Le présent article vise à donner au lecteur un aperçu des techniques actuellement disponibles pour lutter contre la pollution de l’eau, en s’appuyant sur l’exposé des tendances et des faits présenté par Hespanhol et Helmer dans le chapitre no 53, «Les risques pour la santé liés à l’environnement». Les sections qui suivent sont consacrées, la première à «La lutte contre la pollution des eaux de surface», et la seconde à «La lutte contre la pollution des eaux souterraines».

Par pollution de l’eau, on entend un état qualitatif d’impureté ou de manque de propreté des eaux hydrologiques d’une certaine région, comme un bassin versant. Cet état résulte d’un événement ou processus qui réduit l’utilité des eaux du globe, spécialement en ce qui concerne la santé de l’être humain et les effets sur l’environnement. Le processus de pollution signifie une perte de pureté par contamination, qui implique en outre l’intrusion d’une source extérieure, en tant que cause, ou le contact avec cette source. Par altération, on entend des niveaux extrêmement faibles de pollution des eaux, comme au moment où elles commencent à devenir moins propres. Le mot souillure désigne le résultat de la pollution et indique une violation ou une dégradation.

Les eaux naturelles de la planète peuvent être considérées comme un système en circulation continue ainsi que le montre la figure 55.7, qui fournit une illustration graphique des eaux dans le cycle hydrologique, comprenant les eaux superficielles et les eaux souterraines.

En tant que référence de qualité, l’eau distillée (H2O) représente l’état de pureté le plus élevé. Les eaux du cycle hydrologique peuvent être considérées comme naturelles, mais elles ne sont pas pures. Elles sont polluées par les activités de la nature et celles des humains. La dégradation naturelle peut être le résultat d’une myriade de sources — faune, flore, éruptions volcaniques, éclairs causant des incendies, etc. — et, du point de vue scientifique, cet état est considéré comme le niveau de base.

La pollution anthropique perturbe l’équilibre naturel par l’addition des déchets issus de diverses sources. Les polluants sont introduits dans les eaux du cycle hydrologique en n’importe quel point. Ainsi, les précipitations atmosphériques (pluies) peuvent être contaminées par les polluants de l’air; les eaux superficielles sont polluées du fait du ruissellement en provenance des bassins hydrographiques; les eaux usées sont parfois rejetées dans les fleuves et les cours d’eau; enfin, les eaux souterraines peuvent être polluées par infiltration et contamination du sous-sol.

La figure 55.8 montre comment se répartissent les précipitations. La pollution se superpose à ces eaux et peut donc être considérée comme un état de l’environnement non naturel ou non équilibré. Le processus de pollution peut se produire dans les eaux de n’importe quelle partie du cycle hydrologique et c’est à la surface de la terre qu’il est le plus apparent sous la forme de ruissellement en provenance des bassins versants vers les fleuves et les cours d’eau. La pollution des eaux souterraines a pourtant elle aussi un grand impact sur l’environnement; elle sera examinée dans la section suivante.

Les bassins versants sont le domaine d’origine de la pollution des eaux de surface. Un bassin versant est défini comme une aire dans laquelle les eaux hydrologiques tombent, s’accumulent, sont utilisées, évacuées et, en fin de compte, déversées dans les fleuves et les cours d’eau ou autres masses d’eau. Il se compose d’un réseau de drainage qui aboutit au ruissellement ou à la collecte dans un fleuve ou un cours d’eau. Les bassins versants des grands cours d’eau sont habituellement appelés bassins hydrographiques. La figure 55.9 représente le cycle hydrologique d’un bassin versant régional. Pour une région, l’évacuation des diverses eaux peut se représenter sous la forme d’une équation simple, à savoir l’équation fondamentale de l’hydrologie proposée par Viessman, Lewis et Knapp (1989):

dans laquelle:
P = précipitations (pluie, neige, grêle)
R = ruissellement ou écoulement à la surface du bassin versant
G = eaux souterraines
E = évaporation
T = transpiration
S = accumulation en surface

Les unités caractéristiques sont des mm/an.

Les précipitations sont considérées comme la forme de départ du bilan hydrologique. Le terme de ruissellement est synonyme d’écoulement. L’accumulation se réfère aux réservoirs ou systèmes de rétention qui recueillent l’eau, comme les barrages construits sur les cours d’eau. Les eaux souterraines se réunissent en un réseau d’accumulation et peuvent s’écouler d’un endroit à un autre; il peut s’agir de flux entrants ou de flux sortants par rapport aux cours d’eau de la surface. L’évaporation est un phénomène de surface et la transpiration est associée à la transmission en provenance des biotes.

Bien que l’étendue des bassins hydrographiques soit très variable, certains systèmes de drainage sont classés, sur le plan de la pollution des eaux, comme urbains ou non urbains (agricoles, ruraux, non aménagés). La pollution à l’intérieur de ces systèmes de drainage provient des sources ci-après:

Sources ponctuelles: déchets rejetés dans une masse d’eau réceptrice à un emplacement déterminé, en un point comme un tuyau d’égout ou un type quelconque d’exutoire d’un réseau concentré.

Sources non ponctuelles (dispersées): pollution pénétrant dans une masse d’eau réceptrice à partir de sources dispersées dans le bassin hydrographique; un exemple typique est celui du drainage dans un cours d’eau des eaux de ruissellement provenant des pluies non recueillies. On les appelle parfois aussi eaux «diffuses», mais l’expression «dispersées» est considérée comme plus descriptive.

Sources intermittentes: pollution provenant d’un point ou d’une source qui rejette des effluents dans certaines circonstances, comme en cas de surcharge; un exemple caractéristique est celui du déversoir des égouts lors de pluies abondantes.

Lorsque des matières nocives provenant des sources précitées sont rejetées dans les cours d’eau ou autres masses d’eau, elles entrent dans la catégorie des polluants classés et décrits précédemment. Les polluants ou contaminants qui pénètrent dans une masse d’eau peuvent en outre être subdivisés comme suit:

•   polluants dégradables (non persistants): impuretés qui finissent par se décomposer en substances inoffensives ou qui peuvent être extraites par des méthodes de traitement, à savoir certaines matières organiques et substances chimiques, eaux usées domestiques, effets de la chaleur, nutriments végétaux, la plupart des bactéries et virus, certains sédiments;
•   polluants non dégradables (persistants): impuretés qui persistent dans l’eau et dont la concentration ne diminue pas, sauf si elles sont diluées ou bien extraites par traitement, c’est-à-dire certaines substances chimiques organiques et inorganiques, les sels, les matières colloïdales en suspension;
•   polluants dangereux entraînés par l’eau: formes complexes de matières nocives, y compris les métaux en traces toxiques, certains composés inorganiques et organiques;
•   polluants radionucléides: matières qui ont été exposées à une source radioactive.

Les réglementations de lutte contre la pollution de l’eau qui sont d’application générale sont d’ordinaire édictées par les organismes du gouvernement national, tandis que les règles plus détaillées le sont par l’Etat, la province, la ville, les services des eaux, les services de la conservation, les commissions d’assainissement et d’autres organes. Au niveau de la nation et de l’Etat (ou de la province), cette tâche est habituellement du ressort de l’organisme de protection de l’environnement et du ministère de la Santé (Environmental Protection Agencies (EPA)). Dans l’examen des règlements ci-après, la présentation et certains passages s’inspirent des normes de qualité de l’eau actuellement en vigueur dans l’Etat de l’Ohio aux Etats-Unis.

Le but ultime de la lutte contre la pollution de l’eau est de réduire à zéro le rejet de polluants, mais il n’est généralement pas possible d’atteindre complètement cet objectif en raison de son coût. La méthode adoptée de préférence consiste à imposer des limitations aux rejets de déchets de manière à protéger raisonnablement la santé humaine et l’environnement. Bien que ces normes puissent varier fortement selon les juridictions, on prend généralement comme base la désignation de l’utilisation de masses d’eau déterminées, comme on le verra brièvement ci-dessous.

✓ L’approvisionnement en eau comprend:
•   le système public de distribution d’eau de consommation: eau qui peut être consommée par l’humain une fois traitée par les moyens classiques;
•   la distribution pour l’agriculture: eau convenant à l’irrigation et au bétail, sans traitement;
•   l’approvisionnement de l’industrie et du commerce: eau convenant aux usages industriels et commerciaux, avec ou sans traitement.

✓ Les eaux utilisées pour les activités récréatives comprennent:
•   les eaux de baignade: celles qui se prêtent à la natation pendant certaines saisons et dont la qualité est approuvée en même temps que les conditions et installations de protection;
•   les eaux de contact primaire: celles qui se prêtent pendant certaines saisons à des activités récréatives entraînant le contact complet du corps comme la natation, le canoë et la plongée sous-marine et dont la qualité présente un risque minimal pour la santé publique;
•   les eaux de contact secondaire: celles qui se prêtent pendant certaines saisons à des activités récréatives entraînant le contact partiel du corps (marcher dans l’eau par exemple) et qui présentent un risque minimal pour la santé publique du fait de la qualité de l’eau.

Les ressources publiques en eau sont définies comme les masses d’eau qui se trouvent dans les parcs, les zones humides, les zones protégées de la faune et de la flore sauvages, les rivières à l’état sauvage, celles qui présentent un intérêt pour le tourisme ou les loisirs et les lacs du domaine public, ainsi que les eaux d’une importance exceptionnelle sur le plan récréatif ou écologique.

✓ Les habitats de la faune et de la flore aquatiques
Les désignations varient selon les climats, mais elles se rapportent aux conditions nécessaires à la vie de certains organismes aquatiques dans les masses d’eau, spécialement les diverses espèces de poissons. Les désignations de l’utilisation dans un climat tempéré, telles que définies dans la réglementation de l’Agence de protection de l’environnement (EPA) pour l’Etat de l’Ohio, sont indiquées ci-après, sans être précisées davantage:

•   eaux chaudes;
•   eaux moyennement chaudes;
•   eaux chaudes dans des conditions exceptionnelles;
•   eaux chaudes modifiées;
•   eaux saisonnièrement salmonifères;
•   eaux froides;
•   eaux de ressources limitées.

Les eaux naturelles et les eaux usées sont caractérisées par leur composition physique, chimique et biologique. Les principales propriétés physiques et les composants chimiques et biologiques des eaux usées et de leurs sources forment une longue liste qui figure dans le manuel de Metcalf and Eddy, Inc. (1991). Les méthodes analytiques utilisées pour ces définitions sont données dans un ouvrage largement utilisé publié par l’Association américaine de santé publique (American Public Health Association (APHA)) sous le titre Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA, 1995).

Chaque masse d’eau définie devrait faire l’objet d’une réglementation comportant des critères fondamentaux et des critères numériques plus précis comme on le verra brièvement plus loin.

Critères de base pour l’absence de pollution . Dans la mesure du possible, toutes les masses d’eau devraient satisfaire aux cinq critères fondamentaux ci-après:

1. être libres de matières solides en suspension ou d’autres substances pénétrant dans les eaux par suite d’activités humaines et qui s’y déposent sous forme de boues putrides ou désagréables pour une autre raison, ou qui ont une influence néfaste sur les organismes aquatiques;
2. être libres de débris flottants, d’huile, de mousse et d’autres matières flottantes pénétrant dans les eaux par suite d’activités humaines en quantités suffisantes pour être déplaisantes ou pour causer une détérioration;
3. être libres de matières pénétrant dans l’eau par suite d’activités humaines et produisant une couleur, une odeur ou un autre état à un degré suffisant pour créer une nuisance;
4. être libres de substances pénétrant dans l’eau par suite d’activités humaines, dans des concentrations toxiques ou nocives pour l’être humain, la faune et la flore ou les organismes aquatiques et qui deviennent rapidement létales dans la zone de brassage;
5. être libres de nutriments pénétrant dans l’eau sous l’effet d’activités humaines, dans des concentrations entraînant une croissance des herbes aquatiques et des algues qui en font une nuisance.

Les critères de qualité de l’eau consistent en limites numériques et en directives pour le contrôle des composants chimiques, biologiques et toxiques présents dans les masses d’eau.

Comme il y a aujourd’hui plus de 70 000 composés chimiques en usage, il est pratiquement impossible de définir des mesures de réglementation pour chacun d’eux. On peut cependant fixer des critères pour les substances chimiques en se fondant sur des limites, établies en fonction de trois grandes catégories de consommation et d’exposition:

Catégorie 1: les critères chimiques de protection de la santé de l’être humain sont d’importance primordiale et devraient être fixés conformément aux recommandations des organes gouvernementaux de la santé, de l’Organisation mondiale de la santé (OMS) et des organismes de recherche reconnus dans ce domaine.

Catégorie 2: les critères chimiques de contrôle de l’eau destinée à l’agriculture devraient reposer sur des études et des recommandations scientifiques reconnues qui protègent les cultures et le bétail contre les effets nocifs de l’irrigation des champs et de la consommation d’eau par le bétail.

Catégorie 3: les critères chimiques de protection des organismes aquatiques devraient reposer sur des études scientifiques reconnues concernant la sensibilité de ces espèces à des substances chimiques déterminées et tenir compte de la consommation par l’humain de poissons et de produits de la mer.

Les critères applicables aux rejets d’eaux usées concernent les limites imposées aux polluants présents dans ces effluents et constituent une autre méthode de réglementation. Ils peuvent être fixés en fonction des désignations d’utilisation des masses d’eau et dans le cadre des catégories de critères chimiques ci-dessus.

Les critères biologiques reposent sur les conditions d’habitat des masses d’eau qui sont nécessaires aux organismes aquatiques.

La teneur brute en matières organiques est extrêmement importante pour définir le pouvoir de pollution des eaux usées et des eaux naturelles. On a généralement recours pour ce faire à trois essais en laboratoire:

La demande biochimique en oxygène (DBO): la demande biochimique sur cinq jours (DBO5) est le paramètre le plus largement employé; il sert à mesurer la quantité d’oxygène dissous utilisée par les micro-organismes pour décomposer pendant cette période les matières organiques par oxydation biologique.

La demande chimique en oxygène (DCO): ce paramètre sert à mesurer les matières organiques des déchets municipaux et industriels qui contiennent des composés toxiques pour la vie biologique; il mesure la quantité d’oxygène consommée par l’oxydation d’une quantité équivalente de matières organiques.

Le carbone organique total (COT): cet essai s’applique spécialement aux faibles concentrations de matières organiques dans l’eau; c’est une mesure de la quantité de matières organiques qui sont oxydées pour former du dioxyde de carbone.

Cette réglementation offre une autre solution pour empêcher la pollution de l’eau de progresser au-delà de certaines limites. A titre d’exemple, on citera les trois niveaux de protection contre la dégradation définis dans les normes de qualité de l’eau de l’EPA de l’Etat de l’Ohio:

Niveau 1: les utilisations existantes doivent être maintenues et protégées. Aucune autre dégradation de la qualité de l’eau n’est autorisée si elle peut gêner les utilisations désignées existantes.

Niveau 2: il faut ensuite maintenir une qualité de l’eau meilleure que celle qui est indispensable pour protéger les utilisations, sauf s’il est attesté qu’une qualité inférieure est nécessaire pour des raisons économiques ou sociales importantes, qui sont déterminées par le directeur de l’EPA.

Niveau 3: enfin, il faut maintenir et protéger la qualité des eaux qui constituent les ressources hydriques. Leur qualité ambiante existante ne peut ni être dégradée par aucune substance jugée toxique ni gêner aucune utilisation désignée. Des charges accrues de polluants ne pourront être rejetées dans les masses d’eau que si elles n’ont pas pour effet d’abaisser la qualité existante.

Les zones de mélange sont les étendues d’une masse d’eau qui permettent aux eaux usées, traitées ou non traitées qui y sont déversées d’atteindre des conditions stables, comme le montre la figure 55.10 pour un cours d’eau. Les effluents se trouvent d’abord dans un état transitoire, puis se diluent progressivement par rapport à leur concentration à la source pour atteindre l’état de l’eau du récepteur. Ces zones ne doivent pas être considérées comme un lieu de traitement et elles peuvent être délimitées et soumises à des restrictions bien précises. En général, les zones de mélange ne doivent pas:

•   gêner la migration, la survie, la reproduction ou la croissance des organismes aquatiques;
•   inclure des zones de frai ou d’alevinage;
•   comporter des points de prélèvement pour le réseau de distribution d’eau;
•   inclure des zones de baignade;
•   s’étendre sur plus de la moitié de la largeur d’un cours d’eau;
•   s’étendre sur plus de la moitié de la section transversale de l’embouchure d’un cours d’eau;
•   s’étendre en aval sur une distance supérieure au quintuple de la largeur du cours d’eau.

Les études sur les concentrations autorisées d’eaux usées pour éviter l’eutrophisation (définie ci-après) ont pris de l’importance en raison du coût élevé de la lutte contre les nutriments contenus dans les eaux usées déversées. Ces études utilisent généralement des modèles informatisés pour simuler la qualité de l’eau dans un courant, particulièrement en ce qui concerne les nutriments sous forme d’azote et de phosphore, qui influent sur la dynamique de l’oxygène dissous. Le modèle QUAL2E de l’EPA, aux Etats-Unis, décrit par Brown et Barnwell (1987) est un exemple typique de ces outils classiques. Un instrument plus récent proposé par Taylor (1995) est le modèle OMNI diurne (OMNI Diurnal Model (ODM)) qui comporte une simulation de l’impact des plantes aquatiques sur les nutriments dans le cours d’eau et la dynamique de l’oxygène dissous.

Toutes les réglementations de lutte contre la pollution de l’eau sont imparfaites et doivent donc comprendre des dispositions qui permettent d’y déroger lorsque certaines circonstances empêchent de s’y conformer immédiatement ou intégralement.

Les mesures antipollution décrites ci-dessus sont caractéristiques des approches utilisées dans le monde entier par les pouvoirs publics pour obtenir le respect de normes de qualité et imposer des limites au rejet des eaux usées. En général, ces réglementations ont été établies sur la base de considérations sanitaires et de recherches scientifiques; en cas d’incertitude quant aux effets possibles, on applique souvent des coefficients de sécurité. L’application de certaines de ces réglementations peut s’avérer peu rationnelle et excessivement coûteuse pour la société et les entreprises privées. On cherche donc de plus en plus à allouer plus efficacement les ressources pour atteindre une meilleure qualité de l’eau. Comme on l’a vu précédemment dans l’examen des ressources hydrologiques, la pureté parfaite n’existe pas, même dans les eaux à l’état naturel.

Une démarche qui gagne en popularité consiste à évaluer et à gérer les risques écologiques pour fixer des règles antipollution. Ce principe repose sur une analyse des coûts et avantages écologiques du respect des normes ou limites. Parkhurst (1995) propose de recourir à l’évaluation des risques écologiques pour faciliter la définition des limites de la pollution de l’eau, particulièrement en ce qui concerne la protection des organismes aquatiques. Ces méthodes d’évaluation des risques peuvent servir à estimer les effets écologiques des concentrations chimiques dans un large éventail de cas de pollution des eaux de surface, notamment:

•   la pollution par des sources ponctuelles;
•   la pollution par des sources non ponctuelles;
•   les sédiments contaminés présents dans les cours d’eau;
•   les emplacements de déchets dangereux par rapport aux masses d’eau;
•   l’analyse des critères existants de lutte contre la pollution de l’eau.

La méthode envisagée comporte trois étapes, comme l’indique la figure 55.11 qui en donne une illustration.

Les lacs et les réservoirs assurent le stockage de l’eau apportée par le bassin versant et peuvent avoir de longs temps de résidence par rapport au flux qui entre et sort rapidement d’un tronçon de rivière. Ils revêtent donc une importance spéciale pour la rétention de certains composants, en particulier les nutriments comprenant des formes d’azote et de phosphore qui favorisent l’eutrophisation. Celle-ci est un processus de vieillissement naturel dans lequel l’eau s’enrichit organiquement, ce qui aboutit à la prolifération des plantes aquatiques indésirables comme les algues, la jacinthe d’eau, etc. L’eutrophisation tend à réduire la faune et la flore aquatiques et a des effets nocifs sur l’oxygène dissous. Les sources de nutriments, d’origine naturelle ou humaine, peuvent toutes deux faciliter ce processus, comme le montre Preul (1974) à la figure 55.12, où l’on trouve une liste schématique des sources et réservoirs de nutriments du lac Sunapee, dans l’Etat du New Hampshire, aux Etats-Unis.

On peut évidemment chercher à connaître l’état d’eutrophisation des lacs et des réservoirs en y prélevant des échantillons que l’on analysera. Les études analytiques commencent d’ordinaire par un bilan de base des nutriments comme celui-ci:

Ce bilan de base peut être élargi par l’inclusion des diverses sources, comme on le voit à la figure 55.12.

Le temps de résidence est une indication des divers paramètres de la rétention d’un système lacustre donné. Les lacs peu profonds comme le lac Erié ont des temps de résidence relativement brefs et connaissent une eutrophisation prononcée parce qu’ils sont souvent plus propices à la croissance des plantes aquatiques. Les lacs profonds comme le lac Tahoe et le lac Supérieur ont de très longs temps de résidence, qui sont généralement caractéristiques des lacs à eutrophisation minime parce qu’ils n’ont pas été surchargés jusqu’à présent et parce que leur grande profondeur n’est pas propice à une croissance étendue des plantes aquatiques, exception faite de l’épilimnion (couche supérieure). Les lacs de cette catégorie sont généralement considérés comme oligotrophiques, du fait qu’ils sont relativement pauvres en nutriments et donnent lieu à une prolifération aquatique minime, par exemple celle des algues.

Il est intéressant de comparer les temps de résidence de certains grands lacs des Etats-Unis indiqués par Pecor (1973) à l’aide de la formule suivante:

Voici certains exemples : lac Wabesa (Michigan),

Bien que le rapport entre le processus d’eutrophisation et la teneur en nutriments soit complexe, le phosphore est généralement reconnu comme le nutriment limitatif. Se fondant sur une situation de mélange complet, Sawyer (1947) signale que les algues tendent à proliférer si les valeurs d’azote dépassent 0,3 mg/litre et celles de phosphore 0,01 mg/litre. Dans les lacs et réservoirs à stratification thermique, les faibles niveaux d’oxygène dissous dans l’hypolimnion sont les premiers signes d’eutrophisation. Vollenweider (1968, 1969) a calculé les niveaux de concentration critiques en phosphore total et azote total pour un certain nombre de lacs en se fondant sur les concentrations en nutriments, les profondeurs moyennes et les niveaux trophiques. A titre de comparaison des travaux réalisés sur cette question, citons Dillon (1974) qui a publié une étude critique du modèle de bilan des nutriments proposé par Vollenweider et d’autres modèles du même ordre. Il existe aussi des modèles informatisés plus récents pour simuler les cycles azote/phosphore en fonction de la température.

L’estuaire est la voie de passage intermédiaire des eaux entre l’embouchure d’un fleuve et la côte. Cette voie est formée d’un chenal d’embouchure qui reçoit l’eau venue d’amont (eau douce) et la déverse en aval dans l’eau de mer (eau salée) du cours inférieur dont le niveau change constamment. Les estuaires sont continuellement influencés par les fluctuations dues aux marées et ils forment l’une des masses d’eau les plus complexes sur le plan de la lutte contre la pollution de l’eau. Ils ont pour caractéristiques dominantes une salinité variable, une «langue» salée ou interface entre l’eau salée et l’eau douce et, souvent, de vastes étendues aquatiques peu profondes et troubles qui recouvrent des replats boueux et des marais saumâtres. Les nutriments leur sont fournis essentiellement par l’eau d’amont et se combinent au milieu marin pour donner naissance à une production prolifique de biotes et d’organismes marins. Les fruits de mer récoltés dans les estuaires sont particulièrement appréciés.

Sous l’angle de la pollution des eaux, les estuaires sont d’une complexité qui varie avec chacun d’eux et exigent généralement des enquêtes spéciales faisant appel à de vastes études sur le terrain et à la modélisation informatisée. Pour en savoir davantage, on se reportera à Reish, 1979, au sujet de la pollution marine et estuarine, et à Reid et Wood, 1976, quant à l’écologie des eaux intérieures et des estuaires.

On peut considérer les océans comme le récepteur ou réservoir ultime, puisque les déchets charriés par les cours d’eau finissent par être rejetés dans le milieu marin. Même si les océans sont de vastes étendues d’eau salée à capacité d’assimilation apparemment illimitée, la pollution tend à dégrader leur littoral et elle perturbe en outre la faune et la flore marines.

Les sources de polluants du milieu marin comprennent un grand nombre de celles que l’on trouve dans les eaux usées d’origine continentale, auxquelles s’ajoutent les sources liées à l’exploitation des mers. Une liste partielle en est donnée ci-après:

•   eaux usées et boues domestiques, déchets industriels, déchets solides, déchets rejetés par les navires;
•   déchets des pêcheries, sédiments et nutriments provenant des cours d’eau et du ruissellement terrestre;
•   rejets d’hydrocarbures, déchets de la prospection et de l’extraction pétrolières en mer, opérations de dragage;
•   chaleur, déchets radioactifs, substances chimiques, pesticides et herbicides rejetés.

Chacune de ces sources nécessite un traitement spécial et des méthodes particulières de lutte. Le déversement des eaux usées municipales et des boues d’égout dans l’océan par les exutoires est sans doute la principale source de pollution marine.

Pour connaître l’état actuel de la question, le lecteur se reportera au livre de Bishop (1983) sur la pollution des mers et les moyens de lutter contre elle.

L’épuration à grande échelle des eaux usées est généralement réalisée par les municipalités, les agences de bassin, l’industrie, les entreprises commerciales et diverses commissions de lutte contre la pollution. Nous nous attacherons ici à décrire les méthodes actuelles de traitement des eaux usées municipales et à donner ensuite quelques précisions sur celui des déchets industriels et sur les méthodes plus perfectionnées.

Dans l’ensemble, tous les procédés de traitement des eaux usées appartiennent à l’un des trois types ci-après: physique, chimique ou biologique, et l’on peut employer un ou plusieurs d’entre eux pour obtenir l’effluent voulu. Cette classification, très utile pour comprendre les méthodes de traitement des eaux usées, est présentée au tableau 55.15.

Nous n’en examinerons que quelques-unes, notre intention étant de donner un aperçu des méthodes de traitement actuellement utilisées dans le monde plutôt que de décrire en détail leur conception. Pour en savoir davantage sur ce dernier point, on consultera Metcalf and Eddy, Inc., 1991.

Les eaux usées municipales mélangées en quantité variable à des déchets industriels ou commerciaux sont épurées dans des systèmes qui procèdent d’ordinaire aux traitements primaire, secondaire et tertiaire, comme suit:

Système de traitement primaire: prétraitement –> décantation primaire –> désinfection (chloration) –> effluents

Système de traitement secondaire: prétraitement –> décantation primaire –> installation biologique –> décantation secondaire –> désinfection (chloration) –> envoi des effluents au récepteur

Système de traitement tertiaire: prétraitement –> décantation primaire –> installation biologique –> décantation secondaire –> installation de traitement tertiaire –> désinfection (chloration) –> envoi des effluents au récepteur

La figure 55.13 présente le schéma d’un système classique d’épuration des eaux usées. On trouvera ci-après un aperçu des procédés mentionnés ci-dessus.

Le traitement primaire des eaux usées municipales, y compris les eaux usées domestiques mélangées dans une certaine mesure à des effluents industriels ou commerciaux, a principalement pour objectif d’éliminer les solides en suspension et de clarifier les eaux pour qu’elles se prêtent à un traitement biologique. Après un traitement tel que tri, dessablage et dilacération, le principal procédé de sédimentation primaire est la décantation des eaux usées brutes dans de grands bassins pendant une période pouvant atteindre plusieurs heures. Ce procédé extrait de 50 à 75% du total des solides en suspension, soutirés sous forme de boues qui seront soumises à un traitement distinct. L’eau décantée est alors dirigée vers un traitement secondaire. Dans certains cas, on peut utiliser des produits chimiques pour améliorer le rendement du traitement primaire.

La partie du contenu organique des eaux usées en suspension fine ou en solution qui ne peut être extraite par le procédé primaire fait l’objet d’un traitement secondaire. Les systèmes généralement acceptés et couramment utilisés pour ce traitement sont les lits bactériens, les dispositifs de contact tels que les disques biologiques verticaux rotatifs, les bassins à boues activées, les étangs d’aération et les méthodes d’épandage sur les terres, y compris les terres humides. Tous ces systèmes font appel à des processus biologiques, sous une forme ou une autre. Les plus courants d’entre eux sont brièvement examinés ci-après.

Systèmes à biomasse fixée . Les lits bactériens sont l’une des formes les plus anciennes de cette méthode de traitement secondaire et sont encore largement employés en liaison avec certains procédés améliorés d’épandage. Par ce traitement, les effluents provenant des bassins primaires sont répandus uniformément sur un lit de matériaux tels que cailloux ou éléments en plastique synthétique. On obtient une répartition uniforme en arrosant le lit par un dispositif rotatif de tuyaux perforés qui tournent de façon intermittente ou continue au-dessus du lit, en fonction du procédé désiré. Selon le taux de concentration en matières organiques et la charge hydraulique, les filtres percolateurs peuvent extraire jusqu’à 95% des matières organiques, habituellement déterminées comme demande biologique en oxygène (DBO). Il existe de nombreux autres systèmes plus récents à disques biologiques qui peuvent assurer une épuration du même ordre; certaines de ces méthodes présentent des avantages particuliers, intéressants lorsqu’il existe des facteurs limitatifs, comme la place disponible, le climat, etc. Il convient de noter qu’un bassin secondaire de décantation est nécessaire pour compléter le processus. On en soutire la boue biologique ou secondaire, tandis que l’eau décantée est rejetée en tant qu’effluent secondaire.

Boues activées . C’est le procédé biologique le plus courant. Les effluents qui ont subi le traitement primaire s’écoulent dans un bassin contenant déjà une biomasse en suspension appelée boue activée. Ce mélange ou «matières en suspension de la liqueur mixte», est laissé en contact pendant une période qui varie de plusieurs heures à 24 heures ou davantage, selon les résultats désirés. Pendant cette période, le mélange est fortement aéré et agité pour favoriser l’activité biologique aérobie. En fin de processus, une partie du mélange est soutirée et remise en circulation en tête de bassin pour entretenir l’activation biologique. Une décantation secondaire suit le passage par les boues activées, et les eaux décantées se déversent sous forme d’effluents. Grâce à ce processus, on peut extraire jusqu’à 95% de la DBO des affluents.

Un troisième niveau de traitement peut avoir lieu s’il faut parvenir à une élimination plus complète des polluants. En général, il prend la forme de filtration sur sable, dans des bassins de stabilisation, par épandage sur les terres et les terres humides et par d’autres systèmes qui stabilisent davantage les effluents secondaires.

D’ordinaire, il faut procéder à une désinfection pour réduire à des niveaux acceptables les concentrations en bactéries et en pathogènes. L’addition de chlore, le dioxyde de chlore, l’ozone et les rayonnements ultraviolets sont les moyens les plus couramment employés.

Les eaux usées contiennent une grande variété de composants qui sont généralement subdivisés en solides en suspension et matières en solution, en composants inorganiques et en composés organiques.

L’efficacité d’un système de traitement se mesure d’après le pourcentage d’élimination de ces composants. Les paramètres de mesure courants sont les suivants:

•   DBO: demande biologique en oxygène, mesurée en mg/litre;
•   DCO: demande chimique en oxygène, mesurée en mg/litre;
•   TSS: total des solides en suspension, mesuré en mg/litre;
•   TSD: total des solides dissous, mesuré en mg/litre;
•   formes azotées: nitrate et ammoniac, mesurés en mg/litre (le nitrate est particulièrement important en tant que nutriment dans le phénomène de l’eutrophisation);
•   phosphate: mesuré en mg/litre (également très important comme nutriment dans l’eutrophisation);
•   pH: degré d’acidité, mesuré selon une échelle allant de 1 (le plus acide) à 14 (le plus alcalin);
•   comptage des colibacilles: mesuré comme le nombre le plus probable par 100 ml (Escherichia et les colibacilles fécaux sont les indicateurs les plus courants).

✓ Les types de déchets industriels
Les rejets industriels (non ménagers) sont nombreux et d’une composition très variée; ils peuvent être très acides ou très alcalins et exigent souvent une analyse approfondie en laboratoire. Un traitement spécialisé peut s’imposer pour les rendre inoffensifs avant leur rejet. La toxicité revêt une grande importance dans l’évacuation des eaux résiduaires industrielles.

Les principales sources de rejets industriels sont: les papeteries, abattoirs, brasseries, tanneries, industries alimentaires, conserveries, industries chimiques et pétrolières, textiles, sucreries, blanchisseries, production de viandes et volailles, élevages de porcs, et bien d’autres. Pour choisir la méthode de traitement, il faut commencer par une étude des rejets industriels, qui donnera des indications sur les variations des apports et les caractéristiques des matières rejetées. Les caractéristiques des rejets indésirables données par Eckenfelder (1989) peuvent se résumer comme suit:

•   substances organiques solubles entraînant une diminution de l’oxygène dissous dans l’eau;
•   solides en suspension;
•   matières organiques en traces;
•   métaux lourds, cyanures et matières organiques toxiques;

•   couleur et turbidité;
•   azote et phosphore;
•   substances réfractaires résistant à la biodégradation;
•   huiles et matières flottantes;
•   matières volatiles.

L’EPA, aux Etats-Unis, a défini en outre une liste de substances chimiques toxiques, organiques et inorganiques, qui font l’objet de limitations spéciales dans l’octroi des permis de rejet. Cette liste comprend plus de 100 composés; elle est trop longue pour être reproduite ici, mais elle peut être obtenue auprès de l’EPA.

✓ Les méthodes de traitement
Le traitement des effluents industriels est plus spécialisé que celui des déchets ménagers; lorsqu’ils se prêtent à l’épuration biologique, ils sont toutefois traités selon des méthodes semblables à celles décrites précédemment (traitement biologique secondaire/ tertiaire) pour les systèmes municipaux.

Les bassins de stabilisation des effluents sont une méthode courante de traitement des eaux usées organiques lorsqu’on dispose d’assez de terrain. Les bassins à écoulement continu sont généralement classés en fonction de leur activité bactérienne en bassins aérobies, facultatifs ou anaérobies. Les bassins aérés sont alimentés en oxygène au moyen de systèmes d’aération par diffusion ou mécanique.

Les figures 55.14 et 55.15 présentent des schémas de bassins de stabilisation des déchets.

✓ La prévention de la pollution et la réduction des rejets au minimum
Si l’on analyse les effluents industriels à leur source, au niveau des opérations et procédés de fabrication à l’usine, on peut souvent agir de manière à empêcher le rejet d’importantes quantités de polluants.

Les techniques de recyclage jouent un rôle important dans les programmes de prévention de la pollution. Un exemple classique est celui du plan de recyclage des eaux usées rejetées par une tannerie de cuir, publié par Preul (1981), qui comprenait la récupération/réutilisation du chrome, ainsi que le recyclage complet de toutes les eaux usées de la tannerie, de sorte qu’aucun effluent n’était déversé dans les cours d’eau, sauf en cas d’urgence. Le shéma de ce système est indiqué à la figure 55.16.

Pour trouver des exemples plus récents et novateurs de cette technique, le lecteur est invité à se reporter à une publication de la Water Environment Federation (1995) sur la prévention de la pollution et la réduction des rejets.

Il existe un certain nombre de méthodes perfectionnées pour obtenir un meilleur degré d’élimination des constituants des polluants, selon les besoins. En voici une énumération générale:

•   filtration (sur sable et milieux multiples);
•   précipitation chimique;
•   adsorption sur charbon actif;
•   électrodialyse;

•   distillation;
•   nitrification;
•   récolte des algues;
•   valorisation des effluents;

•   microtamisage;
•   strippage de l’ammoniaque;
•   osmose inverse;
•   échange d’ions;

•   épandage sur les terres;
•   dénitrification;
•   zones humides.

Le choix du procédé qui convient le mieux à une situation donnée doit être fait en fonction de la qualité et de la quantité des eaux usées brutes, des exigences des eaux réceptrices et, bien entendu, des coûts. Pour avoir plus de précisions, se reporter à Metcalf and Eddy, Inc., 1991, qui contient un chapitre sur les techniques avancées de traitement des eaux usées.

L’étude de cas du Projet de régénération des eaux usées dans la région de Dan, décrit dans l’article suivant du présent chapitre, offre un excellent exemple de méthode novatrice de traitement et de valorisation des eaux usées.

La pollution thermique est une forme de rejet industriel, défini comme une augmentation ou une réduction nocive des températures normales de l’eau dans les eaux réceptrices causée par l’évacuation de la chaleur provenant des installations techniques. Les industries grandes productrices de rejets thermiques sont les centrales fonctionnant aux combustibles fossiles (pétrole, gaz et charbon) et les centrales nucléaires, les aciéries, les raffineries de pétrole, les usines chimiques, les papeteries, les distilleries et les blanchisseries. Particulièrement préoccupantes sont les centrales électriques qui fournissent l’énergie dans un grand nombre de pays (aux Etats-Unis, par exemple, à raison d’environ 80%).

✓ L’influence sur la capacité d’autoépuration naturelle
•   La chaleur augmente l’oxydation biologique.
•   La chaleur diminue la teneur de saturation en oxygène de l’eau et réduit le taux de réoxygénation naturelle.
•   L’effet net de la chaleur est généralement nocif pendant les mois chauds de l’année.
•   L’effet en hiver peut être bénéfique dans les climats froids, où la glace se brise et où une aération de surface est offerte aux poissons et aux organismes aquatiques.

✓ L’influence sur les organismes aquatiques
Un grand nombre d’espèces ont des limites de tolérance à la température et doivent être protégées, particulièrement dans les tronçons d’une rivière ou d’une masse d’eau influencés par la chaleur. Ainsi, les cours d’eau froids ont habituellement les types les plus nobles de poissons pêchés pour le sport, comme la truite et le saumon, tandis que les eaux chaudes abritent généralement des bancs de poissons communs et que certaines espèces, comme la perche et le brochet, se nourrissent dans les eaux à température intermédiaire.

✓ L’analyse thermique des eaux réceptrices
La figure 55.17 illustre les diverses formes d’échanges naturels de chaleur aux limites d’un milieu aquatique récepteur. Lorsque la chaleur est rejetée dans une eau réceptrice comme celle d’une rivière, il est important d’analyser la capacité qu’a cette rivière de recevoir de la chaleur supplémentaire. Le profil de température d’une rivière peut se calculer en établissant un bilan thermique analogue à celui qui sert à calculer la courbe d’affaissement de l’oxygène dissous. Les principaux facteurs de ce bilan sont indiqués à la figure 55.18 pour un tronçon de cours d’eau entre les points A et B. Il faut calculer séparément chacun des facteurs en fonction de certaines variables thermiques. Comme dans le cas de l’oxygène dissous, le bilan est simplement la somme des apports et des pertes de température pour un tronçon donné. On trouve d’autres méthodes analytiques plus complexes dans les publications sur la question. Les résultats fournis par le calcul du bilan thermique peuvent être utilisés pour déterminer les limites à imposer aux rejets thermiques et, éventuellement, certaines restrictions d’usage à imposer au milieu aquatique considéré.

Les principales méthodes sont:

•   amélioration de l’efficacité du fonctionnement des centrales électriques;
•   utilisation de tours de refroidissement;
•   utilisation de bassins isolés de refroidissement;
•   prise en considération d’autres méthodes de production d’électricité comme l’énergie hydraulique.

Lorsque les conditions physiques sont favorables et en respectant certaines limites de l’environnement, on devrait envisager de substituer l’énergie hydroélectrique à celle qui provient des combustibles fossiles ou du nucléaire. Les centrales hydroélectriques ne rejettent ni chaleur, ni eaux usées qui sont sources de pollution.

Etant donné que l’eau consommée dans le monde provient en grande partie des aquifères, il est très important de protéger ces sources d’approvisionnement. On estime que plus de 95% de l’eau douce disponible sur la planète est souterraine; aux Etats-Unis, 50% environ de l’eau de boisson provient de puits, selon l’enquête géologique américaine (US Geological Survey) de 1984. Etant donné que la pollution et les mouvements des eaux souterraines sont de nature subtile et invisible, on accorde parfois à l’analyse et à la maîtrise de cette forme de dégradation moins d’attention qu’à celle des eaux de surface, qui est beaucoup plus évidente.

La figure 55.19 décrit le cycle hydrologique avec les sources de contamination des eaux souterraines qui l’affectent. Une liste complète des sources possibles de pollution souterraine serait très longue; nous n’indiquerons ci-après que les plus évidentes:

•   rejets industriels;
•   cours d’eau pollués en contact avec les aquifères;
•   industries extractives;
•   élimination de déchets solides et dangereux;

•   réservoirs de stockage en sous-sol (par exemple, pour le pétrole);
•   systèmes d’irrigation;
•   réalimentation artificielle;
•   envahissement par les eaux de mer;

•   déversements;
•   bassins pollués à fond perméable;
•   puits d’injection;
•   champs d’épandage septiques et puits d’infiltration;

•   forages inconsidérés de puits;
•   travaux agricoles;
•   sels de déneigement des routes.

Les polluants de contamination du sous-sol peuvent en outre se classer comme suit:

•   composants chimiques indésirables (liste non exclusive) — organiques et inorganiques (par exemple, chlorures, sulfates, fer, manganèse, sodium, potassium);
•   dureté totale et somme des solides dissous;
•   composants toxiques (liste non exclusive) — nitrates, arsenic, chrome, plomb, cyanures, cuivre, phénols, mercure dissous;
•   caractéristiques physiques indésirables — goût, couleur, odeur;

•   pesticides et herbicides — hydrocarbures chlorés et autres;
•   matières radioactives — diverses formes de radioactivité;
•   agents biologiques — bactéries, virus, parasites, etc.;
•   acides (faible pH) ou caustiques (pH élevé).

Parmi les substances ci-dessus, les nitrates revêtent une importance particulière pour les eaux souterraines comme pour les eaux de surface. Dans les approvisionnements en eau souterraine, ils peuvent causer une maladie appelée méthémoglobinémie (cyanose des nourrissons). Ils peuvent en outre avoir des effets nocifs d’eutrophisation des eaux de surface; ces nitrates se retrouvent dans une vaste gamme de ressources en eau, comme le signale Preul (1991). Preul (1964, 1967, 1972) et Preul et Schroepfer (1968) ont également parlé de la migration souterraine de l’azote et d’autres polluants.

Les écoulements des eaux souterraines sont excessivement lents et subtils en comparaison de ceux des eaux de surface dans le cycle hydrologique. Pour se faire une idée simple du cheminement des eaux souterraines ordinaires dans des conditions d’écoulement idéales et stables, on peut utiliser la loi de Darcy qui est une méthode élémentaire d’évaluation du mouvement des eaux souterraines avec des nombres de Reynolds (R) peu élevés:

dans laquelle:

L’eau souterraine ordinaire (H2O) est généralement le fluide porteur de la migration des polluants en sous-sol et l’on peut calculer qu’elle se déplace à une vitesse conforme aux paramètres de la loi de Darcy. Toutefois, le débit ou la vitesse d’un polluant tel qu’une substance chimique organique ou inorganique peut varier sous l’effet de processus d’advection et de dispersion hydrodynamique. Certains ions se déplacent plus lentement ou plus rapidement que la vitesse générale d’écoulement des eaux souterraines par suite des réactions avec les milieux de l’aquifère, de sorte que l’on peut les classer en «réactifs» ou «non réactifs». Les réactions revêtent généralement les formes suivantes:

•   réactions physiques entre le polluant et l’aquifère ou le liquide transporteur;
•   réactions chimiques entre le polluant et l’aquifère ou le liquide transporteur;
•   actions biologiques sur le polluant.

Voici des exemples de polluants réactifs et non réactifs du sous-sol:

•   polluants réactifs — chrome, ions d’ammonium, calcium, sodium, fer, etc.; cations en général; composants biologiques; composants radioactifs;
•   polluants non réactifs — chlorures, nitrates, sulfates, etc.; certains anions; certains pesticides et herbicides.

Au premier abord, on pourrait penser que les polluants réactifs sont les plus nocifs, mais ce n’est pas toujours le cas du fait que les réactions bloquent ou retardent les déplacements des concentrations de polluants, alors que les migrations de polluants non réactifs peuvent se faire en grande partie sans obstacle. Il existe maintenant certains produits «doux» pour le ménage et l’agriculture qui se dégradent biologiquement après un certain temps et évitent par conséquent de contaminer les eaux souterraines.

Il va de soi que la meilleure stratégie est de prévenir la pollution du sous-sol; toutefois, il faut généralement l’apparition d’un phénomène pour que l’on découvre que les eaux souterraines sont polluées de façon incontrôlée, par exemple à la suite de plaintes émanant des utilisateurs de l’eau des puits dans la région. Malheureusement, au moment où le problème est reconnu, les dommages peuvent déjà être graves et il faut trouver un remède. La régénération peut exiger de vastes études hydrogéologiques sur le terrain avec des analyses en laboratoire d’échantillons d’eau pour déterminer l’étendue des concentrations de polluants et le profil de leurs migrations. Souvent, les puits existants peuvent servir aux premiers échantillonnages, mais dans les cas graves, il faudra peut-être faire de nombreux forages et prélever de nombreux échantillons d’eau. On peut alors analyser ces données pour établir la situation actuelle et prévoir l’avenir. L’analyse du cheminement de la contamination des eaux souterraines est un domaine spécialisé qui exige souvent le recours à des modèles informatisés pour mieux comprendre la dynamique du phénomène et pouvoir faire des prévisions sous diverses contraintes. Les publications contiennent à cette fin un certain nombre de modèles informatisés à deux et trois dimensions. Le lecteur se reportera à l’ouvrage de Freeze et Cherry (1987) s’il souhaite trouver des approches analytiques plus détaillées.

La prévention de la pollution est la meilleure méthode de protection des ressources en eaux souterraines. Bien que les normes de l’eau potable s’appliquent généralement à l’utilisation des eaux souterraines, il faut protéger les eaux non traitées de la contamination. Les organismes gouvernementaux, comme les ministères de la Santé, les organismes responsables des ressources naturelles et les agences de protection de l’environnement, sont habituellement chargés de ces activités. La lutte contre la pollution des eaux souterraines vise généralement à protéger les aquifères et à prévenir la pollution.

Pour prévenir la pollution, il faut des mesures d’aménagement du territoire sous la forme de zonage et d’autres réglementations. Les lois peuvent viser à empêcher certaines utilisations, spécialement dans le cas de sources ponctuelles ou d’activités qui pourraient causer une pollution. Le zonage est un instrument de protection des eaux souterraines d’une grande efficacité au niveau local. Les programmes de protection des aquifères et de la zone située autour du champ de captage des puits sont examinés ci-après en tant qu’exemples éminents de prévention.

Un programme de protection de l’aquifère suppose la délimitation de la nappe et de ses zones de recharge. Les aquifères peuvent être captifs ou non captifs et devront donc être analysés par un hydrogéologue qui déterminera à quel type ils appartiennent. La plupart des grands aquifères sont généralement bien connus dans les pays développés, mais d’autres régions peuvent exiger des recherches sur le terrain et une analyse hydrogéologique. L’élément capital d’un programme de protection de l’aquifère contre la dégradation de la qualité de l’eau réside dans la réglementation de l’utilisation des terres situées au-dessus de la nappe et de ses zones de recharge.

La protection de la zone située autour du champ de captage d’un puits est une approche plus précise et plus limitée qui s’applique à la zone de recharge de ce puits. Le gouvernement fédéral des Etats-Unis exige maintenant, par les amendements apportés en 1986 à la loi américaine de 1984 sur l’eau potable (Safe Drinking Water Act (SDWA)), que des zones précises soient délimitées en amont du champ de captage pour les puits publics. La zone de protection en tête du champ de captage des pluies est définie dans cette loi comme «la zone en surface et sous la surface entourant un puits ou un champ de captage de puits qui alimente un réseau public de distribution d’eau, à travers laquelle il est raisonnablement probable que des contaminants se déplaceront en direction de ce puits ou de ce champ de captage et l’atteindront». L’objectif principal de ce programme tel qu’esquissé par l’EPA (EPA, 1987) est de délimiter les zones de protection des puits sur la base des critères choisis, de l’exploitation des puits et de considérations hydrogéologiques.