (1994) 901-916.

I. Sibille - Stabilite biologique des rt?seaux de distribution d’eau potable 153

~271

rw

~291

[301

[311

1321

[331

[341

[351

[361

1371

1381

[391

[401

[411

l421

[431

[441

[451

Hureiki L., Gauthier C., Prevost M., Etude de I’evolution des acides amines totaux dans deux filieres de traitements d’eau potable, Sci. Eau 3 ( 1996) 297-3 18. Malcolm R.L., Thurman E.M., Aiken G.R.. The ,:oncentration and fractionation of trace organic solutes from natural and polluted waters using XAD-8, a methyl- methacrylate resin, in: Trace Substances in environmental health - Xl, 1977. pp. 307-3 14. Aiken G.R., MC Knight D.M., Thron K.A., Thurman E.M., Isolation of hydrophi- lic organic acids from water using nonionic macroporous resins, Org. Geochem. I8 (4) (1992) 567-573. Lefebvre E., CrouC J.P., Modification de la matiere organique lors des traitements conventionnels de potdbilisation, Sci. Eau 8 (1995) 463-479. Karpel Vel Leitner N., Miquel M., Dore M., Legube B., Oxydation of natural organic matter by ozone and hydroxyl radicals, AIDE-IWSA, Atelier de recherche << Matihes organiques naturelles )>, Poitiers, 18-l 9 Sept., 1996, pp. 25-l/25-5. Frias J.. Ribas F., Lucena F.. A method for thl measurement of biodegradable organic carbon in waters, Water Res. 26 (1992) 255-258. Joret J.C., Levi Y., MCthode rapide d’evaluatiol du carbone tliminable des eaux par voies biologiques, Trib. Cebedeau 39 (1986) 3-9. Joret J.C., Levi Y., Gilbert M., The measurement of bioeliminable dissolved organic carbon (BDOC) : a tool in water treatment. W’ater supply 7 (1989) 1-5. Ribas F., Frias J., Lucena F., A new dynamic method for rapid determination of the biodegradable dissolved organic carbon in drinking water, J. Appl. Bacterial. 7 I (1991) 371-378. Servais P., Billen G., Hascoet M.C., Determinatiljn of the biodegradable fraction of dissolved organic matter in water, Water Res. 21 (4) (1987) 445-450. Servais P., Anzil A., Ventresque C., Simple method for determination of biodegradable dissolved organic carbon in water, Appl. Einviron. Microbial. 55 (IO) (1989) 2732-2734. Kaplan L.A., Bott T.L., Reasoner D.J.. Evaluation and simplification of the assimilable organic carbon nutrient bioassay for bacterial growth in drinking water, Appl. Environ. Microbial. 59 (5) (1993) 1532-1539. Van Del- Kooij D.A., Visser A., Hijnen W.A.M. Determining the concentration of easily assimilable organic carbon in drinking water, J. Amer. Water Works Assoc. 74 (1982) 540-545. Matsumoto G., Changes in organic cinstituants in river water during incubation, Sci. Eau. 17 (1983) 1803-1810. Meyer J.L., Edwards R.T., Risley R., Bacterial growth on dissolved organic carbon from a blackwater river, Microbial. Ecol. 13 (1987) 13-29. Tranvik L.J., Hijfle M.G., Bacterial growth in mixed cultures on dissolved organic carbon from humic and clear water, Appl. Environ. Microbial. 53 (1987) 452488. Moran M.A., Hodson R.E., Bacterial production on humic and non humic compo- nents of dissolved organic carbon, Limnol. Oceanogr. 35 (1990) 1744-1756. Afcharian A., Rybacki D., Levi Y., Kiene L., Bruchet A., Caracteristiques des fractions de matieres organiques dissoutes impliquecs dans la biodegradation des eaux naturelles, AIDE-IWSA, Atelier de recherche c( Mat&es organiques naturelles )), Poitiers, 18-19 Sept., 1996, pp. 13-l/13--6 Billen G., Servais P., Modelisation des processus de degradation bacterienne de la mat&e organique en milieu aquatique, in : Bianchi M. (Ed,), Microorganismes dans les Ccosystcmes ocCaniques, Chap 82 19-245, Masson, Paris, 1989.

154

(461

[471

[481

1491

[501

[511

[521

[531

[541

1551

[561

[571

[581

1591

1601

[611

[621

[631

1641

L’AnnCe biologique

Sime-Ngando T., Bourdier G., Amblard C., Pine1 Allot11 B., Short-term variations in specific biovolumes of different bacterial forms in aquatic ecosystems, Microb. Ecol. 21 (1991) 21 l-226. Laurent P., Servais P., Randon G., Bacterial development in distribution networks- study and modelling, Water supply I I (314) (1993) 387-39X.

Laurent P., Servais P., Fixed bacterial biomass estimated by potential exoproteolytic activity, Can. J. Microbial. 4 I (I 995) ‘749-752. Somville M., Billen G., A method for determining exoproteolytic activity in natural waters, Limnol. Oceanogr. 28 (19X3) 190- 193.

Amblard C., Bourdier G., Carrias J.F., Maurin N., Quiblier C., Evolution saison- niere de la structure des communautes microbiennes dans un reservoir d’eau potable, Water Res. 30 (1996) 613-624. Servais P., Billen G., Laurent P., Levi Y., Randon G., Studies of BDOC and bacterial dynamics in the drinking water distribution system of the Northern Parisian suburbs, Sci. Eau 5 (no special) ( 1992) 69-89. Astier F., Paquin J.L., Mathieu L., Morlot M., Hartemann P., Etude en pilote du developpement du gout de moisi en fonction du vieillissement de l’eau, Environ. Technol. I6 (1995) 955-965.

Cotsaris E., Bruchet A., Mallevialle J., Bursill D.B., The identification of odorous metabolites produced from algal monocultures, Water Sci. Technol. 3 1 (I I ) (1995) 251-258. MC Guire M.J., Off-flavors as the consdmer’s measure of drinking water safety, WaterSci.Technol.31 (11)(1995) l-8.

Young W.F., Horth H., Crane R., Ogden T., Arnott E., Taste and odour threshold concentrations of potential potable water contaminants, Water Res. 30 (2) (1996) 331-340.

Servais P., Laurent P., Billen G., Gate1 I)., Development of a model of BDOC and bacterial biomass fluctuations in distribution systems, Sci. Eau 8 (I 995) 427-462. Van Der Kooij D., Assimilable organic carbon as an indicator of bacterial regrowth, J. Amer Water Works Assoc. 84 (2) (1992) 57-65.

Becker W.C., O’Melia C.R., Effect of ozone on NOM removal, IWSA-AIDE, 1996. pp. 29-l/29-5. Krasner S.W., Sclimenti M.J., Coffey B.M., Testing biologically active filters for removing aldehydes formed during ozonation, J. Amer Water Works Assoc. 85 (4) (1993) 62-71.

Lechevallier M.W., Becker W.C., Schorr P., Lee R.G., AOC reduction by biologically activated filtration, Sci. Eau. 5 (1992) 1 13-142.

Tan Lo, Amy G.,Rigby M., Renna J., Kemp K., Ozonation of colored groundwater pilot-scale and full-scale experiences, Ozone Sci. Eng. (1991) 109-l 25. Miltner R.J., Shukairy H.M., Summers R.S., Disinfection by-product formation and control by ozonation and biotreatment, J. Amer Water Works Assoc. 84 (1992) 53-62.

Ribas F., Frias J., Huguet J.M., Lucena F., Efficiency of various water treatment processes in the removal of biodegradable and refractory organic matter, Water Res. 31 (3) (1997) 639-649. Bonnet M.C., Welte B., Montiel A., Removal of biodegradable dissolved organic carbon in a water treatment plant, Water Res. 26 ( 1992) 1673-l 680.


[651

[661

[671

[@31

[691

1701

1711

1721

L731

1741

(751

[761

1771

[781

[791

WV

De Laat J., Dore M., Mallevialle J., Influence d’une preozonation sur I’adsorbabi- IitC et la biodegradabilite des substances humiques d’origine aquatique et sur les performances des filtres de charbon actif en grains, Water Res. 25 (2) (1991) 151-164. Hozalski R.M., Goel S., Bouwer E.J., 1Jse of biofiltration for removal of natural organic matter to achieve biologically stable drinking water, Water Sci. Technol. 26 (9-l 1) (1992) 201 I-2014. Huck P.M., Anderson W.B., Andrews S.A., Slawson R.M., Camper A.K., Evolu- tion des composants biodegradables de la mat&e organique naturelle au tours du traitement et de la distribution de I’eau potable, AWSA-AIDE, 1990, pp. 19-l/19-5. Merlet N., Karpel Vel Leitner N., Dore M., Incidence de quelques Ctapes de traitement sur l’evolution du CODB d’eaux a potabiliser et de molecules modeles, Sci. Tech. Eau 25 (1992) 17-22. Servais P., Billen G., Bouillot P.. Activite biologique dans un filtre B charbon actif en grains, Sci. Eau 4 (1991) 483-498.

Servais P., Billen G., Ventresque C., Bablon G.P., Microbial activity in GAC filters at the Choisy-le-Roi treatment plant, J. Amer Water Works Assoc. 83 (2) (1991) 62-68. Servais P., Billen G., Bouillot P., Benezet M., A pilot study of biological GAC filtration in drinking-water treatment. J. Water SRT-Aqua 4 1 (3) (1992) 163-I 6X.

Shukairy H.M., Miltner R.J., Summers R.S., Control of disinfection by-products and biodegradable organic matter through biological treatment. Sci. Eau. 5 (1992) I-15.

Volk C., Renner C., Paillard H., Joret J.C., Effects of ozone on the production of biodegradable dissolved organic carbon (BDOC) during water treatment, Ozone Sci. Eng. IS (1993) 389-404. Killops S.D., Volatile ozonation products of aqueous humic material, Water Res. 20 (1986) 153-165.

Westerhoff P., Debroux J.F., Aiken G., Amy G., Modifications structurales de la mat&e organique naturelle a la suite de l’ozonrtion : implications pour le traitement de l’eau, IWSA-AIDE, 1996. pp. 27-1/27-i. Weinberg H.S., Glaze W.H., Krasner S.W., Sclimenti A., Formation and removal of aldehydes in plants that use ozonation, J. Amer Water Works Assoc. 85 (5) (1993) 72-85.

Langlais B., Bablon G., Les differentes applications de l’ozone et techniques associees en traitement d’eau : un moyen pour repondre aux normes de potabilite, Sci. Tech. Eau 23 (1) (1990) 33-40.

MC Feters G.A., Camper A.K., LeChevallier M.W., Broadaway S.C., Davies D.G., Bacteria attached to granular activated warbon n drinking water., EPA, Environ- mental research Brief, June, 1987, pp. l-5. Servais P., Laurent P., Gate] D., Characterization of dissolved organic matter bio degradability in waters: impact of water treatment and bacterial regrowth in distribution systems., Proceedings of the American Water Works Association WQTC meeting, New Orleans, 1995, pp. 2 175-2 190.

Camper A.K., Broadaway S.C., LeChevallier M.W.. MC Feters G.A., Operational variables and release of colonized granular acti\,ated carbon particules in drinking water, J. Amer Water Works Assoc. (I 987) 70-74.

156 L’Annee biologique

PII

P21

[831

[841

WI

[W

[871

WI

[891

[901

[911

~921

1931

[941

[951

1961

[971

Stewart M.H., Wolfe R.L., Means E.G., Assessment of the bacteriological activity associated with granular activated carbon treatment of drinking water, Appl. Envi- ron. Microbial. 56 (I 2) (1990) 3822-3829. Wang J.Z., Summers R.S., Miltner R.J., Biotiltration performance: part 1, relation- ship to biomass, J. Amer Water Works Assoc. 87 ( 12) (I 995) 5.5-63. Capellier M., Picoche C., Deguin A., Devenir du CODB dans les rCseaux de distribution : Ctude de deux cas, Sci. Eau 5 (I 992) 5 l-67. Cauchi B., Billen G., Servais P., The elimination of biodegradable organic carbon in biological contactors-biological carbon filters, Water supply 11 (3/4) (1993) 289--298. Chen P.H., Jenq C.H., Chen K.M., Evaluation of granular activated warbon for removal of trace organic compounds in frink ing water, Environment International 22 (3) (I 996) 343-359.

Jarret M., Cavelier C., Ducauze C., CaractCrisation de la mat&e organique biodC- gradable prCsente dans les eaux en tours d’affinage : influence des traitements appliqu& et du climat, Water Res. 20 ( 1986) 1477-I 488. Dunkelberger G.W., Carey E., Bacterial inoculation of water distribution systems. Proceedings of the American Water Works Association WQTC meeting, Orlando, 1991, pp.811-821. Randon G., Servais P., Laurent P., Tanghe N., Cavard J., Study of the behavior of a distribution system supplied by a nanofiltration plant., Proceedings of the Ameri- can Water Works Association WQTC meeting, Louisiana, 1995, pp.lOlY-1032. Randon G., Portugues P., Cote P., Cavard J.. fitude du comportement d’un reseau de distribution aliment6 par une filittre de nanofiltration : I’expCrience d‘Auvers- Oise, IE 94, Poitiers, Conf 7, 1994, pp. 7- I /7--10.

Tan L., Amy G.L., Comparing ozonation andmembrane separation fo color removal and disinfection by-product control, J. Amer Water Works Assoc. 83 (5) (199 I) 74-79.

Taylor J.S., Thompson D.M., Carswell J.K., Applying membrane processes to groundwater sources for trihalomethane precursor control, J. Amer Water Works Assoc. 79 (8) (1987) 72-82. Agbekodo K.M., Legube B., Cote P.. Orgarlics in NF permeate, J. Amer Water Works Assoc. (I 996) 67-74. Agbekodo K.M., Croue J.P., Dard S., Legube B., Analyse par HPLC et GC/SM des constituants du carbone organique dissous (COD), du COD biodkgradable (CODB) et des composCs organohalogCn& (TOX) d’un permCat de nanofiltration, Sci. Eau. 4 (1996) 535-555. Agbekodo K.M., Legube B., Distribution du CODB d’une eau de surface ayant subi deux types de traitement diffkrents, Environ. Technol. 16 (I 995) 657-666. Bryers J.D.. Biologically active surfaces: processes governing the formation and persistence of biofilms, Biotechnol. Progress. :3 (2) (1987) 57-68. Block J.C., Sibille I., Gate1 D., Reasoner D.J., Lykins B., Clark R.M., Biodiversity in drinking water distribution systems: a review. Proceedings of the specialized conference on ‘The microbiological quality of water’, IWSA and FBA, London, 1997, pp. 63-70. Poindexter J.S., Morphological adaptation to low nutrient concentrations, in: Shilo M., (Ed.), Strategies of microbial life in extreme (environments, Dahlen Konferenzen, Verlag Chemie, Weinheim., 1979, pp. 341-356.


[98] Danglot C., Fauris C., Vilagines R., Croissance bacterienne en milieu oligotrophe, J. Europ. Hydrol. 26 (2) (1995) 157-173.

1991 Kjelleberg S., Hermansson M., Starvation-induced effects on bacteria surface characteristics, Appl. Environ. Microbial. 48 (I 984) 497-503.

[ 1001 Morita R.Y., Starvation-survival of heterotrophs in the marine environment, in: Marshall K.C. (Ed.), Advances in microbial ecology, vol 6. Plenum Press, New York, 1982, pp. 171-198.

[IOI] Block J.C., Haudidier K., Paquin J.L., Miazga J., Levi Y., Biofilm accumulation in drinking water distribution systems, Biofouling 6 (1993) 333-343.

[ 1021 Haudidier K., Paquin J.L., Francais T., Hartemann P., Grapin G., Cohn F., Jour- dain M.J., Block J.C., Cheron J., Pascal O., Levi Y., Miazga J., Biofilm growth in a drinking water network: a preliminary industrtal pilot-plant experiment, Water Sci.Tech.20(11/12)(1988) 109-115.

[103] Mathieu L., Block J.C., Prevost M., Maul A., Dc Bischop R., Biological stability of drinking water in the city of Metz distribution system, J. Water SRT-Aqua 44 (5) (I 995) 230-239.

[104] Sibille I., Sime-Ngando T., Mathieu L., J.C. Block, Protozoan bacterivory and Eschevichiu coli survival in drinking water distribution systems, Appl. Environ. Microbial. 64 (1) (1998) 197-202.

[ 1051 Maul A., Vagost D.. Block J.C., Strategies d’ichantillonnage pour analyse microbiologique sur reseau de distribution d’eau. Tech Net Dot Lavoisier, Paris, 1989.

[106] LeChevallier M.W., Seidler R.J., Evans T.M., Enumaration and characterization of standard plate count bacteria in chlorinated and raw water supplies, Appl. Environ. Microbial. 40 (5) (1980) 922-930.

[ 1071 Olson B.H., Nagy L.A., Microbiology of potable water, Adv. Appl. Microbial. 30 (1984)73-132.

[ 1081 Camper A.K., Coliform regrowth and biofilm accumulation in drinking water systems : a review., in: Geesey G.G., Levandowski M., Flemming H.C. (eds), Biofou- ling and biocorrosion in industrial, water systems, Lewis publishers, NY, USA, 1994, pp. 91-105.

[ 1091 Fass S., Dincher M.L., Reasoner D.J., Gate1 D.. Block J.C., Fate of Escherichiu coli experimentally injected in a drinking water distribution pilot plant, Water Res. 30 (9) ( I 996) 22 15-222 I.

(I IO] Geldreich E.E., Rise E.W., Occurrence, significance, and detection of Klebsiella in water systems, J. Amer Water Works Assoc. 79 (5) (1987) 74-8 I.

[ 11 I] Goshko M.A., Pipes W.O., Christian R.R., Colifc’rms occurrence and chlorine residual in small water distribution systems, J. Amer Water Works Assoc. 75 (1983) 71-374.

[ II21 LeChevallier M.W., Coliform regrowth in drinking water: a review, J. Amer Water Works Assoc. 82 (I 990) 74-86.

[ II31 LeChevallier M.W., Welch N.J., Smith D.E., Full-scale studies of factors related to coliform regrowth in drinking water, Appl. Er#viron. Microbial. 62 (7) (1996) 2201-2211.

[I 141 Volk C.. Joret J.C., Parambtres predictifs de I’apparition des coliformes dans les reseaux de distribution d’eau d’alimentation, Sci. Eau 7 (1994) 131-152.

[ II51 Camper A.K., MC Feters G.A., Characklis W.G., Jones W.L., Growth kinetics of coliform bacteria under conditions relevant to drinking water distribution systems, Appl. Environ. Microbial. 57 ( I99 I ) 2233-2239.


[ 1161 LeChevallier M.W., Babcock T.M., Lee R.G., Examination and characterization of distribution system biofilms, Appl. Environ. Microbial. 53 (12) (1987) 27 14-2724.

[ 1 171 Colbourne J.S., Dennis P.J., Rachwal A.J., Keevil W., Mackemess C., The operational impact of growth of coliforms in London’s distribution systems, Procee- dings of American Water Works Association WQTC meeting, Orlando, I99 1, pp. 799-8 IO.

[I IS] LeChevallier M.W., Shaw N.J., Smith D.E., Factors related to regrowth of coliform bacteria, Proceedings of American ‘Water Works Association WQTC meeting, San Francisco, 1994, pp. 657-66 I.

[I 191 Martin R.S., Factors affecting coliform bacteria growth in distribution systems, J. Amer Water Works Assoc. 74 (I ) (1982: 35-37.

[ 1201 Barbaree J.M., Fields B.S., Feeley J.C., Gorman G.W., Martin W.T., Isolation of protozoa from water associated with a legionellosis outbreak and demonstration of intracellular multiplication of Legionellu pnrumophilu, Appl. Environ. Microbial. 51 (2) (1986) 422-424.

[I211 Bozue J.A., Johnson W., Interaction of Legionella pneumophila with Acuntha- moeha castellanii: uptake by coiling phagocytosis and inhibition of phagosome- lysosome fusion, Infection and Immunity 64 (2) (1996) 668-673.

[ 1221 Neumeister B., Schiiniger S., Faigle M., Eichner M., Dietz K., Multiplication of different Legionella species in mono Mac 6 cells and in Acanthamoebcr ca.stellanii, Appl. Environ. Microbial. 63 (4) ( 1997) I2 l9- 1224.

[ 1231 Steinert M., Ott M., Liick P.C., Tarmick El., Hacker J., Studies on the uptake and intracellular replication of Legionella prreumophila in protozoa and in macro- phage-like cells, FEMS Microbial. Ecol. I5 (1994) 299-308.

[ 1241 De Leon R., Rose J.B., Bosch A., Torrella F.. Gerba C.P., Detection of Giurdia, C~yptosporidium and enteric viruses in surface and tap water samples in Spain, Int. J. Environ. Hlth Res. 3 (1993) 121-129.

[ 1251 Isaac-Renton J., Moorehead W., Ross A., L.ongitudinal studies of Giurdiu contamination in two community drinking water :supplies: cyst levels, parasite viability, and health impact, Appl. Environ. Microbial. 62 (I) ( 1996) 47-54.

[126] LeChevallier M.W., Norton W.D., Lee R.G., Giardiu and Ctytosporidium sp. in filtered drinking water supplies, Appl. Environ. Microbial. 57 ( 199 I ) 26 17-262 I.

[ 1271 Rose J.B., Gerba C.P., Jakubowski W., Survey of potable water supplies for cup- tosporidium and Giurdiu, Environ. Sci. Technol. 25 (199 1) 1393-l 400.

[I281 Smith H.V., Robertson L.J., Gilmour R.A., Morris G.P., Girdwood R.W.A., Smith P.G., The occurrence and viability of Giurdim cysts in Scottish raw and final waters, J. Inst. Water Environ. Mangmnt 7 (1993) 632-635.

[ 1291 Smith H.V., Robertson L.J., Ongerth J.E., Cryptosporidiosis and giardiasis: the impact of waterborne transmission, J. Water SRT-Aqua 44 (6) (1995) 258-274.

[I301 Kelley J., Pitchers R., Paterson R., Kinsey G., Buzonik J., The occurence and significance of fungi in water distribution systems., Confkrence internationale sur les c< biofilms dans les systkmes aquatiques j>, Warwick, 1997.

[ 1311 Rosenzweig W.D., Minnigh H., Pipes N.O., Fungi in potable water distribution systems, Res. Technol. (1986) 53-55.

[I 321 Simitzis-Le Flohic A.M., Presence d’amibes libres dans les eaux de I’agglomCra- tion urbaine et communale de la r&gion Brestoise, Bull. Sot. Pathol. Exot. 69 (I 976) 302-309.

I. Sibille - Stabilite biologique des reseaux de distribution d’eau potable I59

[ I331 Rizet M., Blanc J., Cognet M., Derons M., Dorizon N., Filippi G., Qualite de I’eau dans les reseaux de distribution, son evolution biologique et chimique, J. Fr. Hydrol. I.5 (I 984) 207-22 I.

[I341 Gibbs R.A., Scutt J.E., Croll B.T., Assimilable organic carbon concentrations and bacterial numbers in a water distribution system, Water Sci. Tech. 27 (3-4) (1993) 159-166.

[ 1351 Nakache F., Deguin A., Kerneis A., Evolution dans un reseau de distribution des microorganismes et d’un nutriment : le CODB, Incidence du temps de transit. Sci Eau 4 ( 1996) 499-52 I.

[136] Bouwer E.J., Crowe P.B., Biological processes in drinking water treatment, J. Amer Water Works Assoc. 80 (I 988) 82-92.

[I371 Fransolet G., Villers G., Masschelein W.J., Influence of temperature on bacterial development in waters. Ozone Sci. Eng. 7 (3) (1985) 205-227.

[13X] Kerneis A., Nakache F., Deguin A., Feinberg M., The effects of water residence time on the biological quality in a distribution network, Water Res. 29 (1995) 1719-1727.

[ 1391 Van Der Wende E., Characklis W.G., Smith D.B , Biofilms and bacterial drinking water quality, Water Res. 23 (IO) (1989) 1313-1322.

[I401 Sibille I., Mathieu L., Paquin J.L., Hartemann P , Block J.C., Clark R., Gate] D., Cavard J., Lahoussine V., Gauthier V., Improvement of water quality during distribution using nanofiltration process, Proceedings of the American Water Works Association WQTC meeting, 1995, pp. 1385-l 390.

[I411 Randon G., Denojean C., Pagliardini A., Levi Y.. Vajente G., Etude d’un reseau a tres faible teneur en mat&e organique biodegradable : le reseau de la ville de Nice, T.S.M. I’Eau 86 (9) (1991) 434.

[ 1421 Servais P., Laurent P., Gate1 D., Prevost M., Modelling bacterial dynamics in distribution systems, Proceedings of the American Water Works Association WQTC meeting, 1994, pp. 1237- 1250.

[143] Rogers J., Dowsett A.B., Dennis P.J., Lee J.V., Keevil C.W., Influence of plum- bing materials on biofilm formation and growth of Legionella pneumnphilu in potable water systems, Appl. Environ. Microbial. 60 ( 1994) 1842-l 85 1.

[ 1441 Pedersen K., Biofilm development on stainless steel and PVC surfaces in drinking water, Water Res. 24 (1990) 239-243.

[I451 Sherr B.F., Sherr E.B., Rassoulzadegan F., Rates ‘3f digestion of bacteria by marine phagotrophic protoza: temperature dependence, Appl. Environ. Microbial. 54 (1988) 1091-1095.

[ 1461 Pace M.L., Bailiff M.D., Evaluation of a fluorescent microsphere technique for measuring grazing rates of phagotrophic microorganisms, Mar. Ecol. Prog. Ser. 40 (1987) 185-193.

[ 1471 Sherr E.B., Sherr B.F., Protistan grazing rates via uptake of lluorescently labeled prey, in: Kemp P.F., Sherr B.F., Sherr E.B., Cole J .J. (Ed.), Handbook of methods in aquatic microbial ecology, Lewis, USA, 1993, pp. 1695-701.

[ 1481 Mouchet P., Pourriot R., Penetration et developpement de microinvertebres dans les reseaux de distribution d’eau potable, T.S.M. I’Eau 7-8 (1992) 353-368.

[ I491 Camper A.K., LeChevalIlier M.W., Broadaway SC., MC Feters G.A., 1986, Bacte- rial associated with Granular Activated Carbon particles in drinking water, Appl. Environ. Microbial. 52 (3) (1986) 434-438.


[ I.501 Morin P., Camper A.K., Jones W., Gate] D.,Goldman J.C., Colonization and disinfection of biofilms hosting coliform-colonized carbon tines, Appl. Environ. Micro- biol. 62 (1996) 4428-4432.

[ I5 I] Morin P., Camper A.K., Attachment and fate of carbon fines in simulated drinking water distribution system biofilms, Water Res. 3 I (3) (1997) 399-4 IO.

] 1521 Stringfellow W.T., Mallon K., DiGiano F.A., Enumerating and disinfecting bacteria associated with particules released from GAC filters-absorbers, J. Am. Water Works Assoc. (I 993) 70-80.

[ 1531 Clark R.M., Goodrich J.A., Wymer L.J., Effect of distribution system on drinking water quality, Aqua 42 (1993) 30-38.

[I541 Olivieri V., Snead M.C., Kruse C.W., Kawata K., Stability and effectiveness of chlorine disinfectants in water distribution >#ystems, Environ. Hlth Perspectives 69 (1986) 15-29.

[ 1551 Lu C., Biswas P., Clark R.M., Simultaneous transport of substrates, disinfectants and microorganisms in water pipes, Water Res. 29 (3) (I 995) 88 1-894.

[ 1561 Zhang G.R., Kiene L., Wable O., Chan U.S., Duguet J.P., Modelling of chlorine residual in the water distribution networkof Macao, Environ. Technol. I3 (I 992) 937-946.

[ 1571 Heasley V.L., Anderson M.E., Conbe D.S., Elias D.S., Gardner J.T., Hernan- dez M.L., Moreland R.J., Shellhamer D.F., Investigastions of the structure and reactions of the intermediate in the chlorination of resorcinol, Environ. Toxicol. Chem. I2 (1993) 1653-1659.

[I581 LeChevallier M.W., Evans T.M., Seidler R.J., Effect of turbidity on chlorination efficiency and bacterial persistence in drinking water, Appl. Environ. Microbial. 42(1)(1981) 159-167.

[ I591 De Beer D., Srinivasan R., Stewart P.S.. Direct measurement of chlorine penetration into biofilms during disinfection, Appl. Environ. Microbial. 60 (I 994) 43394344.

[I601 Parent A., Saby S., Block J.C., Gate1 D., Contribution of biofilms to the chlorine demand of drinking water distribution systems, Proceedings of American Water Works Association WQTC meeting, Boston, 1996.

[ 1611 Rossman L.A., Clark R.M., Grayman W.M., Modelling chlorine residuals in drinking water distribution systems, J. Environ. Eng.-ASCE 120 (I 994) 803-820.

[ 1621 Kiene L., Lu W., Levi Y., Parameters governing the rate of chlorine decay throu- ghout distribution system, Proceedings of American Water Works Association WQTC meeting, San Antonio, 1993.

[ 1631 Gotoh K., Residual chlorine concentration decreasing rate coefficient for various pipe materials, Water Supply 7 (2-3) (1988) S2l-l7-S2l-18.

[I641 Berman D., Rice E.W., Hoff J.C., Inactivati~on of particle-associated coliforms by chlorine and monochloramine, Appl. Environ. Microbial. 54 (1988) 507-5 12.

[ 1651 LeChevallier M.W., Haussenauer T.S., Camper A.K., MC Feters G.A., Disinfection of bacteria attached to granular activated carbon, Appl. Environ. Microbial. 48 (3) ( 1984) 9 I S-923,

[ 1661 LeChevallier M.W., Cawthon CD., Lee R.G., Factors promoting survival of bacteria in chlorinated water supplies, Appl. Environ. Microbial. 54 (3) (1988) 649-654.

[ I671 Ridgway H.F., Olson B.H., Chlorine resistance patterns of bacteria from two drinking water distribution systems, Appl. Environ. Microbial. 44 (4) (1982) 972-987.


[I681 Brown M.L., Gauthier J.J., Cell density and growth phase as factors in the resistance of a biofilm of Pseudonlonas aevuginosa [ATCC 27 853) to iodine, Appl. Environ. Microbial. 59 (1993) 2320-2322.

[ 1691 Srinivasan R., Stewart P.S., Griebe T., Chen C.J., Xu X.M., Biofilm parameters influencung biocide efficacy, Biotech. Bioeng. 46 (199.5) 553-560.

[ 1701 King C.H., Shotts E.B., Wooley R.E.. Porter K.G., Survival of coliforms and bacterial pathogens within protozoa during chlorination, Appl. Environ. Microbial. 54 (I 2) (I 988) 3023-3033.

[ 17 I] Subra P.. Hennion M.C., Rosset R., Analyse de la matiere organique contenue dans des eaux de distribution par des methodes chroma tographiques, Analusis 17 ( 1989) 163-184.

[ 1721 Amy G.L., Collins M.R., Kuo C.J., King P.H., Comparing gel permeation chroma- tography and ultrafiltration for molecular weight characterization of aquatic matter. J. Amer Water Works Assoc. 79 (1987) 43-49.

[ 1731 Lefebvre E., Etude par des parametres globaux de la matiere organique d’eaux brutes et clarifiees, Sci. Eau 8 ( 1995) 125-l 50.

[ 1741 Bratback G., Bacterial biovolume and biomass estimations, Appl. Environ. Micro- biol. 49 (1985) 1488-1493.

[ 1751 Borsheim K., Bratback G., Cell volume to cell carbon conversion factors for a bac- terivorous Monas sp. enriched from seawater, Mar. Ecol. Prog. Ser. 36 (1987) 171-175.

[I761 Putt M., Stoecker D.K., An experimentally determined carbon: volume ratio for marine oligotrichous ciliates from estuarine and coastal waters, Limnol. Oceanogr. 34 (1989) 1097-l 103.

[I771 Weisse T., Miiller H., Pinto-Coelho R.M., Schweitzer A., Springmann D., Baldrin- ger G., Response of the microbial loop to the phytoplankton spring bloom in a large prealpine lake, Limnol. Oceanogr. 35 (I 990) 78 l-794.

[ 1781 Carrias J.F.. Amblard C., Bourdier G., Protistan bacterivory in an oligomesotro- phic lake: importance of attached ciliates and flagellates, Microb. Ecol. 3 I (I 996) 249-268.

[ 1791 De Constantin S., Pascal O., Block J.C., Dollard M.A., La Bore bacterienne dans les reseaux de distribution : comparaison de deux etudes, Water supply 4 (1986) 199-215.

[ 1801 Bourbigot M.M., Dodin A., Lheritier R., La flore bacterienne dans un reseau de distribution. Water Res. I8 (5) (I 984) 585-59 I.

]lSl] Simitzis A.M., Jacquemin J.L., Presence d’amihes libres de type Limax dans les eaux de I’agglomeration urbaine de rennes et de IiffrC. Bull. Sot. Pathol. Exot. 70 (1977)217-221.

]I 821 Jacquemin J.L., Jacquemin P., Le Flohic A.M., Glory-Togbe P., Presence d’amibes libres de type Limax dans les eaux de distribution de I’agglomeration de Rennes. Bull. Sot. Pathol. Exot. 67 (1974) 253-260.

[ 1831 Le Tallec V., Zymniack A., Rizet M., Inconspic,uous aquatic fauna and flora in a distribution network. J. Fr. Hydrol. 24(2) (1993) 191-205.

Documents

Stabilité biologique des réseaux de distribution d'eau potable