Techniques de restauration de la qualité des eaux des lacs et retenues

SAFEGE

2ᵉ partie : Présentation des techniques de restaurationde la qualité des plans eutrophes et/ou désoxygénés

La première partie de cette communication a traité des principaux mécanismes de dégradation de la qualité des eaux de lacs et retenues, et des nuisances consécutives à celle-ci. Le caractère pérenne de certaines causes de ces mécanismes (stockage des nutriments phosphorés dans les sédiments notamment) diffère dans le temps les améliorations escomptées par suite des traitements éventuellement mis en œuvre sur les bassins versants : collecte et traitement des eaux usées, adaptation des fertilisations agricoles.

L'urgence de la réhabilitation de la qualité des eaux de nombreux lacs et retenues amène à considérer la faisabilité de traitements curatifs réalisables au sein des plans d'eau. Les principales techniques actuellement disponibles à cet effet sont présentées et discutées ci-après, en termes de mise en œuvre, d’exploitation et d’efficacité.

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Pour des raisons de simplicité, on qualifiera de préventives les techniques s'appliquant à l'amont des plans d'eau et de curatives celles s'appliquant au sein de la masse d'eau. Les techniques curatives présentées ci-après répondent à deux ordres de critères :

* techniques dont des applications ont été réalisées et ont fait l'objet de suivis ayant donné lieu à publication dans la littérature spécialisée ;

* procédés dont la mise en œuvre paraît représenter une charge économique (investissement, exploitation) compatible avec la valeur « sociale » du plan d'eau.

Ceci nous a amené à ne pas développer les modes de traitement suivants :

* curage des sédiments, dont le coût est dans le contexte actuel généralement prohibitif au regard des usages des plans d'eau, à l'exception de surfaces très modestes ;

* traitement par apports aux sédiments de craie et d’amendements calciques, auxquels peuvent être adjointes des souches bactériennes spécialisées : malgré les vertus connues des traitements calciques, notamment sur la structure des sédiments, il n'est pas, à notre connaissance, fait état dans la littérature de l'impact spécifique de ce type d'interventions sur la qualité de l'eau, ce qui est également le cas des traitements bactériens.

Les traitements chimiques par épandages périodiques de microdoses de sulfate de cuivre sont utilisés sur de nombreux réservoirs d’AEP. Pratiquée de manière préventive, cette technique permet de réduire les doses au strict minimum, à savoir de l'ordre de 50 µg/l en résiduel de cuivre. Outre son efficacité variable, meilleure pour les cyanophycées que pour les chlorophycées, l'inhibition chimique ne sera pas abordée ici : elle constitue en effet une solution à moyen terme seulement destinée à pallier des situations transitoires, par suite de l'inévitable accumulation du cuivre dans les sédiments.

Les traitements évoqués ci-dessous sont les suivants :

* traitements d’aération ou d’oxygénation d’hypolimnion ;

* traitement d'aération diffuse ou déstratification ;

* fixation du phosphore dans la partie amont des plans d'eau ;

* traitement d’oxydation de la matière organique des sédiments.

Ces techniques s'adressent alternativement aux apports amont, à la colonne d'eau et aux sédiments ; une combinaison de celles-ci sera fréquemment nécessaire pour résoudre de manière satisfaisante le problème posé. Il n’existe de ce fait pas de solution unique : chaque cas doit être traité distinctement à l’issue d’un diagnostic complet.

L’aération et l’oxygénation d’hypolimnion

Lorsqu’il existe à l'état naturel une stratification thermique nette dans le plan d'eau, il n’apparaît pas souhaitable de procéder à un traitement d’homogénéisation de la colonne d'eau. En effet, le brassage vertical de la colonne d'eau entraîne le réchauffement des eaux profondes, préjudiciable à la production d’eau potable et à l'équilibre piscicole du plan d'eau. Le maintien de conditions aérobies dans les eaux profondes peut être obtenu soit par injection d’oxygène pur, soit d'air comprimé.

L'utilisation de l’oxygène pur

L'oxygénation à l'oxygène pur permet de maintenir en aérobiose les eaux de l’hypolimnion. Cette technique a été mise en œuvre avec succès dans le cas de la retenue de la Méaugon qui alimente l'unité de potabilisation de la ville de Saint-Brieuc (Côtes-d’Armor) [1]. Cette solution présente néanmoins l’inconvénient de son coût d'exploitation élevé, lié à l'utilisation de l'oxygène pur.

L’utilisation d’air comprimé

L’aération d’hypolimnion par injection d’air comprimé est présentée, quant à son principe, en figure 1. Elle ne requiert pour son fonctionnement que l’alimentation électrique d’un compresseur. L’eau de fond aspirée par airlift est oxygénée sous pression par contact avec les microbulles diffusant dans l’aérateur ; après réoxygénation dans celui-ci, elle est ensuite réinjectée horizontalement par des tuyères à la base de l’aérateur. Le rendement énergétique moyen de l’aération d’hypolimnion, en fonction de la profondeur, de la température de l’eau et de son niveau de saturation, dépasse 1 kg d’oxygène transféré par kWh fourni, soit, rapporté à l’oxygène de l’air injecté, un rendement de transfert de l’ordre de 35 %.

La possibilité de réalisation des équipements immergés (alimentations, aérateurs) en matériaux exclusivement synthétiques (évitant le risque de corrosion), l’absence de toute pièce mobile, constituent des avantages importants pour l’exploitation des installations. Le procédé Limno fait l’objet ce jour de 68 installations dans le monde, initialement réalisées en fibre de verre rigide et plus récemment en matériau souple.

Il ressort de l’observation des résultats :

• - la très forte augmentation des teneurs en oxygène dissous dans l’hypolimnion à l’issue de la mise en place du traitement ;
• - le maintien de la stratification thermique de la colonne d’eau.

Les suivis de ce type de traitement montrent la réduction importante des teneurs en phosphore dissous, ammonique, fer et manganèse [2].

La figure 3 présente les coûts du traitement de l’eau potable sur l’unité de Norwalk (Connecticut, USA) dont le réservoir d’eau brute, le City Lake, est traité par aération d’hypolimnion pendant la majeure partie de l’année (d’après [3]). L’économie induite par le traitement sur les consommations de réactifs de l’usine d’eau potable se chiffre dans ce cas à 15 %. Les coûts de traitement par aération d’hypolimnion rapportés au m³ d’eau traitée (cas d’un réservoir d’AEP) dépendent essentiellement du ratio volume de la zone traitée / production de l’unité de potabilisation.

Ce coût d’exploitation (énergie, maintenance) se situe en moyenne entre 0,01 et 0,03 F HT/m³ d’eau traitée.

La déstratification ou aération diffuse

Pour des plans d’eau dont la profondeur ne permet pas le développement d’une stratification thermique nette en période chaude, l’aération diffuse constitue une bonne solution pour lutter contre le développement de l’anoxie. L’air comprimé, fourni par un compresseur situé sur la rive, alimente des rampes en polyéthylène flottant immédiatement au-dessus du fond (schéma en figure 4). L’oxygénation de la colonne d’eau est obtenue :

• - par transfert à la colonne d’eau d’une partie de l’oxygène de l’air injecté ;

par réaération superficielle des eaux de fond mises en convection au droit de l'injection d'air.

Malgré le rendement énergétique direct légèrement moins élevé de ce procédé comparé à l'aération d’hypolimnion, les puissances installées restent tout à fait modestes. Un grand nombre d'installations de déstratification ont été réalisées sur des plans d'eau peu profonds de différents types en Europe et aux USA notamment ; en France, on citera les cas de la retenue du Puy Terrier sur le Cebron (Deux-Sèvres) [4] en date de 1986, et plus récemment, de la retenue de la Visance, alimentant la ville de Flers (Orne) en eau potable. Levet et Martin (réf. citée) citent les effets suivants du traitement mis en œuvre sur la retenue du Puy Terrier : élévation de la transparence de l’eau, disparition des odeurs désagréables à l'aval du barrage et forte amélioration de la qualité de l'eau soutirée à l'aval, forte élévation des teneurs en oxygène dissous en fond de retenue, réduction des teneurs en ammoniaque, fer et manganèse dans l'eau brute, réduction des teneurs en matières organiques et des doses de floculants nécessaires à l'usine de traitement. La figure montre l’évolution de la qualité des eaux de fond de la retenue de la Visance pour les années 1986, 1988 et 1989, le traitement de déstratification réalisé par SAFEGE (auquel est adjointe une déphosphatation sur la principale station d’épuration du bassin versant) ayant commencé au début de l'été 1988.

Le fonctionnement continu de la déstratification est une nécessité, sous peine de recyclage vers la surface des composés réducteurs. En matière algale, la déstratification permet de réduire la proportion des cyanophycées qui se développent préférentiellement à la base de l'épilimnion [2]. Cette évolution est bien marquée dans le cas de la retenue de la Visance, où l’on observe le passage d'une population à dominance de cyanophycées (Micocystis sp.) [5] à des chlorophycées. L’intérêt de cette évolution est la réduction importante des problèmes de traitement et de mauvais goûts spécifiquement liés aux cyanophycées.

Le coût de traitement par aération diffuse dans le cas de cette retenue s'est élevé à 0,075 F HT par m³ d’eau traitée (valeur 1989). Dans le même temps, les coûts de réactifs à l'usine de potabilisation étaient réduits de 30 % (rapportés au m³ d'eau traitée), les volumes filtrés entre deux cycles de lavage s'accroissaient de 37 % en moyenne et le traitement de la retenue au sulfate de cuivre a été supprimé.

Traitement biologique de queue de retenue

Les principes essentiels du traitement biologique de queue de retenue sont les suivants :

* accroissement estival du temps de séjour hydraulique ; * réchauffement et éclairement important de la masse d'eau en zone d’alimentation ; * élévation de la part du phosphore assimilable apportée par les tributaires.

Ces processus ont conduit à aménager, souvent sur des ouvrages existants, des dispositifs visant à améliorer ou créer les conditions de lagunage des eaux d’alimentation dans la partie amont de la retenue, avec les effets suivants :

* homogénéisation des temps de séjour hydraulique dans la zone de traitement, favorisant l’adsorption sur les sédiments des phosphates en excès dans les tributaires ; * assimilation biologique du phosphore soluble (d’où un abattement important dans le dispositif des teneurs en P-PO₄) et décantation d’une partie de la biomasse à l'amont du seuil, à une profondeur minimisant les risques d’apparition de l'anoxie.

Lorsqu’il n’existe pas de bassin correctement dimensionné dans la partie amont du plan d’eau à traiter, une solution intéressante consiste dans la mise en place d’une membrane synthétique souple immergée ; la circulation amont-aval est assurée par la lame d'eau supérieure, sans perte de charge au droit de celle-ci. L'avantage d'un tel dispositif est de s’adapter aux variations éventuelles de la cote du plan d'eau, le seuil pouvant, le cas échéant, être déplacé vers l'aval en cours de saison, voire remisé en période hivernale. La maintenance du dispositif est en tout état de cause extrêmement simple. L'installation du seuil peut être combinée à celle de supports synthétiques fixant le périphyton (microalgues fixées) à l'amont du seuil.

L'efficacité de tels traitements a notamment été examinée par Fiala et Vasata [6], Benndorf et Putz [7] et Vymazal [8] (ce dernier pour les supports à périphyton). Dans le cas du réservoir de Jesenice (Tchécoslovaquie), les premiers auteurs mettent en évidence entre l'amont et l'aval du dispositif une réduction de 90 % du phosphore soluble, de 65 à 70 % du phosphore total et de 30 à 40 % sur l'azote total.

Benndorf et Putz citent une élimination théorique maximale de 60 % de P-PO₄ en fonction du temps de séjour. Vymazal fait état d’abattements mesurés de 70 % sur P-PO₄ sur supports à périphyton.

L’oxydation in situ des sédiments de lacs et retenues par injection de nitrate de calcium

On a vu précédemment que le caractère réducteur des sédiments constituait une part importante des causes de dégradation de la qualité des eaux de plans d'eau, avec pour effets :

* la consommation de l’oxygène dissous de la colonne d'eau ; * le relargage des phosphates par suite de la réduction du fer à l’état ferreux.

Ces processus hypothèquent le rétablissement de la qualité des plans d'eau à l'issue de la réduction des charges externes de nutriments apportées à celui-ci. Devant le coût généralement prohibitif de l'extraction des sédiments, il peut être intéressant d'opérer l'oxydation sur place de la couche superficielle des sédiments, opération réalisable à l'aide de nitrate de calcium. La réaction globale est décrite par l'équation (2) suivante :

5 C₆H₁₂O₆ + 24 H⁺ + 24 NO₃⁻ → 12 N₂ + 42 H₂O + 30 CO₂ (2)

Le processus induit donc une forte dénitrification, avec la disparition quasi totale, à l'issue de quelques semaines, de l’apport de nitrate des sédiments et de la colonne d'eau [9]. Il est à noter que l’ajout de fer (FeCl₃) est souvent souhaitable afin d’assurer la bonne fixation ultérieure du phosphore à l’état de FePO₄. La mise en œuvre du traitement se fait par passage d'un dispositif d’injection dans la portion de plan d’eau déterminée à l'issue des études préliminaires. Le traitement s'effectue en deux phases immédiatement consécutives : mélange mécanique de la tranche superficielle de sédiment et injection de la solution de nitrate de calcium dans l'horizon 0 — 15 cm (procédé breveté Riplox). Les résultats tiennent notamment à la consommation d'oxygène dissous et aux teneurs en P-PO₄ dans la colonne d'eau. La figure 8 présente la demande en oxygène du sédiment avant et après traitement du lac Lillesjoen (Suède) [10], consommation qui reste stable dix ans après le traitement. Le même auteur [11] cite des concentrations de 0,06 mg/l en phosphore total dans l'eau au-dessus des sédiments, contre 1 à 2 mg/l avant traitement ; l'eau interstitielle est passée quant à elle de 4-6 mg/l à 0,4-0,6 mg/l en P-PO₄.

Synthèse

Plusieurs approches sont envisageables en vue de la restauration de la qualité des plans d'eau dégradés :

• • la réduction des apports de pollutions industrielles, domestiques et agricoles aux eaux de surface ; cette réduction, bénéficiaire aux usages AEP comme aux loisirs, doit et devra être recherchée à toutes les étapes du processus : émission, transport et traitement des pollutions ; elle ne sera cependant pas suffisante par suite des stocks de nutriments azotés et phosphorés, notamment, accumulés à long terme dans le sol et les sédiments ;
• • le renforcement des filières de traitement de potabilisation : celui-ci, parfois indispensable, consiste principalement, pour les eaux superficielles, dans les étapes de préoxydation, de dénitrification, de reminéralisation, d'asservissement du dosage de floculants, de filtration sur charbon actif ; en marge des coûts souvent élevés de leur mise en œuvre et de leur fonctionnement, les renforcements de filières existantes se heurtent à des limites dont de nombreux exemples français attestent : colmatage des filtres, résiduel de COD dans l'eau traitée induisant le cortège de nuisances évoqué plus haut ; au-delà de ce constat, il est clair qu’on ne peut traiter de manière économique et sanitaire acceptables une eau quelle que soit sa qualité initiale ;
• • la troisième voie d’amélioration de la qualité des eaux des lacs et réservoirs d'AEP et de loisirs consiste en la mise en place et à la gestion scientifique de solutions curatives adaptées, dont il a été présenté quelques exemples ci-dessus.

Les potentialités des techniques curatives de restauration de la qualité des plans d'eau sont principalement les suivantes :

• — le maintien d'une excellente qualité de l'hypolimnion et l’amélioration de celle de la tranche d’eau supérieure par suite du contrôle des matières réductrices ;
• — dans le cas de plans d’eau profonds subissant une forte désoxygénation en période chaude et présentant une forte charge interne, l’aération d'hypolimnion constitue la solution la mieux adaptée, envisageable selon deux variantes :
• * aération d’hypolimnion de l’ensemble de la retenue, si la nuisance à combattre est une eutrophisation liée aux apports de phosphore par les sédiments ;
• * aération d’hypolimnion de la seule partie aval de la retenue, si l'objectif de la réhabilitation est l'abaissement des teneurs en composés réducteurs (NH₄⁺, Fe²⁺, Mn²⁺, H₂S…) au droit d'une prise d’eau d'AEP ; ce mode de traitement, ne nécessitant qu'une installation modeste, est adapté aux nombreuses retenues de vallée présentant un fort allongement et connaissant de ce fait un écoulement en « flux piston ».

Dans le cas de plans d'eau de profondeur plus faible où la charge externe reste généralement importante même en période estivale, la combinaison des solutions de traitement biologique pour traiter les apports phosphorés en provenance de l'amont, et d'aération de la partie aval (aération d'hypolimnion ou déstratification) sera souvent la mieux adaptée.

Enfin, l'accumulation de sédiments organiques fortement réducteurs en étangs et plans d’eau de faible profondeur est une cause de nuisances notamment pour les loisirs qui en constituent l'usage majeur ; l'oxydation in situ des sédiments par injection de nitrate de calcium permet la minéralisation de la fraction réductrice active et l’instauration à long terme de conditions aérobies favorables à l'équilibre écologique du milieu.

BIBLIOGRAPHIE

DE LA 2ᵉ PARTIE

[1] SAUNIER (B.), LE SAOUT (M.), Bilan des substances nutritives dans les retenues d'eau. Contrôle de l'eutrophisation, TSM, 1985, 6-85, 276-288.

[2] BERNHARDT (H.), CLASEN (J.), Recent developments and perspectives of restoration for artificial basins used for water supply, Proceedings of Lake Pollution and Recovery International Congress, Rome, 1985.

[3] GENEY (R.), Improving water quality by reservoir management, Waterworld News, AWWA, 1988.

[4] LEVET (D.), MARTIN (X.), Lutte contre l'eutrophisation de la retenue du Cébron par déstratification : Premiers résultats, TSM, 1988, 6-88, 339-344.

[5] ALLARD (L.), Note technique. Eutrophisation du réservoir de la Visance — Agence Financière de Bassin Seine-Normandie, Service Milieu Naturel, 1986.

[6] FIALA (L.), VASATA (P.), Phosphorus reduction in a man-made lake by means of a small reservoir on the inflow, Arch. Hydrobiol., 1982, 94-1, 24-37.

[7] BENNDORF (J.), PUTZ (K.), Control of eutrophication of lakes and reservoirs by means of pre-dams, Water Res., 1987, 21-7, 829-842.

[8] VYMAZAL (J.), The use of periphyton communities for nutrient removal from polluted streams, Hydrobiologia, 1988, 166, 225-237.

[9] BJORK (S.), Scandinavian lake restoration activities. Proceedings of Lake Pollution and Recovery International Congress, Rome, 1985.

[10] RIPL (W.), Internal phosphorus recycling in shallow lakes, North American Management Society, 1985.

[11] RIPL (W.), Lakes recovery : Case studies Dimmer and Schlei (GFR), European Water Pollution Control Association, Rome, 1985.