La teneur en nitrates de la nappe de la craie de la région Nord - Pas de Calais a atteint dans certains secteurs des valeurs excessives incompatibles avec l'usage qui en est fait. En vue d'y remédier, les industriels procèdent, parallèlement à la diminution des rejets toxiques, à la restauration de la qualité de l'eau. Cette action passe par une étude approfondie du contexte environnemental et par la validation de la faisabilité technique du système de dépollution choisi. Un cas concret a été étudié en laboratoire. Faisant suite à ces étapes, un pilote de dépollution a été installé sur un site industriel pour traiter une partie du panache de pollution nitrique et un protocole de fonctionnement d'un an a été mis en place. Les bonnes performances de dénitrification obtenues et la simplicité de fonctionnement font espérer le passage à une échelle plus importante dans un avenir proche.
La teneur en nitrates de la nappe de la craie de la région Nord-Pas de Calais a atteint dans certains secteurs des valeurs excessives incompatibles avec l’usage qui en est fait. En vue d’y remédier, les industriels procèdent, parallèlement à la diminution des rejets toxiques, à la restauration de la qualité de l’eau. Cette action passe par une étude approfondie du contexte environnemental et par la validation de la faisabilité technique du système de dépollution choisi. Un cas concret a été étudié en laboratoire. Faisant suite à ces étapes, un pilote de dépollution a été installé sur un site industriel pour traiter une partie du panache de pollution nitrique et un protocole de fonctionnement d’un an a été mis en place. Les bonnes performances de dénitrification obtenues et la simplicité de fonctionnement font espérer le passage à une échelle plus importante dans un avenir proche.
En France, parmi les nombreuses nuisances pouvant affecter l’équilibre environnemental, la pollution de l'eau apparaît certainement comme un des problèmes les plus sensibles, avec en particulier la protection des nappes phréatiques en tant que ressource première pour la fourniture d'eau potable. De par son riche passé minier et industriel, la Région Nord-Pas de Calais est bien évidemment impliquée dans une prise de conscience d'un environnement qui fut malmené peu ou prou lors des décennies antérieures. Elle est donc, à ce titre, directement concernée par la permanente confrontation entre la nécessité de produire
des solutions de traitement les plus adaptées au cas et la mise en place du procédé retenu (Lecomte, 1995). Le site étudié est situé à l'aval d'une plate-forme chimique dans un contexte minier où le sous-sol présente une pollution diffuse en nitrates. Pendant plus de 40 ans, les eaux usées d'une plate-forme chimique se sont infiltrées dans la nappe sous-jacente via des bassins de décantation. Cette formation crayeuse constitue le principal réservoir d’eau souterraine de la Région Nord-Pas de Calais. La masse injectée chaque année a été estimée à 1400 tonnes, entraînant une pollution de la nappe sur plusieurs kilomètres en aval du site. Les bassins ayant été étanchés en 1989, la source primaire de pollution nitrique a ainsi été éliminée. Toutefois, des relargages de substances nitriques stockées sous les bassins dans la zone de battement de la nappe se produisent lors des remontées de la nappe. Cet effet devrait s’estomper progressivement du fait de l’épuisement du stock existant dans le sous-sol.
et de redistribuer des richesses économiques en consommant les ressources naturelles, et celle de protéger l'environnement. Si en matière de protection de l’environnement, la mise en place de réglementations adaptées suit de près la prise de conscience de l’opinion publique, des industriels et des autorités, il n’en reste pas moins que les développements technologiques doivent permettre d’atteindre les objectifs qu'on se donne en matière de gestion et/ou de restauration de l'environnement. Cependant, les types de pollution sont nombreux et les cas concrets bien souvent complexes à traiter et peu reproductibles d'un site à un autre.
Évaluation de la contamination
L’évaluation de la contamination d’un site pollué est le résultat d'une démarche qui commence par la collecte et l’exploitation de l’information existante, se poursuit par des investigations sur place, une analyse des risques encourus, et se termine par l'étude des solutions de traitement les plus adaptées au cas et la mise en place du procédé retenu (Lecomte, 1995).
Choix de l’installation de dépollution
La première partie de l’étude s'est attachée à la reconnaissance environnementale du site, au traitement des informations existantes et, lorsque cela s'est avéré nécessaire, à l’acquisition de données complémentaires. En effet, la phase préliminaire à une réhabilitation éventuelle de la qualité environnementale consiste à définir le plus précisément possible l’état de pollution de la nappe de la craie, l’objectif du traitement des eaux de cet aquifère étant à terme de la rendre à nouveau compatible avec les utilisations actuelles connues (alimentation en eau potable, irrigation, pisciculture). L’analyse des vitesses de déplacement de la nappe et des caractéristiques physico-chimiques de cet aquifère a mis en évidence une faible dispersion latérale (estimée à 200 mètres) de la pollution. Par contre, la dispersion longitudinale atteint plusieurs kilomètres dans le sens de l’écoulement de la nappe. Dans ce panache de pollution, où les concentrations en nitrates varient de 100 à plus de 1500 mg NO₃/l, les analyses microbiologiques mettent en évidence une faible population de micro-organismes dénitrifiants (10³ Unités Formant Colonies/ml d'eau prélevée) qui ne peut réduire sensiblement les teneurs en nitrates, à moyen terme, dans les conditions physico-chimiques naturelles, d’autant plus que la teneur en carbone organique total est quasiment nulle. Dans le cas présent, le principal facteur limitant de la croissance microbienne est l’absence de substrat carboné utilisable par les micro-organismes hétérotrophes. La stimulation des phénomènes de dénitrification biologique nécessite donc l’apport d’un substrat carboné. Par ailleurs, la mise en œuvre d'un piège hydraulique efficace suppose, dans cette zone d’étude, de mettre en place de nombreux ouvrages de captage et une installation industrielle de traitement des eaux pompées avant rejet dans les eaux superficielles.
Nous nous sommes principalement intéressés aux procédés biologiques d’épuration, mais il est clair que d’autres solutions utilisant les procédés de traitement physico-chimiques peuvent être envisagées (résines échangeuses d'ions par exemple). Les procédés physico-chimiques sont cependant apparus moins adaptés au problème posé que les solutions par voie biologique, notamment en raison de la maintenance lourde qu’ils nécessitent et des coûts importants qu’ils génèrent. Par ailleurs et pour les raisons invoquées ci-dessus, le choix s'est porté sur un traitement in situ de la pollution. Une des spécificités de ce travail a consisté à envisager une approche de dénitrification par voie biologique in situ.
extrapolés lors d’une mise en œuvre sur site. Dans le procédé de dépollution in situ choisi, la porosité de la craie, roche-mère du site, va jouer un rôle important, car plus elle sera élevée, plus la masse de bactéries fixées par unité de volume sera importante et, par conséquent, plus la charge volumique traitée pourra être élevée. Dans la zone d’étude, la porosité de la craie est importante (15 %) et le caractère pulvérulent de ce matériau engendre un risque de colmatage du support par la biomasse et le gaz produits au cours de la dénitrification. Si des lavages périodiques des supports sont possibles en réacteurs ex situ, le colmatage reste le premier paramètre susceptible de provoquer une baisse de l’efficacité de l’installation in situ, voire son arrêt complet.
Étude de la faisabilité technique
Le problème le plus important souligné lors de l’étude a trait aux très fortes concentrations en nitrates (dépassant en certains points 1500 mg NO₃⁻/l), dix fois supérieures aux concentrations (50 – 150 mg NO₃⁻/l) rencontrées lors des expériences de traitement in situ déjà réalisées (Collin et al., 1984 ; Boussaid et al., 1985 ; Braester et Martinell, 1988 ; Mercado et al., 1988). Dans le cas présent, le choix du procédé de dénitrification doit répondre à plusieurs exigences (Collectif, 1990) :
- - élimination des nitrates sans accumulation de nitrites, d’ammoniaque, ou d'autres substances rapportées pour les besoins du traitement,
- - augmentation faible de la biomasse microbienne au cours du déroulement de la dénitrification pour éviter le colmatage des ouvrages,
- - stabilisation du procédé et des rendements pendant de longues périodes de fonctionnement.
Afin de mieux connaître et comprendre les paramètres qui gouvernent la dénitrification de fortes teneurs en nitrates, des essais de dénitrification en réacteurs de laboratoire, dans les conditions hydrauliques et physico-chimiques mimant celles de la nappe de la craie, ont été réalisés. Pour des concentrations en nitrates très importantes (supérieures à 1000 mg/l), la maîtrise des apports nutritifs est impérative afin d’éviter tout dysfonctionnement métabolique qui provoquerait l'accumulation massive de nitrites dans le milieu. Le choix de la source de carbone devait être compatible avec l’usage futur de l’eau. L’éthanol, source de carbone non fermentescible, est apparue adaptée car plus sélective qu’un substrat fermentescible (glucose, etc.).
En vue d'une optimisation des conditions de mise en œuvre du traitement, une étude en réacteurs à biofilms fixés a été entreprise. Après une période de démarrage, la dénitrification se met en place rapidement lorsque le carbone organique est apporté en concentration en accord avec les équations stœchiométriques de la dénitrification (encadré ci-contre). Les charges volumiques en nitrates éliminées se sont stabilisées à 2,5 kg NO₃⁻/m³ jour (soit 80 à 95 % d'élimination) après 50 jours de fonctionnement des réacteurs. Cependant, un déséquilibre apparaît, entraînant un relargage de nitrites dans les effluents. En effet, c’est au-dessous d'une concentration-seuil en nitrates (fixée à 600 mg NO₃⁻/l par Martin, 1979) que la dénitritation est plus rapide que la dénitration. Dans nos conditions de travail, les micro-organismes sont soumis à des concentrations en nitrates telles que tout déséquilibre nutritif entraîne un dysfonctionnement métabolique, caractérisé par l'apparition de nitrites. De plus, la carence en
métaux couplés aux enzymes catalysant la dénitrification (fer, cuivre, cobalt, molybdène) diminue les rendements d’élimination des nitrates (40 %), des nitrites (75 %) et de l’ammoniaque (20 %) lorsque les charges volumiques azotées sont élevées (Chevron, 1997). L’addition de ces métaux, à partir du 50ᵉ jour, à l'état de traces (en teneurs inférieures aux concentrations maximales admissibles pour les eaux destinées à la consommation humaine - décret du 3 janvier 1989 modifié), a permis de compenser ces carences. Comme la nappe phréatique de la craie constitue le principal réservoir d’eau destinée à la consommation humaine régionale, il était impératif d’obtenir des concentrations résiduelles en nitrates, nitrites et autres substances rapportées après traitement, inférieures à celles recommandées par la législation pour les eaux souterraines “potabilisables”.
Passage au pilote in situ
L'efficacité des procédés biologiques dépend de trois paramètres principaux :
- - d'une part, les constantes cinétiques spécifiques des micro-organismes qui sont soumises aux paramètres environnementaux et vont conditionner la charge massique. Dans le cas présent, les absences de substrat carboné et de phosphore devront être compensées par des apports équilibrés,
- - en second lieu, la concentration en biomasse qui va conditionner la charge volumique traitée. Lors des analyses sur le site, le milieu est apparu pauvre en micro-organismes et donc à faible capacité d’auto-épuration,
- - enfin, l'absence de colmatage du dispositif d'injection des nutriments, celui-ci étant le plus souvent lié à un développement important de la flore bactérienne sur et autour des piézomètres d’injection.
Après avoir mis en évidence la faisabilité technique en laboratoire d’un tel système de dépollution biologique, une modélisation hydrodispersive a été intégrée dans la phase de conception du dispositif de dépollution à l’échelle pilote. Son objet était l’évaluation du comportement du substrat carboné injecté dans la nappe. Nos recherches s’étaient orientées vers des processus d’injection des nutriments par courtes périodes (“pulse system”) suivies d’une purge par un gaz inerte afin d’éviter le phénomène de colmatage des cannes d’injection. Nous avons ainsi pu constater que cette purge permettait d'accroître le diamètre de la sphère d’influence autour de chaque buse d’injection de plus de 2 m. Afin de déterminer la fréquence des injections, nous avons simulé l’évolution de la concentration en éthanol au cours du temps. 24 heures après l’injection, la concentration résiduelle devient négligeable sauf dans la maille d’injection où le facteur de retard simule une libération tardive de l’éthanol. Ce comportement est à rapprocher du piégeage provisoire des molécules dans la fraction de pores peu ouverts dans la matrice rocheuse. Ce résultat a été utilisé pour définir le régime d’injection à adopter pour atteindre le régime d’influence recherché. La distribution du nuage d’éthanol a permis de juger de l’agencement des piézomètres de surveillance autour du dispositif.
Le pilote est implanté au fond d’une fosse équipée d'une rampe d’accès dont la géométrie est présentée en détail sur les figures 3 et 4. Cette configuration est rendue nécessaire par le niveau piézométrique de la nappe de la craie dans la zone (à plus de 6 m de la surface du sol en septembre 1995). Après terrassement des terrains, le fond de la fosse constitue un rectangle de 10 x 30 m de côté. La profondeur de cette plate-forme est de 5 m.
En tenant compte des études précédentes, la position du pilote a été déterminée de façon à permettre une interférence optimale avec les conditions hydrogéologiques du site. Le grand axe de la plate-forme est placé perpendiculairement au sens d’écoulement de la nappe. Le pilote traite la nappe sur 27 m de large et sa conception est prévue de telle façon que son dimensionnement puisse être adapté à terme au traitement des 200 m de dispersion latérale du panache de pollution nitrique. Au fond de la fosse, une tranchée (5 x 10 m) destinée à recevoir une partie du pilote a été excavée puis rebouchée pour augmenter la fracturation de la craie dans cette zone et ainsi favoriser l'adsorption des micro-organismes et la répartition du substrat. Par ailleurs, cette zone constitue un terrain d’étude intermédiaire entre les réacteurs de laboratoire et le pilote in situ dans la roche-mère laissée en l'état.
Le pilote est constitué d'un réseau de neuf systèmes d’injection souterrains constitué chacun de trois cannes situées à des profondeurs différentes et permettant la distribution d'un volume constant du mélange nutritif par canne et par jour. Suite aux conclusions de la simulation hydrodispersive, la distance entre deux systèmes d’injection est fixée à 3 m. L'injection est faite par l'intermédiaire d’un compresseur et d’une
Le volume injecté par canne est fixé au préalable. L’injection de ces faibles volumes est très rapide. Un gaz propulseur (N₂) est ensuite injecté dans la canne pour augmenter la sphère d’influence autour de la buse et limiter le risque de colmatage dans la canne par prolifération microbienne. Afin de favoriser au maximum l’ambiance anaérobie, l'utilisation d'un “ringage” à l'air a été proscrite.
Premiers résultats
Le suivi des teneurs en nitrates dans la zone où la craie a été remaniée (figure 5) montre très nettement un temps de réaction court au démarrage du processus. La capacité dénitrifiante du pilote dans cette zone atteint 40 % en 45 jours, ce qui semble valider les résultats obtenus en laboratoire. Au cours de la première période (150 premiers jours), la quantité de nitrites accumulés est très élevée (jusqu’à 40 mg/l) avec deux pics de concentration. Le premier fait suite à un arrêt des injections d’une semaine (lié à des problèmes techniques) et donc à une carence en nutriments, et le second correspond à la reprise intensive des apports nutritifs avec deux injections par jour. Pendant la période allant de 150 à 250 jours, le pilote a été stoppé. Ensuite, à la reprise, la dénitrification se remet rapidement en place avec, à nouveau, une croissance des nitrites et une constance du niveau de teneurs (entre 40 et 20 mg/l) assez longue, puisque le niveau redevient proche de 0 à partir de 400 jours. À ce jour, le pilote est encore opérationnel.
Conclusions
Les technologies de dépollution par voie biologique sont à l'heure actuelle en pleine expansion, notamment lors du traitement in situ de la nappe phréatique car elles font appel aux micro-organismes indigènes, a priori adaptés aux concentrations en polluants rencontrées, les nitrates dans le cas présent. Le paramètre limitant du déroulement “spontané” de la dénitrification est souvent la carence en substrat carboné. L’approche globale des caractéristiques du site contaminé a permis dans un bref délai la mise en place d’une installation de dépollution adaptée. L’étude préalable en réacteur de laboratoire a permis de déterminer avec précision la nature des apports nutritifs à apporter à la communauté microbienne. L’ensemble des résultats obtenus au cours du suivi montre que la technologie envisagée, reposant sur l'utilisation de la craie comme support de fixation des micro-organismes dénitrifiants, répond aux critères d'un procédé de dénitrification applicable au contexte environnemental rencontré dans le Nord de la France. Les résultats obtenus lors du fonctionnement du pilote in situ tendent à confirmer cette hypothèse. Les essais en pilote industriel doivent se poursuivre pendant encore six mois. Au terme de ces essais, l'élargissement du pilote in situ à l'ensemble du panache de pollution nitrique pourra être envisagé.
Remerciements
L’ensemble des travaux a été réalisé grâce au concours financier de la région Nord-Pas-de-Calais, des Ministères de l’Environnement et de l'Industrie, de l'Agence de l’Eau Artois-Picardie, et de l'industriel du site. Les auteurs leur expriment toute leur gratitude.
Références bibliographiques
- Boussaid, A., Landreau, A., Martin, G. et Talbo, H. 1985. Procédé de dénitrification des eaux souterraines. Expérimentation de Messac. Note B.R.G.M. – ISSN 543861 : 141-143, non publié.
- Braester, C., and Martinell, R. 1988. The Viredox and Nitredox methods of in situ treatment of groundwater. Wat. Sci. Technol. 20 : 149-163.
- Chevron, F. 1997. Dénitrification biologique d'une nappe phréatique polluée par des composés azotés d'origine industrielle. Expérimentations en laboratoire sur les cinétiques, le métabolisme et les apports de nutriments. Documents du BRGM 258, BRGM (éd.), Orléans, 216 p.
- Collin, J-J., Landreau, A., Martin, J., et Talbo, H. 1984. Dénitrification provoquée des eaux souterraines. Site expérimental de Messac. Princ. Res. Sci. Tech. BRGM : 195-197, non publié.
- Lecomte, P. 1995. Les sites pollués – Traitement des sols et des eaux souterraines. Lavoisier (éd.), Paris, 198 p.
- Martin, G. 1979. Le problème de l’azote dans les eaux. Technique et Documentation (éd.), Paris, 279 p.
- Mercado, A., Libhaber, M., and Soares, M.I.M. 1988. In situ biological groundwater denitrification : concepts and preliminary tests. Wat. Sci. Technol. 20 : 197-203.
- Collectif. 1990. Le traitement des eaux et de déchets par des procédés biotechnologiques. Innovation 128, Centre de prospective et d'études, Ministère de la Recherche et de la Technologie, Paris, 273 p.
