Développement de procédures efficaces de traitement d'eau pour fournir l'eau potable nécessaire au lavage des équipements laitiers en fermes commerciales et en usines de transformation du lait

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DEVELOPPEMENT DE PROCEDURES EFFICACES DE TRAITEMENT D'EAU POUR FOURNIR L'EAU POTABLE NECESSAIRE AU LAVAGE DES EQUIPEMENTS LAITIERS EN FERMES COMMERCIALES ET EN USINES DE TRANSFORMATION DU

LAIT

par

Eric Pariseau

memoire presente au Departement de biologie en vue de l'obtention du grade de maitre es sciences (M.Sc.)

FACULTE DES SCIENCES UNIVERSITE DE SHERBROOKE

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1+1

Le 11 decembre 2009

lejury a accepte le memoire de Monsieur Eric Pariseau dans sa version finale.

Membres du jury

Professeur Francois Malouin Directeur de recherche Departement de biologie

Monsieur Daniel Masse Codirecteur de recherche

Agriculture et Agroalimentaire Canada bovin laitier et le pore

Professeur Sebastien Roy Membre

Departement de biologie

Madame Lucie Masse Membre

Agriculture et Agroalimentaire Canada bovin laitier et le pore

Professeur Vincent Burrus President rapporteur Departement de biologie

SOMMAIRE

L'eau, substance epuisable, est une ressource utilisee dans une multitude de domaines d'activites humaines. L'agriculture est l'un de ces domaines ou l'eau peut servir a l'abreuvement du betail, mais egalement au nettoyage des equipements utilises. L'eau puisee peut provenir de sources d'eau de surface (lacs, rivieres, etangs) et de sources d'eau souterraines (puits profonds). La qualite de l'eau de surface peut, dans certains cas, etre grandement influencee par les conditions meteorologiques et les pratiques agricoles. Pour s'assurer que l'eau de surface soit d'une qualite microbiologique et physico-chimique constante, l'utilisation de differents systemes de pre-traitement comme la coagulation/floculation ou de traitement comme l'ultraviolet, l'ozonation et la filtration membranaire est necessaire. Au cours de ce projet de maitrise, le potentiel de ces technologies pour leur utilisation en milieu agricole ou industriel a ete teste.

Un suivi de la qualite microbiologique et physico-chimique de huit types d'eau de surface de la region de l'Est de l'Ontario a ete effectue sur une periode de 2 ans. La purete de l'eau variait en fonction des types de sources d'eau analysees, mais egalement en fonction des conditions meteorologiques. Certaines de ces sources d'eau arborant une turbidite tres elevee furent utilisees pour determiner le potentiel d'un pretraitement de coagulation/floculation pour retirer les matieres en suspension de l'eau en fonction des extremes de temperature de l'eau de surface dans la region de Test de l'Ontario. II s'est avere que la diminution de la temperature ralenti le processus de coagulation/floculation, mais que ce ralentissement peut etre compense par l'utilisation d'une dose de produit coagulant (polychlorure d'aluminium) plus importante. Pour l'ensemble des types d'eau testees, une dose de polychlorure d'aluminium (PAC1) de 0,05 ml l"1 peut etre utilisee efficacement dans plusieurs conditions. L'utilisation de l'absorbance UV^nm, indicateur de la concentration en matieres organiques, s'est revelee etre

un tres bon indice de la dose de PAC1 a utiliser pour traiter les types d'eau prelevee dans Test del'Ontario.

Certaines bacteries presentes dans les sources d'eau de surface peuvent exprimer des patrons de resistance a differents antibiotiques. La coagulation/floculation provoque la decantation de toutes matieres en suspension au fond d'un reservoir, incluant ces bacteries. En laboratoire, l'utilisation d'une dose de PAC1 de 0,05 ml l"1 n'a pas demontre un effet bactericide assez puissant pour l'inactivation ou 1'elimination de deux souches de E. coli. Le processus de coagulation/floculation provoque cependant la decantation d'une grande fraction de ces bacteries pour les concentrer au fond d'un recipient de jar test. La concentration des bacteries dans la boue de coagulation/floculation n'a pas permis 1'augmentation du taux de transfert d'un plamside codant pour des genes de resistance a differents antibiotiques lorsque les conditions de temperature (22-25°C) et les concentrations de bacteries (104 UFC ml"1) etaient legerement superieures aux conditions extremes rencontrees en Ontario pendant les deux annees d'echantillonnage. Cependant, le transfert du plasmide utilise a ete demontre lorsque les conditions favorables (37°C et 108 UFC ml"1) au developpement bacterien ont ete utilisees.

Dans l'industrie de la transformation laitiere, l'eau utilisee arbore habituellement une qualite physico-chimique acceptable, mais peut etre contaminee a l'interieur de l'usine par des bacteriophages lactiques, predateurs des ferments lactiques utilises pour la transformation du lait. L'efficacite de differents systemes de traitement deja presents sur le marche comme l'ultraviolet (UV), 1'ozonation et la filtration membranaire fut evaluee pour l'elimination de deux types de bacteriophages lactiques communs. L'utilisation d'une dose d'irradiation UV de 1200 a 1300mJ»cm " a permis l'inactivation des deux types de bacteriophages ajoutes dans l'eau a une concentration de 106 UFP ml"1. Pour ce qui est de 1'ozonation, l'utilisation d'une concentration d'ozone dissout dans l'eau de 0,94 a 2,14 ppm a permis l'inactivation des deux types de bacteriophages ajoutes dans l'eau a une concentration de 106 UFP ml"1 suite a un temps de contact de deux minutes. En dernier lieu, l'utilisation de membranes

d'ultrafiltration et de nanofiltration n'a pas ete en mesure de retirer completement les deux types de bacteriophages lactiques utilises dans nos conditions experimentales.

REMERCIEMENTS

II y a un nombre impressionnant de personnes en vers lesquelles j'aimerais dinger mes remerciements pour le support qu'ils m'ont apporte tout au long de mon projet de maitrise. Tout d'abord, mes directeurs Daniel Masse et Francois Malouin pour m'avoir guide, transmis leur savoir et encourage pendant ces dernieres annees. Les nombreuses heures passees dans vos bureaux me seront certainement d'une grande utilite pour ma future carriere. Ma codirectrice, Lucie Masse qui m'a supporte et aide plus que tout autre personne dans la majorite des travaux que j'ai effectue malgre le fait qu'elle ne soit seulement qu'en codirection. Mon comite de conseillers incluant les personnes mentionnees precedemment, mais egalement Vincent Burrus et Sebastien Roy qui m'ont apporte l'aide et 1'encouragement necessaire a mon succes lorsque j'en avais besoin. Moi qui ne connaissais presque rien a la microbiologic, j'ai eu la chance de travailler et d'apprendre enormement de choses sur les bacteriophages lactiques grace a M. Sylvain Moineau. Malgre les distances, tu as su apporter le soutien necessaire pour la realisation de cette section de mon projet. Pour ne pas oublier personne, j'aimerais remercier toute l'equipe de la section environnement du CRDBLP, incluant les stagiaires ainsi que toutes les equipes des laboratoires du Dr. Francois Malouin et Sylvain Moineau pour leur patience et l'aide qu'ils m'ont si souvent apportee. Egalement, un merci bien special a Dairy Farmers of Ontario et surtout M. Guy Seguin qui a fait un travail colossal pour m'envoyer ces nombreux echantillons. J'ai vraiment apprecie les journees passees en ta compagnie. Merci a mon frere Sebastien et mes beaux-parents pour leur ecoute et leur soutien lorsque j'en avais besoin. Je ne pourrai jamais assez remercier les personnes les plus importantes sans qui rien n'aurait ete possible, mes parents! Voici l'accomplissement de tous les efforts, Tencouragement, le support et l'aide que vous m'avez temoigne. Je vous en serai toujours tres reconnaissant. Finalement, le remerciement le plus important a toi Marie-Helene qui a su me supporter dans les moments de stress, m'encourager, m'aider et m'aimer pendant ces deux annees. Je t'aime!

TABLE DES MATIERES

SOMMAIRE ii REMERCIEMENTS v

TABLE DES MATIERES vi LISTE DES ABREVIATIONS viii LISTE DES TABLEAUX ix LISTE DES FIGURES xi LISTE DES ANNEXES .. xii

INTRODUCTION 1 Contamination de l'eau 2

Contamination des eaux de surface par les microorganismes 2

Contamination des eaux dans l'industrie laitiere 8

Parametres microbiologiques 11 Systemes de traitement disponibles sur le marche 12

Irradiation ultraviolette 12 Principe de fonctionnement 12 Efficacite du traitement 13 Facteurs d'influence 13 Avantages et inconvenients 16 Ozonation 16 Principe de fonctionnement 16 Efficacite du traitement 17 Facteurs d'influence 17 Avantages et inconvenients 18 Filtration membranaire 20 Principe de fonctionnement 20 Efficacite du traitement 23

Facteurs d'influence 23 Avantages et inconvenients 24 Coagulation/Floculation (pretraitement) 24 Principe de fonctionnement 25 Produits coagulants 27 Efficacite du pretraitement 29 Appareil de simulation 30 Facteurs d'influence 31 Avantages et inconvenients 35

Survie des microorganismes dans la boue et transferts

genetiques 36 Mutations induites par le pretraitement 37

. Disposition des boues dans l'environnement 38

CHAPITRE I - ARTICLE COAGULATION/FLOCULATION 39

CHAPITRE II - ARTICLE BACTERIOPHAGES LACTIQUES 77

CHAPITRE III-RESULTATS SUPPLEMENTAIRES 92 3.1. Effet d'une pompe centrifuge sur la survie des bacteriophages

lactiques 92 3.2. Efficacite de la filtration membranaire pour l'enlevement des

bacteriophages lactiques 93 3.3. Entretien des lampes ultraviolettes pour minimiser les depots de

mineraux contenus dans l'eau 94

CONCLUSION 96 ANNEXES : 98

LISTE DES ABREVIATIONS

ADN Acide desoxyribonucleique ARN Acide ribonucleique

kD Kilo Dalton 1 Litre mg Milligramme ml Millilitre nm Nanometre

PAC1 Poly Chlorure d'Aluminium

pH Potentiel hydrogene

ppm Partie par million Psi Livre par pouce carre

tJFC Unite formant une colonie

UFP Unite formant une plaque fim Micrometre

UTN Unite de turbidite nephelometrique UV Ultraviolet

LISTE DES TABLEAUX

Niveau de pollution des cours d'eau de surface par les coliformes totaux et

fecaux arborant differents patrons de resistance aux antibiotiques 3

Niveau de pollution des cours d'eau de surface par Escherichia coli arborant

differents patrons de resistance aux antibiotiques 4

Nivealu de pollution des cours d'eau de surface par plusieurs types de

microorganismes arborant differents patrons de resistance aux antibiotiques 5

Recommandations emises par Sante Canada pour la qualite microbiologique de

l'eau potable 8

Formes et etats des ions aluminiums composant les produits coagulant a base

d'aluminium en fonction du pH de l'eau a traiter 33

Physico-chemical parameters of the 4 sources of surface water used in this study 53

Determination coefficient (R2) for the relation between physico-chemical

parameters of water sources and optimal PAC1 doses at 4,15 and 30°C 56

Linear mathematical models using UVA254nm to determine PAC1 optimal doses

needed to pre-treat surface waters 57

Microbiological parameters of the 4 sources of surface water used in this study

10. Transfer of plasmid pBI144 (TetR) from E. coli MGieSSRif* to MG1655NalR

in sludge at the indicated inoculum, water temperature and sludge 66

11. Bacteriophage P008 and 2972 inactivation by Trojan UV system 86

LISTE DES FIGURES

1. Echelle d'efficacite des differents types de membrane pour l'enlevement des matieres organiques, minerales et des microorganismes en fonction de lew

taille respective 21

2. Illustration du mode de fonctionnement des precedes de filtration tangentielle

(Cross-flow) et frontale (Dead-end) 22

3. Principe de fonctionnement du processus de coagulation/floculation d'une eau concentree en matiere minerale par des produits coagulants traditionnels (voie

du haut) et des produits coagulants pre hydrolyses (voie du bas) 26

4. Effect of temperature on coagulation-flocculation treatment 55

5. Linear regression analyses between the required PAC1 doses and UVA254nm of

water sources at 4,15 and 30°C 57

6. Turbidity and total conforms in the river water over 17 months , 60

7. Survival of E. co//'MG1655NalR in the presence of PAC1 62

8. Transfer of plasmid pBI144 from E. coli MG1655Rif R to MG1655NalR

over time in water from creek #2 65

9. UV experimental set-up 83

LISTE DES ANNEXES

1. Concentrations de bacteriophages recueillies suite aux essais preliminaires de

disinfection grace a l'ultraviolet 98

2. Concentrations de bacteriophages P008 recueillies avant et apres le passage de

l'eau contaminee au travers d'une pompe centrifuge 98

3. Effet de la turbulence sur la survie des bacteriophages lactiques P008 99

4. Effet de la pression sur la survie des bacteriophages lactiques P008 99

5. Montage utilisee pour la realisation de l'experience d'enlevement des

bacteriophages lactiques de 1' eau par la filtration membranaire 100

6. Enlevement des bacteriophages de type P008 de l'eau distillee par les

membranes de filtration PVD1.NF5 etPVDF MFB 100

7. Enlevement des bacteriophages de type 2972 de l'eau distillee par les

membranes de filtration PVD1, NF5 et PVDF MFB 101

8. Montage realise pour l'etude du depot de mineraux sur les lampes ultraviolettes 102

9. Diminution du flux d'irradiation UV de systemes ultraviolets fonctionnant de

maniere continue et discontinue au cours d'une periode de deux rnois 103

10. Temperature de l'eau dans les deux systemes UV ainsi que la temperature

11. Quantite de chaque element mineral retrouve sur les tubes de quartz des appareils UV fonctionnant de maniere continue et discontinue apres deux mois

INTRODUCTION

En agriculture, l'eau a toujours ete et sera toujours une substance indispensable. Que ce soit pour abreuver le betail ou pour nettoyer les equipements entrant en contact avec le lait, l'eau utilisee doit etre de tres bonne qualite (Goss et al, 2003; Perkins, 2006). En milieu agricole, il est difficile d'avoir acces a une source d'eau exempte de pathogenes (Coote et Gregorich, 2000; Witte, 2000; Schwartz et al, 2003; Mathur et Singh, 2005). L'utilisation d'une source d'eau contaminee par differentes bacteries pathogenes ou certains bacteriophages lactiques pour le lavage des equipements entrant en contact avec le lait represente un risque de contamination des produits laitiers retrouves sur le marche (Moineau, 1999; Goss et al, 2003; Madera et al, 2004a; Perkins, 2006).

De leur gre, certains agriculteurs ont deja tente de regler ce probleme, mais la composition physico-chimique des eaux de surface qu'ils utilisent (etangs, fosses, rivieres et lacs) empeche tres souvent les traitements existants comme l'ozonation, l'irradiation ultraviolette et la filtration membranaire d'effectuer une disinfection complete (Loge et al, 1999b; Wang et al, 2006). De plus, l'eau soutiree de puits profonds n'affiche que tres rarement la presence de pathogenes, mais son utilisation pour l'abreuvement du betail n'est pas toujours possible, faute d'une concentration elevee en sels et mineraux (Blatchley et al, 1996). De leur cote, les industriels utilisent depuis fort longtemps la rotation des souches de ferments lactiques pour contrer le probleme d'infection de ces derniers par les bacteriophages lactiques (Boucher et

al, 2000; Brussow, 2001; Moineau et Levesque, 2005). La decouverte d'une alternative a

cette methode couteuse est alors de mise.

La coagulation/floculation constitue un pretraitement chimique efficace pour les eaux fortement chargees en matieres en suspension incluant les microorganismes (Annadurai et al,

2003; Annadurai et al, 2004; Zouboulis et Traskas, 2005). Cependant, cette methode de pretraitement souvent utilisee pour le traitement des eaux municipales n'est pas une methode de sterilisation, car des microorganismes derheurent dans l'eau pre-traitee. Ce type de traitement peut etre adapte pour l'utilisation en fermes commerciales ou les eaux sont plus fortement chargees en contaminants. Les risques biologiques encourus par la disposition des boues produites doivent egalement etre evalues (Finch et Smith, 1986). Pour leur part, les industries de transformation du lait se penchent maintenant vers le traitement de l'eau utilisee par l'irradiation ultraviolette, l'ozonation et la filtration membranaire. Cependant, l'efficacite de ces systemes face a differentes souches de bacteriophages lactiques communes est a evaluer.

Contamination de l'eau

Contamination des eaux de surface par les microorganismes

Dans certaines regions de l'Ontario, les producteurs laitiers utilisent les eaux de surface pour 1'alimentation du betail et le nettoyage des equipements de traite (Goss et al, 2003). Les rivieres, lacs, fosses et etangs qui constituent ces sources sont susceptibles a la contamination par differents agents pathogenes (Goss et al, 2003; Van der Bruggen et Vandecasteele, 2003; Sinclair et al, 2009) (Voir Tableaux 1,2 et 3).

Tablea u 1 . Nivea u d e pollutio n de s cour s d'ea u d e surfac e pa r le s coliforme s totau x e t fecau x arboran t different s patron s d e resistanc e au x antibiotique s Typed e coliform e Fecau x Fecau x Fecau x Fecau x Fecau x Fecau x Fecau x Fecau x Fecau x Fecau x Totaux Sourc e d'ea u Foss e Foss 6 Foss e La c La c N M Rivier e Rivier e Rivier e N M N M Pay s Etats-Uni s Ecoss e Australi e Finland e Finland e £tats-Uni s Finland e Finland e Canad a Canad a Etats-Uni s Sourc e d e pollutio n Humains , agriculture , faun e Agricultur e Humains , agriculture , faun e Humain s N M Agricultur e Humains , industries , agricultur e Humains , industries , agricultur e Humains , agriculture , faun e Humains , agricultur e Agricultur e e t faun e Patron s d e resistanc e N M N M * N M Am , Ch , Sul , Tet , S t Am , Sul , Tet , S t N M Am , Ch , Sul , Tet , S t Am , Su l N M N M N M Concentratio n retrouve e (UFC/lOOml ) 3,48xl0 3 l,48xl0 4 5,28x10 2 l,20xl0 2 l,40xl0 2 2,40x10 3 l,45xl0 3 N M N D >1 0 4,24x10 4 Reference s (Graves t al, 2007 ) (Vinten^fl/,,2008 ) (Carrol l et al, 2005 ) (Niem i etal, 1983 ) (Niem i e/a/. , 1983 ) (Sapkotae/a/.,2007 ) (Niem i etal, 1983) (Niem i et al, 1983 ) (Sinclai r et al, 2009 ) (Gosse/a/.,2003 ) (Hagedorne/a/. , 1999 ) NM : Informatio n non-mentionne e Legend e : A m : ampicilline , Am i : amikacine , Am o : amoxicilline , C e : cephalothine , Ce p : cephalosporine , C h : chloramphenicol , Ch i : chlortetracycline , C i : ciprofloxacine , C I : clindamycine , Co t : sulfamethaxazole/trimethoprime , E r : erythromycine , Ge n : gentamycine , K a : kanamycine , Li n : lincomycine , Na l : acid e nalidixique , Ox y : oxytetracycline , Pe n : penicilline , Pi p : piperacilline , Rif : rifampicine , S p : spectinomycine , St : streptomycine , St r : streptomycine , S u : sulfafurazole , Sul : sulfonamides , Tet : tetracycline , Ti : ticarcilline , To b : tobramycine , Tri : trimethoprime , Vir : virginiamycin e 3

Tablea u 2 . Nivea u d e pollutio n de s cour s d'ea u d e surfac e pa r Escherichia coli arboran t diff e rent s patron s d e resistanc e au x antibiotique s Souch e d e E. coli Sourc e d'ea u Pay s Sourc e d e pollutio n Patron s d e resistanc e Concentratio n retrouve e (UFC/lOOml ) Reference s N M N M N M N M N M N M N M 015 7 : H 7 Etan g Foss e Rivier e Rivier e e t la c Rivier e e t la c N M N M Etan g Etats-Uni s Australi e Ind e Etats-Unis " Etats-Uni s Canad a Etats-Uni s Etats-Uni s Humains , environnemen t Humains , agriculture , faun e Humain s Agricultur e Humains , agriculture , faun e Humains , agricultur e Agricultur e Humains , environnemen t

:

Tablea u 3 . Nivea u d e pollutio n de s cour s d'ea u d e surfac e pa r plusieur s type s d e microorganisme s arboran t different s patron s d e resistanc e au x antibiotique s Microorganism e Campylobacter jejuni Enterococcus spp . monocytogenes Salmonella spp . Streptococcus spp . Streptocoque s fecau x Sourc e d'ea u Rivier e e t foss e N M Rivier e Rivier e e t la c N M Foss e Pay s Canad a Etats -Uni s Canad a Grec e Etats -Uni s Ecoss e Sourc e d e pollutio n Humains , agriculture , faun e Agricultur e Agricultur e N M Agricultur e et faun e Agricultur e Patron s d e resistanc e Tet , C i Er , Tet , CI , Vi r Am , Cep , Nal , Ch, Lin , Ci , Er , Gen , Ka , Pen , Rif , Te t St , Am , Ti , Sp , Tri , Nal , Ce , Tob , Gen , Su , Ch , Tet , K a Oxy , Str , Te t N M Concentratio n retrouve e (UFC/lOOml ) N M 4,70xl0 3 N M 4,62x10 2 5,83xl0 2 l,54xl0 4 Reference s (Levesqu e et al, 2008 ) (Sapkotae/a/.,2007 ) (Lyauteye/a/.,2007 ) (Arvanitido u et al. , 1997 ) (Hagedorne/a/.,1999 ) (Vintene/a/.,2008 ) Legend e : Ide m a u Tablea u 1

Cette contamination peut venir de differentes sources comme la production animale, les eaux usees municipales, les champs d'epuration, les exploitations forestieres etc. (MDDEP, 2006). L'agriculture est l'une de ces voies directes de contamination par les pathogenes fecaux via le paturage des animaux et l'epandage des lisiers et fumiers dans les champs (Schwartz et ah, 2003; Fremaux et ah, 2008). Le phenomene de lessivage vient amplifier cette problematique par le transport des microorganismes sur de longues distances vers les cows d'eau (Fremaux et

ah, 2008). Ces pathogenes ont la capacite de survivre sur de longues periodes (au-dela de 13

semaines) lorsque la temperature se situe sous ou pres de 15°C (Fremaux et ah, 2008).

Plusieurs evenements recents de contamination biologique furent recenses. Pour la periode situee entre 1994 et 2003', 23 % des cas de contamination recenses en Ecosse furent provoques par le contact entre l'humain et l'eau de surface contaminee (Fremaux et ah, 2008). Aux Etats-Unis, entre 1997 et 2004, 6% des cas de contamination causant diverses maladies provenaient du contact de l'humain avec de l'eau de surface contaminee. Les plus recents evenements eurent lieu en Angleterre et au Canada ou des enfants furent infectes par la souche

E. coli 0157 : H7 retrouvee dans une riviere et une source d'eau situee dans un pare (Fremaux et ah, 2008).

Certaines bacteries se retrouvant dans les sources d'eau de surface peuvent exprimer differents patrons de resistances aux antibiotiques (Witte, 2000; Teuber, 2001; Schwartz et ah, 2003; Mathur et Singh, 2005). La resistance de ces bacteries face aux antibiotiques resulte d'une utilisation repetee d'antibiotiques en production animale (Teuber, 2001; Schwartz et ah, 2003). L'utilisation des antibiotiques en agriculture comme therapie, prophylaxie et comme promoteurs de croissance contribua grandement a l'etablissement d'une pression de selection favorisant l'avenement des bacteries resistantes (Witte, 2000; Teuber, 2001; Mathur et Singh, 2005). Le probleme est amplifie par la possibility de transfert horizontal (plasmide et transposons) entre bacteries et les mutations (Arvanitidou et ah, 1997; Mathur et Singh, 2005; Graves et ah, 2007). Suite a la realisation de tests de depistage de resistance a neuf

antibiotiques (amoxicilline, ampicilline, cephalothine, chlorotetracycline, oxytetracycline, tetracycline, erythromycine, streptomycine, vancomycine) sur des coliformes et des enterocoques fecaux d'origine humaine ou animale presents dans differentes sources d'eau de surface en Floride, 63.9 et 62.3% de ces souches respectivement etaient resistantes a certains de ces antibiotiques (Teuber, 2001). Des bacteries resistantes a quelques antibiotiques comme la vancomycine et la penicilline furent egalement retrouvees dans des echantillons d'eau de riviere situee dans la ville de Mainz en Allemagne (Schwartz et al., 2003). Certaines etudes demontrent qu'il serait possible pour l'etre humain d'etre directement contamine par des bacteries resistantes aux antibiotiques provenant des eaux de lacs ou d'autres sources d'eau de surface non seulement par la consommation, mais egalement par le contact directe entre l'humain et l'eau contaminee (Witte, 2000; Teuber, 2001). L'exemple le plus marquant du contact direct entre l'humain et l'eau est sans aucun doute la baignade. Evidemment, les jeunes enfants ainsi que les personnes agees sont plus a risque de contracter certaines

infections bacteriennes provoquant diverses maladies allant de simples diarrhees a d'importantes hemorragies (Fremaux et al, 2008).

Comme il a ete demontre par (Terplan, 1980), l'utilisation d'eau contaminee pour le lavage des equipements entrant en contact avec le lait peut entrainer la contamination directe de ce dernier. N'etant pas indifferent a ce probleme, l'association des producteurs laitiers de 1'Ontario a etabli plusieurs regies d'hygiene concernant le nettoyage des equipements de traite (DFO, 2007). Un echantillon d'eau provenant de chacune des laiteries est preleve annuellement, mais seuls certains echantillons sont analyses au hasard. Aucune bacterie de type Escherichia coli, coliformes totaux et Clostridium perfringens ne doit y etre retrouve sous peine de l'application de differentes penalites (DFO, 2007). Ces recommandations suivent celles emises par Sante Canada en 2008 (voir tableau 4). Plusieurs systemes de traitement de l'eau comme l'irradiation ultraviolette, l'ozonation et la filtration membranaire sont deja disponible sur le marche pour aider les producteurs a atteindre cet objectif.

Tableau 4. Recommandations emises par Sante Canada pour la qualite microbiologique de l'eau potable

Parametre Recommandations (mg/L) Recommandation Approbation anterieure (mg/L) du CSE Bacteriologique Bacteries heterotrophes Bacteries pathogenes emergentes E. coli Coliformes totaux Protozoaires Enterovirus Pas de recommandation numerique Pas de recommandation numerique OparlOOmL OparlOOmL Pas de recommandation numerique Pas de recommandation numerique 2006 0 coliformes/100 mL 2004 2004

Source : (Sante Canada, 2008)

Contamination des eaux dans I'industrie laitiere

L'industrie laitiere est particulierement touchee par la presence des virus de type bacteriophages lactiques. Ces microorganismes nuisent a la transformation du lait depuis

1935 (Madera et al, 2004b). Passant de la simple inoculation du lait par une bacterie lactique pour produire du fromage, yogourt ou autre produit transforme, il faut maintenant effectuer des rotations de souches bacteriennes lactiques, developper des souches resistantes aux attaques des bacteriophages et optimiser les techniques de disinfection (Moineau, 1999; Madera et al, 2004b).

La production de produits laitiers transformer comme le fromage, la creme sure et le yogourt demande tout d'abord la fermentation du lait (Boucher et al, 2000). Pour ce faire, l'utilisation de bacteries fermentatrices acidifiantes comme Lactococcus lactis, Streptococcus

thermophilus et Lactobacillus delbrueckii est indispensable (Boucher et al, 2000; Brussow,

2001; Moineau et Levesque, 2005). L'inoculation d'une de ces souches a raison de 107 cellules par millilitres de lait permet 1'acidification du lait et la production subsequente des produits transformer (Moineau et Levesque, 2005). La production d'acide lactique par ces bacteries influence directement la texture des produits laitiers et leur resistance contre T alteration (Brussow, 2001). Cependant, les bacteriophages lactiques, presents a l'etat naturel dans l'environnement laitier (air et eau), sont a l'affut de ces bacteries (Moineau, 1999; Moineau et Levesque, 2005; Deveau et al, 2006). II existe 12 especes de bacteriophages lactocoques dont seulement trois (c2, 936 et P335) sont majoritairement retrouves dans les usines de transformation du lait (Brussow, 2001). Ces bacteriophages sont de petites molecules d'ADN viral arborant une capside dont la taille varie entre 45 a 70 nm. lis possedent egalement une queue d'une longueur variant de 19 a 490 nm. Ce type d'organisme peut survivre a la pasteurisation et ainsi infecter les bacteries lactiques (Moineau, 1999; Moineau et Levesque, 2005; Deveau et al, 2006). L'infection des bacteries lactiques par les bacteriophages a une concentration egale ou superieure a 104 unites formant un plaque (UFP) par millilitre mene a la lyse des cellules infectees ce qui interrompt le processus de fermentation du lactose en acide lactique (Brussow, 2001; Moineau et Levesque, 2005). L'attachement du bacteriophage a Texterieur de la bacterie hote se produit habituellement par l'adsorption de la queue du bacteriophage a un site specifique situe a la surface des bacteries (Forde et Fitzgerald, 1999; Black, 2002), Dans la plupart des cas, il s'agit d'un compose d'hydrate de carbone ou une proteine presente dans la paroi cellulaire ou la membrane des bacteries. Ensuite, une reaction energetique calcium dependante provoque une interaction irreversible entre le bacteriophage et la membrane plasmique de la bacterie permettant le transfert de l'ADN viral dans le cytoplasme de la bacterie. Lorsqu'il y a transfert de l'ADN viral, la cellule hote, par Taction d'une endonuclease, digere la majorite de cet ADN intrus tout en restant protegee par Taction d'une methylase (Forde et Fitzgerald, 1999). Pendant cette periode de temps, la portion de l'ADN qui echappe a Taction de Tendonuclease est

egalement modifiee et n'est plus reconnu comme intrus dans la cellule bacterienne. Elle n'est done pas detruite. Cet ADN peut alors manipuler les reactions normales de la cellule bacterienne dans le but de se repliquer. Au cours de son developpement, le bacteriophage peut realiser plusieurs actions comme produire des proteines inhibitrices des endonucleases et exprimer les genes codant pour la production de la methylase (Forde et Fitzgerald, 1999). Lorsque les barrieres de la cellule bacterienne sont abaissees, le bacteriophage peut commencer son processus de replication. La replication du bacteriophage, empechant la cellule bacterienne de realiser ses fonctions habituelles, provoque finalement la lyse de la membrane cellulaire (Forde et Fitzgerald, 1999). La lyse, se produisant entre 30 et 100 minutes apres l'infection, libere de 50 a 200 nouveaux bacteriophages menant a 1'infection rapide de toute une colonie de bacteries acidifiantes (Forde et Fitzgerald, 1999; Black, 2002; Moineau et Levesque, 2005). Les consequences d'une infection par les bacteriophages sont un retard de la fermentation, une alteration de la qualite du produit et dans les pires cas, la perte totale du produit (Brussow, 2001; Madera et al., 2004b).

L'evolution tres rapide des differentes souches de bacteriophages ainsi que leur grand potentiel d'adaptation aux nouvelles souches bacteriennes lactocoques a pousse les microbiologistes, depuis leur decouverte, a constamment produire de nouvelles souches resistantes a leur attaque. Que ce soit en modifiant les cibles d'attaque des bacteriophages sur les parois cellulaires des bacteries ou en introduisant des genes de resistances a ces dernieres, 1'industrie a toujours reussi a controler les populations de bacteriophages sans toutefois les eradiquer (Madera et al, 2004a). Depuis quelques annees, les industries laitieres tentent de regler a la source le probleme de contamination par les bacteriophages lactiques. Ceci veut dire qu'ils tentent d'eradiquer les bacteriophages en filtrant l'air utilise dans les pieces servant a la transformation du lait et en traitant l'eau qui est utilisee pour laver les equipements laitiers situes en usine (Moineau et Levesque, 2005). Jusqu'a ce jour, la methode la plus utilisee pour les populations de bacteriophages lactiques dans l'eau est l'utilisation des assainisseurs chimiques (Moineau et Levesque, 2005). Cette derniere est simple et deja connue des agriculteurs pour 1'elimination des bacteries pathogenes. Les produits assainisseurs les plus

utilises et testes jusqu'a maintenant par les producteurs laitiers et les industries sont 1'hypochlorite de sodium ainsi que l'acide peracetique. Plusieurs recherches sont presentement en cours pour tester l'efficacite d'une multitude d'autres produits assainisseurs que nous pouvons retrouver sur le marche (Moineau et Levesque, 2005). L'utilisation de ces produits provoque la destruction des membranes cellulaires et des proteines des microorganismes grace a l'oxydation de ces dernieres, mais n'affecte pas la structure de 1'ADN (Clevenger et al., 2007; Shang et al., 2007).

Parametres microbiologiques

Les bacteries pathogenes sont habituellement des microorganismes retrouves en faible quantite dans differentes sources d'eau. De grands volumes d'echantillons sont done necessaires pour permettre la detection de ces derniers (USEPA, 2001). La nomenclature exprimant 1'inactivation ou 1'enlevement des microorganismes se norame log inactivation/enlevement (USEPA, 2001). Lorsque Ton utilise les systemes de filtration membranaire, le terme enlevement «log » est utilise pour exprimer la desinfection de l'eau. Pour la plupart des autres traitements incluant l'ultraviolet, l'ozone et la desinfection chimique, il faut parler d'inactivation «log », car le microorganisme mort ou completement inactif est toujours retrouve dans l'echantillon d'eau traitee. Sa presence ne comporte cependant aucun danger pour la sante humaine. La formule utilisee pour determiner rinactivation/enlevement «log » est la suivante:

Formule A :

Enlevement/Inactivation log = logio (Cin/Cout)

Ou C;n = concentration de microorganismes contenus dans l'eau brute

Cout = concentration de microorganismes contenus dans l'eau traitee

II est possible de facilement convertir le log inactivation/enlevement en pourcentage. Une inactivation de 1 log equivaut a 90%, 2 log correspond a 99% et 3 log a 99,9% (USEPA, 2001).

Systemes de traitement disponible sur le marche

Irradiation ultraviolette

Principe de fonctionnement

Les rayons ultraviolets fonctionnent comme un agent biocide. C'est-a-dire qu'ils alterent le materiel genetique (ADN et ARN) empechant ainsi le microorganisme de se reproduire et d'infecter un humain (Gehr et al, 2003; Alonso et al, 2005; Hijnen et al, 2006; Shang et al, 2007). Au niveau des acides nucleiques, les dimeres de pyrimidine sont les premiers elements a etre engendres par Taction de l'irradiation ultraviolette. La transcription de TARN et la multiplication des virus, des bacteriophages et des cellules bacteriennes sont alors bloques (Gehr et al, 2003; Alonso et al, 2005; Koivunen et Heinonen-Tanski, 2005; Templeton et al, 2005; Hu et al, 2007). Les longueurs d'onde biocides sont comprises entre 250 et 270 nm,

mais la plus utilisee est sans contredit 253,7 nm. Pour sa part, l'ADN possede un maximum d'absorbance a 260 nm (Hijnen et al, 2006). La dose d'irradiation ultraviolette fournie par un appareil est calculee a partir du produit de l'intensite de la lumiere UV (mW/cm ) et le temps d'exposition en secondes (Wang et al, 2006).

Efficacite du traitement

Certains microorganismes comme les especes des genres Salmonella et Enterococcus ainsi que les Coliformes fecaux indigenes sont plus resistants aux UV que le sont les especes cultivees en laboratoire (Hijnen et al., 2006). Selon (Gomez et al., 2007) E. coli serait plus sensible aux irradiations UV que les coliformes fecaux. De plus, les bacteries et les protozoaires (non enkystes) sont plus sensibles a 1'irradiation ultraviolette que le sont les virus et bacteriophages (Hijnen et al, 2006; Hu et al, 2007). Malgre l'utilisation de fortes doses d'irradiations ultraviolettes (100 a 160 mW/cm ) il est impossible d'inactiver completement les kystes de Giardia et de Cryptosporidium (Liberti et al, 2000). Cependant, une dose de 60 mW/cm pourraient provoquer l'inactivation de 80% de ces kystes en conditions optimales (faible turbidite et concentration de matieres en suspension) (Rice et Hoff, 1981; Karanis et

al, 1992; Ransome et al, 1993; Campbell et al, 1995). Pour ce qui est des bacteriophages,

une dose UV de 7 mW/cm2 peut permettre l'inactivation de 4.5 log d'un bacteriophage de type

T4 (Templeton et al., 2005).

Facteurs d'influence

Plusieurs facteurs peuvent affecter le fonctionnement des appareils d'irradiation UV. La presence d'un tube de quartz, protegeant la lampe UV du contact direct avec l'eau, peut provoquer une reduction de la transmittance UV de 5 a 10 % (Sheriff et Gehr, 2001). II

amplifie egalement le processus de deposition des ions mineraux et metalliques positifs, composant de la durete, car le passage repete de l'eau a sa surface produit la solubilisation de molecules silanol (=SiOH), conferant ainsi une charge negative globale a la surface du tube (Blatchley et al, 1996; Lin et al, 1999a). La temperature a 1' interface eau-lampe, l'intensite de la lumiere ultraviolette, la composition de l'eau, le debit de l'eau, le pH et le potentiel d'oxydoreduction sont d'autres facteurs pouvant influencer le processus de deposition de la durete sur les lampes UV (Lin et al, 1999b; Sheriff et Gehr, 2001; Wait et al, 2007). Les pretraitements de l'eau a l'aide de produits coagulants composes de fer (FeCk) ou d'aluminium (A1(S04)2) sont egalement des facteurs d'influence augmentant le taux d'encrassage des lampes UV (Lin et al, 1999b; Sheriff et Gehr, 2001). Des concentrations d'aluminium et de fer inferieures a 0.1 mg l"1 peuvent promouvoir le depot de la durete sur les

lampes UV (Lin et al, 1999a). Le calcium represente l'ion metallique le plus susceptible a la formation d'un depot sur une lampe UV suivi du fer (Fe3+) et de 1'aluminium (Al3+) (Lin et al,

1999a). Le magnesium, sodium, potassium, manganese, cuivre et zinc sont egalement des metaux qui peuvent etre detectes dans les depots, en fonction de leurs concentrations initiales dans l'eau a traiter (Lin et al, 1999a). Certains ions negatifs comme les hydroxydes, le chlore, les carbonates, sulfates et phosphates peuvent aussi augmenter le phenomene de deposition de la durete sur les lampes UV. De plus, le phenomene de co-precipitation peut amplifier le processus de deposition de la durete rendant la surface des tubes de quartz irreguliere (Lin et

al, 1999b). Certains solides ayant une plus faible tendance a precipiter seuls peuvent alors

precipiter en se liant a des molecules deja presentes sur le tube (Sheriff et Gehr, 2001).

Lorsque l'intensite de la lampe ultraviolette diminue avec le temps d'utilisation, il est recommande d'effectuer le lavage du tube de quartz. Plusieurs appareils de traitement ultraviolet sont dotes d'une lame, habituellement constitute de teflon, servant au nettoyage mecanique du tube de quartz (Nessim et Gehr, 2006). Pour les appareils qui ne sont pas dote d'une lame, il est possible de nettoyer le tube de quartz ou la lampe UV a l'aide d'hydroxyde de sodium (NaOH 0.2%), de bisulfite de sodium (NaHSOs 0.15%), d'acide phosphorique (H3PO4 85%) ou d'acide nitrique (50%) (Peng et al, 2005; Nessim et Gehr, 2006).

En plus des depots sur les tubes de quartz, l'inactivation des pathogenes par 1'irradiation ultraviolette peut aussi etre affectee par la presence de particules en suspension dans l'eau et par la couleur (Lazarova et al, 1999;.Rajala et al, 2003); (Jamieson et al, 2004). Les particules en suspension affectent le pouvoir irradiateur des rayons ultraviolets de deux manieres (Loge et al, 1999; Wang et al, 2006). Tout d'abord, elles peuvent refleter ou absorber la lumiere ultraviolette, ne permettant pas la deactivation des microorganismes. En second, les particules peuvent servir d'ecran aux microorganismes, les protegeant ainsi des radiations ultraviolettes. L'augmentation de l'intensite ultraviolette ne permet pas une inactivation substantielle des microorganismes lorsqu'ils sont lies aux particules en suspension (Loge et al, 1999). II fut prouve que la grosseur de ces particules affecte grandement le pouvoir biocide des rayons ultraviolets (Wang et al, 2006; Hu et al, 2007). (Jolis et al, 2001) ont demontre que la presence de particules en suspension d'un diametre egal ou superieur a 7 urn de diametre affecte negativement l'effet biocide d'un traitement UV. La transmittance UV est un autre parametre affectant grandement le pouvoir d'irradiation UV par la presence de matieres dissoutes ou solides dans l'eau (Savoye et al, 2001). Ces differentes matieres peuvent absorber ou faire devier les rayons UV empechant une inactivation adequate des microorganismes. Les ions ferriques, les nitrites, le brome, le manganese, et les sulfates sont des matieres arborant un pouvoir absorbant eleve des longueurs d'ondes ultraviolettes (Savoye et al, 2001). La turbidite est egalement un parametre physico-chimique affectant negativement la disinfection de l'eau par l'ultraviolet (Hu et al, 2007). Les huiles et gras se deposant sur la lampe peuvent aussi nuire au pouvoir irradiateur des rayons UV (Alonso et al., 2005). L'efflcacite de ce traitement n'est par contre pas affectee par la temperature et le pH de l'eau (Hijnen et al, 2006). De plus, l'illumination de la lampe UV de maniere continue empeche la deposition de la matiere organique provoquant la formation de films bacteriens (Lin etal, 1999b).

Avantages et inconvenients

En comparaison avec les traitements chimiques existants (chlore, peroxyde d'hydrogene, acide peracetique) l'ultraviolet possede plusieurs avantages. L'irradiation UV permet l'inactivation des bacteries, bacteriophages, virus et de certains protozoaires, est capable d'atteindre les niveaux de disinfection desires, ne necessite aucun entreposage de produits chimiques et ne produit aucun sous-produit de disinfection (Linden et al., 1998; Hu et al., 2007).

Ozonation

Principe de fonctionnement

L'ozone (O3) est une forme d'oxygene tres oxydant arborant un potentiel d'oxydoreduction eleve de 2.07 V (Paraskeva et Graham, 2002). Cette molecule est 12.5 fois plus soluble dans l'eau que l'oxygene (O2) (Liberti et al, 2000). Sa solubilite est de 6.43 mg l"1 a une

temperature de 20°C pour une dose d'ozone de 1.5% (15000 mg l"1). La demi-vie de ce

compose dans l'eau est d'environ 20 minutes (Alonso et al, 2004). Un appareil d'ozonation peut former l'ozone en exposant plusieurs molecules d'oxygene (O2) a un champ electrique de tres forte intensite ce qui provoque la dissociation des deux atomes d'oxygene (O). Les atomes d'oxygene libres peuvent maintenant reagir ensemble devenant premierement de l'oxygene (O2) puis de l'ozone (O3). L'ozone agit sur les microorganismes de maniere a provoquer la lyse des cellules et detruire les acides nucleiques, principalement les purines et pyrimidines (Gehr et al, 2003; Alonso et al, 2004; Pascual et al, 2007). La molecule d'ozone peut egalement inactiver certains enzymes causant la mort de la bacterie (Pascual et

al, 2007). Pour ce qui est des virus et bacteriophages, l'ozone agit sur la capside servant a la

certains protozoaires est encore inconnu (Liberti et al, 2000). La mesure du niveau de disinfection d'un traitement a l'ozone designe par l'acronyme « C t » equivaut a la concentration d'ozone residuelle dissoute dans l'eau traitee « C » (en mg l"1) multipliee par le

temps de contact « t » ( e n secohde) de l'ozone avec l'eau (Myllykangas et al, 2005).

Efficacite du traitement

Grace a l'utilisation d'une dose d'ozone (Ct) aussi faible que 3.7 mg l'V1, l'ozonation permet

l'inactivation (3 log) de certains virus et bacteriophages comme le type MS2 (Shin et Sobsey, 2003). Cette methode serait egalement efficace contre les enterovirus grace a l'utilisation de doses situees entre 240 et 1800 mg l ' V (Xu et al, 2002). Le traitement d'eaux usees provenant d'un hopital de Taiwan par l'ozone a une dose de 720 mg l'V1 permettrait

egalement une inactivation des coliformes de 4 log (Chiang et al, 2003). L'ozonation avec une dose 9000 mg l'V1 permet aussi l'inactivation de 50% des kystes de Giardialambia, mais

semble inefficace contre les kystes de Cryptospridiumparvum (Liberti et al, 2000).

Facteurs d'influence

Tout comme pour 1'irradiation ultraviolette, 1'efficacite de l'ozonation est affectee par differents parametres physico-chimiques de l'eau. Selon (Janex et al, 2000) la dose d'ozone appliquee doit etre augmentee en fonction de la concentration de solides en suspension contenue dans l'eau pour provoquer le meme effet biocide. De plus, plusieurs autres composees organiques et inorganiques presents dans l'eau peuvent diminuer 1'efficacite de l'ozonation (Gehr et al, 2003). L'ozonation, grace a l'oxydation des molecules organiques, entraine la diminution de l'absorbance UV ainsi que de la couleur et l'odeur de l'eau (Chang

UV eleve de l'eau peut done entrainer 1'augmentation de la demande en ozone pour effectuer la disinfection complete (Savoye et al, 2001). Les basses temperatures, sous quatre degres Celsius, peuvent reduire la vitesse d'action de 1'ozone avec la matiere, diminuant ainsi le pouvoir d'inactivation des microorganismes (Savoye et al, 2001). Pour leur part, les temperatures elevees soit au-dessus de 30 degres Celsius, diminuent le taux de transfert de l'ozone gazeux a l'eau et augmentent ainsi sa vitesse de decomposition. Selon Savoye et al, 2001 le pH de l'eau n'influence que tres peu le comportement de l'ozone lorsqu'il est situe entre 6 et 8.

Avantages et inconvenients

Contrairement a l'irradiation UV, le traitement de l'eau par l'ozone peut entrainer la formation de sous-produits de disinfection. L'ozonation possede la capacite d'oxyder la structure des molecules de matieres organiques et des mineraux de maniere a former plusieurs sites ligands a leur surface. Ceci ouvre la porte a la formation de complexes matiere organique : brome (Chang et al, 1991; Nieminski et Evans, 1995; Chandrakanth et Amy, 1996; Camel et Bermond, 1998; Liberti et al, 2000; Savoye et al, 2001). En retour, ces ions consomment l'ozone diminuant ainsi l'efficacite d'inactivation des microorganismes (Nieminski et Evans, 1995). Selon Myllykangas et al, 2005 la disinfection d'eau tres fortement concentree en brome permet la formation d'une grande concentration de sous-produits de disinfection. Les complexes « matiere organique : brome » ainsi formes se nomment « bromure ». Ce compose est tres stable dans l'eau a temperature ambiante, n'est pas volatil et n'est que tres faiblement adsorbe par le sol. L'ion bromure peut ensuite reagir avec l'ozone residuel pour former de l'hypobromite (OBr") lorsque le pH est superieur a 8 et de l'acide hypobromeux (HOBr) a un pH inferieur a 8 (Sante Canada, 1998). L'hypobromite reagit ensuite avec l'ozone pour former le bromate, un compose cancerigene. L'acide hypobromeux peut, de son cote, reagir avec la matiere organique pour former certains types de trihalomethanes qui sont egalement des composes cancerigenes (Hoigne et al, 1985). La temperature, le pH, la dose d'ozone

employee ainsi que la concentration d'azote ammoniacal dans l'eau brute a traiter sont des parametres influencant la formation de bromates (Camel et Bermond, 1998; Sante Canada, 1998; von Gunten, 2003; Myllykangas et al, 2005). L'augmentation de l'alcalinite peut aussi entrainer 1'augmentation de la formation de ce compose. Selon Sante Canada (1998), la concentration maximale de bromate acceptable dans l'eau potable est de 0.01 mg l"1.

L'insuffisance renale, la surdite, les vomissements, l'epigastralie, la diarrhee aqueuse et l'anurie sont tous des problemes relies a l'ingestion de bromates (Sante Canada, 1998). Selon Singer et al (2003) et Olivier et Lawrence (1979) l'absorbance UV254nm de l'eau est egalement un parametre directement relie a la formation de sous produits de disinfection par l'ozonation.

La toxicite de l'ozone sur l'humain depend de la concentration et du temps d'exposition face a ce produit. Les symptomes resultants d'une exposition a une concentration d'ozone dissout dans l'air de plus de 0.1 ppm sont: maux de tetes, irritations de la gorge, irritation du systeme respiratoire, perte d'appetit et un picotement des yeux (OSHA, 1978). L'exposition a une concentration tres elevee (50 ppm) sur de courtes periodes peut entrainer de severes dornmages aux poumons et merae causer la mort du sujet dans les cas extremes. Selon FOccupational Safety and Health Administration (OSHA, 1978), la concentration d'ozone maximale qu'un humain peut subir sans aucun risque pour la sante est de 0.1 ppm pour une duree de 8 heures par jour.

Filtration membranaire

Principe de fonctionnement

Une membrane agit de maniere a former une barriere physique retenant une portion des microorganismes ou autres matieres etant plus gros que la taille de ses pores (USEPA, 2001). La taille de ceux-ci peut etre qualifiee sous deux appellations. II y a le seuil de retention des molecules et la grosseur des pores. Le seuil de retention des molecules est une mesure qui refere a la masse moleculaire d'un produit pour lequel une membrane possede la capacite de retention de plus de 90% (USEPA, 2001). Pour ce qui est du second type d'appellation, une membrane arborant des pores d'une certaine grosseur retiendra toutes molecules ayant une taille superieure a celle-ci. A titre de comparaison, une mesure du seuil de retention des molecules de 100 kD equivaut environ a une grosseur de pore de pres de 0.1 um. H existe quatre types de membranes, tous qualifies par la grosseur des pores de leurs membranes. En ordre decroissant de grandeur des pores, il y a la microfiltration, rultrafiltration, la nanpfiltration et 1'osmose inverse. La Figure 1 illustre la grosseur de certains microorganismes ainsi que l'echelle d'action des differents types de membrane.

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Figure 1. Echelle d'efficacite des differents types de membrane pour ^enlevement des matieres organiques, minerales et des microorganismes en fonction de leur taille respective

Source : (USEPA, 2001)

Les systemes de filtrations membranaires utilises pour la disinfection de l'eau peuvent etre construits a partir de fibres creuses. Elles fonctionnent de maniere a ce que l'eau passe de l'interieur a l'exterieur de la fibre ou en sens inverse en laissant les matieres indesirables sur la membrane. Certaines membranes sont egalement constitutes d'un enroulement de plusieurs couches de membranes separees par un espace permettant le passage de l'eau filtree. Les systemes de filtration les plus populaires peuvent etre concus selon deux types de fonctionnement. Le premier se nomme flux tangentiel (cross-flow) et fonctionne de maniere a minimiser la deposition des matieres solides sur la membrane (USEPA, 2001). La portion du liquide qui ne traverse pas la membrane constitue le concentrat. Les matieres solides se

retrouvent alors en grande concentration dans ce liquide qui peut etre jete ou reinjecte dans le systeme afln de reduire les pertes (USEPA, 2001). Le second type de filtration se nomme filtration frontale (dead-end) et fonctionne de maniere a forcer le passage de toute l'eau au travers de la membrane. Un caisson situe en amont de la membrane contient un certain volume d'eau se concentrant en matieres solides au fur du traitement doit etre vide regulierement pour eviter le colmatage de la membrane. Un systeme de lavage doit etre utilise pour eviter le colmatage des membranes par les depots successifs des matieres solides a leur surface. Cependant, dans les cas ou la concentration des matieres solides est elevee dans l'eau, 1'utilisation d'un systeme de filtration de type tangentielle est preferee au type frontal (Gnirss et Dittrich, 2000). La Figure 2 illustre le mode de fonctionnement des systemes de filtration tangentielle (cross-flow) et frontale (dead-end).

F" — ry ^ C V Filter f Cake * Filtrate™ Cross-flow configuration Feed Flow Concentrate Stream Membrane e P • E I K r a t A » Filtrate Dead-end configuration -Membrane

Figure 2. Illustration du mode de fonctionnement des procedes de filtration tangentielle (cross-flow) et frontale (dead-end)

Efficacite du traitement

La micro et 1'ultrafiltration sont tres efficaces pour l'enlevement des kystes de protozoaires comme Giardia lambia et Cryptosporidium parvum (USEPA, 2001). Ces deux types de filtration sont egalement utilises pour l'enlevement de la plupart des bacteries, ces microorganismes etant majoritairement de taille plus importante que les pores des membranes (Van der Bruggen et Vandecasteele, 2003). La microfiltration et l'ultrafiltration permettent egalement l'enlevement d'une portion des virus et bacteriophages. Les resultats obtenus sont par contre tres variables permettant l'enlevement de 0.5 a plus de 7.9 log dependamment des membranes utilisees (USEPA, 2001). L'ultrafiltration est toutefois plus efficace que la microfiltration dans le cas de l'enlevement des virus (Otaki et al, 1998; USEPA, 2001; Gomez et al, 2006). Pour assurer un meilleur enlevement des virus et des bacteriophages, 1'utilisation de la nanofiltration ou de 1'osmose inverse peut etre necessaire (Van der Bruggen et Vandecasteele, 2003).

Facteurs d'influence

La vitesse de colmatage d'une membrane de filtration peut etre affectee par differentes caracteristiques de l'eau. La turbidite et la transmittance UV sont des indicateurs permettant de prevoir des contraintes de filtration (Wang et al, 2006; Gomez et al, 2007). Selon Sethi et Juby (2002), une membrane de microfiltration de polypropylene arborant une taille des pores de 0.2 urn permet l'enlevement de pres de 92% de la turbidite d'une eau brute contenant 63.5 UTN. II est egalement possible d'observer une reduction de la concentration des matieres en suspension de 97% a partir de ce meme type d'eau contenant initialement une concentration de 38.6 mg l"1. Par contre, plus la concentration de matieres presentes dans l'eau est grande, plus

le colmatage de la membrane se produit rapidement, augmentant ainsi la necessite d'effectuer le lavage des membranes. Le colmatage est cause par 1'accumulation des matieres en

suspension et dissoutes a la surface et a l'interieur des pores de la membrane, causant ainsi la reduction du flux d'eau traitee et 1'augmentation de la pression dans le systeme (Gomez et al, 2006). Le lavage des membranes de filtration peut etre realise grace a Putilisation de produits acides, basiques, surfactants et agents chelateurs. Les lavages acides permettent d'enlever les ions inorganiques (ex: sels et mineraux) accolees a la membrane tandis que les lavages basiques eliminent le colmatage organique (ex : croissance bacterienne). La microfiltration et l'ultrafiltration membranaire ne semblent pas efficace pour l'enlevement des materiaux dissous, de la couleur, du gout et de l'odeur de l'eau (USEPA, 2001). Cependant, l'osmose inverse ainsi que la nanofiltration peuvent eliminer une portion de ces composes (Van der Bruggen et Vandecasteele, 2003).

Avantages et inconvenients

Contrairement aux systemes de desinfection precedents qui permettent l'inactivation des microorganismes, la filtration membranaire est un systeme de desinfection qui peut garantir 1'enlevement complet de ces derniers (Lazarova et al, 1999). Ceci empeche done la reprise de croissance bacterienne suite au traitement. De plus, ce dernier ne produit aucun sous-produit de desinfection. La filtration membranaire importe cependant la necessite de realiser de frequents lavages de la membrane de filtration pour conserver le traitement du flux d'eau desire.

Coagulation/Floculation (pretraitement)

Nous pouvons remarquer que les systemes prealablement mentionnes arborent la capacite de desinfecter l'eau, mais que leur efficacite depend de differents parametres de l'eau comme la turbidite, la concentration en matieres en suspension et la transmittance UV. Ces parametres

sont susceptibles a de frequentes fluctuations lorsque les sources d'eau de surface sont utilisees pour approvisionner une propriete (MDDEP, 2006). Pour contrer ce probleme, il est possible d'utiliser un pretraitement de coagulation/floculation.

Principe de fonctionnement

L'eau de surface peut contenir plusieurs particules fines de nature minerale ou organique qui arborent habituellement une charge superficielle negative (Desjardins, 1999; Duan et Gregory, 2003). Ces charges de surface provoquent la repulsion des particules entre elles (repulsion electrostatique), ce qui previent leur agglomeration lorsqu'elles sont plus puissantes que les forces d'attraction de van der Vaals (Adachi, 1995; Desjardins, 1999). Dans ce cas, les particules sont electrostatiquement stables et necessitent l'utilisation de la coagulation/floculation pour etre destabilisees. La coagulation/floculation d'une eau se produit en deux etapes. Le processus de coagulation consiste a la destabilisation des charges presentes a la surface des matieres en suspension dans l'eau par l'ajout de produit coagulant (Duan et Gregory, 2003; Ye et ai, 2007). Ce produit coagulant est, dans la majorite des cas, constitue d'ions metalliques comme l'aluminium qui contient une charge nette positive (Guida

et ah, 1991). Plus le produit coagulant a la possibility de former un precipite charge

positivement, plus grande est sa capacite d'entrainement des matieres chargees negativement (Duan et Gregory, 2003; Zouboulis et Traskas, 2005). Les particules chargees negativement sont alors destabilisees et s'agglomerent avec les ions positifs, ce qui constitue le processus de floculation (Duan et Gregory, 2003; Singer et al, 2003; Zouboulis et Traskas, 2005). L'attraction successive des particules negatives par les ions positifs provoque l'augmentation de la masse des flocons permettant ainsi leur decantation. Le brassage de l'eau a vitesse predeterminee augmente ici la probabilite de contact entre les ions positifs et les particules negatives (Desjardins, 1999). L'accumulation des flocons au fond du decanteur produira une quantite de boue variable dependamment des conditions de traitement. Le surnageant produit

par le traitement est ensuite recupere pour subir un traitement de disinfection. La Figure 3 demontre bien le processus de coagulation/floculation.

o o

-O "

Particules d'argile dans I'eau

• • f Apres ajout et melange d'un sel d'aluminium traditionnel

oro

Formation de plaques electrostatiques par

I'adsorption des ions negatifs

! t

qipLQ'0

•.O-Q -0TO

Apres ajout et melange d'un coagulant pre hydrolyse

t Molecules d'aluminium non-hydrolysees

Formation de plaques electrostatiques par I'adsorption des ions negatifs

Formation des flocons par neutralisation des charges de surface

Formation des flocons par adsorption des plaques electrostatiques Molecules d'aluminium

pre hydrolysees

Figure 3. Principe de fonctionnement du processus de coagulation/floculation d'une eau concentree en matiere minerale par des produits coagulants traditionnels (voie du haut) et des produits coagulants pre hydrolyses (voie du bas)

Produits coagulants

Sur le marche, on retrouve a ce jour, differents produits coagulants. Les principaux coagulants inorganiques utilises sont le sulfate d'aluminium (alun), le chlorure ferrique et le polychlorure d'aluminium (PAC1) (Braul et Leader, 2001). Etant un produit coagulant pre hydrolyse, le PAC1 possede l'avantage d'etre actif dans une plus grande echelle de pH (une unite de pH de plus et de moins que les produits non hydrolyses) et a de plus faibles temperatures (<10°C) que la plupart des autres produits (Desjardins, 1999; Duan et Gregory, 2003; Pernitsky, 2003; Zouboulis et Traskas, 2005). Les coagulants pre hydrolyses forment de plus petits flocons que l'alun permettant une ainsi une meilleure compaction de la boue au fond d'un decanteur (Duan et Gregory, 2003; Zouboulis etJTraskas, 2005; Shi et al, 2007). Le PAC1 laisse egalement moins d'ions Al3+ residuels dans l'eau traitee que l'alun (Zouboulis et Traskas, 2005). Les

produits coagulants pre hydrolyses provoquent habituellement la formation de molecules hydroxyles polymeriques complexes comme Ali304(OH)24(HaO)i27+, habituellement retrouves

sous l'abreviation AI13 (Pernitsky, 2003). A titre de comparaison, des produits qui ne sont pas pre hydrolyses comme l'alun provoquent majoritairement la formation de complexe Al(OH)2+ ou de l'ion Al3+ (Shi et al, 2007; Ye et al, 2007). Les complexes formes par les

produits pre hydrolyses arborent done une charge positive plus elevee permettant la destabilisation d'une plus grande concentration de matieres en suspension dans l'eau. Le polychlorure d'aluminium est aussi le moins sensible aux variations de la qualite de l'eau, le plus efficace pour les eaux tres turbides et l'aluminium est un compose plus stable que le fer dans l'eau. Les ions hydroxyles formes se dissolvent done moins, entrainant de plus faibles risques pour la sante humaine (Braul et Leader, 2001; Pernitsky, 2003). Ce produit consomme moins d'alcalinite diminuant ainsi les variations de pH encourus par son ajout dans l'eau. Certains produits coagulants organiques peuvent aussi etre utilises pour effectuer la coagulation/floculation (Ndabigengesere et Subba Narasiah, 1998). Selon Ndabigengesere et Subba Narasiah (1998) ces produits sont cependant moins efficaces que les produits inorganiques. L'efficacite des differents produits coagulant peut etre caracterisee par la

basicite. La basicity exprime la capacite de neutralisation d'un produit coagulant (r) par le ratio suivant: Formule B : r=[(OH)]/[Al] Basicite = (r/3)x 100% Source: (Pernitsky, 2003)

Plus le produit coagulant arbore une basicite eleve, plus grande sera l'efficacite du produit a enlever les matieres en suspension (Zouboulis et Traskas, 2005). Les produits a basicite elevee sont plus stables resultant en une consommation moins marquee de 1'alcalinite, parametre influencant l'efficacite du precede de coagulation/floculation (Pernitsky, 2003). L'ajout d'un produit coagulant a faible basicite dans l'eau provoque la consommation rapide de 1'alcalinite permettant la variation du pH de l'eau. Le pH de l'eau influence a son tour la charge de surface des particules en suspension dans l'eau ainsi que la capacite du produit coagulant lui-meme a etre hydrolyse en ions positifs et ions hydroxydes.

En plus de la basicite, la dose de produit coagulant ajoutee a l'eau est un parametre tres important. Grace a l'utilisation d'appareils de simulation, il est possible de determiner le dosage optimal de produit coagulant a ajouter a l'eau pour reduire la turbidite ainsi que la concentration des matieres en suspension jusqu'aux niveaux desires. II est important de minimiser le dosage de produit coagulant utilise pour reduire les couts d'operation de ce type de systeme. De plus, il faut eviter les surdoses de produit coagulant, ceci empechant la decantation des matieres en suspension et de la turbidite. Ce phenomene est provoque par 1'adsorption supplemental des cations metalliques en surdose par les charges negatives

contenues sur les matieres en suspension (Duan et Gregory, 2003). Les complexes retrouvent alors l'etat de stabilite electrostatique de depart et ne decantent pas au fond du recipient (Desjardins, 1999; Duan et Gregory, 2003; Zouboulis et Traskas, 2005)

Efficacite du pretraitement

Lorsqu'il est employe a un pH approprie, un produit coagulant a base d'aluminium ou de fer permet l'enlevement d'une portion des bacteries en suspension dans l'eau (Rubin et Hanna, 1968; Duan et Gregory, 2003). Tout comme pour les matieres minerales et organiques en suspension dans l'eau, les cellules bacteriennes arborent une charge negative qui leur est conferee par leur paroi cellulaire (radicaux R-COO" ou R-NH2) (Dickson et Koohmaraie, 1989; Pernitsky, 2003). L'addition de produit coagulant, comme le polychlorure d'aluminium (PAC1), produit une legere acidification du milieu dans lequel se trouve la bacterie provoquant le remplacement des protons « H+ » a la surface de celles-ci par les ions aluminium sous

plusieurs types de radicaux libres (Ex : Al ) (Guida et al, 1991). L'efflcacite du traitement pour l'enlevement des microorganismes fut demontree a quelques reprises par differents chercheurs. Dickson et Koohmaraie (1989) confirme le potentiel d'enlevement des bacteries

E. coli par le nitrate d'aluminium tandis que Finch et Smith (1986) n'ont retrouve aucun

coliforme fecal dans une eau contenant initialement 30 UFC/ml suite a l'utilisation de l'alun. Des essais realises avec l'alun dans un etang ont aussi permis l'atteinte d'une diminution de 99.9% des coliformes fecaux de l'eau apres 27 heures de decantation a une temperature de

8-10°C (Finch et Smith, 1986). Selon Matsui et al. (2003), l'utilisation du polychlorure d'aluminium (PAC1) a une dose de 1 mgAl/L permet l'enlevement de 97% des virus de type MS2 de l'eau apres 60 minutes de decantation. De plus, Bayat et al. (2004) confirme que l'utilisation de produits coagulants a base d'aluminium donne de meilleurs resultats d'enlevement des bacteries que ceux fabriques a base de fer pour une dose equivalente. Cependant, l'utilisation d'un systeme de disinfection suite a la realisation de ce pretraitement