b.iii Phosphates

En moyenne sur l’année, les concentrations en phosphates en amont, au rejet de la STEU et en aval de cet ouvrage sont similaires (0,44 mgP L-1) avec une contribution en charge de la STEU égale à 23 % (Figure 41). Ainsi, le rejet de la station n’impacte pas la rivière et l’on ne note pas non plus la présence d’une source ou d’un « puits » de phosphate dans la partie aval. Ce paramètre semble donc être conservatif à cette échelle de mesure.

Lors du suivi annuel, les concentrations en amont et en aval de la STEU peuvent être différentes selon les mois. En février 2014, juin, janvier et février 2015, les concentrations en aval sont supérieures à celles de l’amont (Figure 41). Lors de ces périodes, les concentrations relevées en sortie de STEU sont supérieures ou égales à l’amont, avec une contribution en charge comprise entre 19 et 75 %. L’apport de la STEU a donc un impact sur La Marque en participant à son enrichissement. Au contraire en avril et octobre 2014, les concentrations en aval sont inférieures à celles de l’amont. Lors de ces périodes de basses-eaux, les teneurs au sein du rejet sont alors très faibles (<0,07 mgP L-1) comparées à celle de la rivière (0,33 et 0,62 mgP L-1 en amont) et la part du débit de la STEU est importante (environ 40 %). L’impact du rejet est donc une dilution des concentrations en phosphates dans La Marque. Le reste du temps, les concentrations amont et

© 2016 Tous droits réservés.

Chapitre V – Estimation de l’impact de deux ouvrages de traitement des eaux sur le milieu naturel récepteur

157

aval de l’ouvrage ne sont pas significativement différentes, malgré le fait que la contribution de la STEU puisse être importante (e.g. décembre).

Figure 41 : Evolution mensuelle et moyenne au cours de l'année 2014 des concentrations en phosphates dans La Marque amont, en rejet de STEU et en aval de l'ouvrage (A). Charges mensuelles de phosphates dissous de La Marque, de la STEU et du lac du Héron (B). Les barres d’erreurs de 10 % pour les phosphates reflètent l’écart type estimé à partir d’un prélèvement d’eau réalisé trois fois.

Du point de vue réglementaire, les teneurs en nitrates relevées en aval du rejet de la STEU ne participent pas à la dégradation de la masse d’eau. En effet, la valeur du percentile 90 en LM2 est inférieure à 11,3 mgN L-1, qui est la limite à ne pas dépasser pour rester dans la classe du bon état. En revanche, les percentiles 90 des concentrations en ammonium et en phosphates à la station LM2, indiquent que ces paramètres sont déclassant. Les valeurs de 4,3 mgN L-1 et de 0,81 mgP L-1 confèrent au cours d’eau un mauvais état.

L’hypothèse d’avoir des teneurs plus faibles en NH4+ et PO43- en amont (LM1), permet d’obtenir

des concentrations calculées en LM2 de 2,0 mgN L-1 et 0,16 mgP L-1. La contribution de la STEU enrichirait donc encore les eaux de surface de La Marque, au point que les percentiles 90 de ces paramètres déclasseraient le cours d’eau en état médiocre pour l’ammonium (2-5 mgNH4

L-1 ou 1,6-3,9 mgN L-1) et mauvais pour les phosphates (>2 mgPO4 L-1 ou >0,65 mgP L-1). Ceci

est dû en grande période aux périodes de basses-eaux lorsque le volume de la STEU est non négligeable par rapport au débit de La Marque. Ainsi, contrairement au cas du COD décrit précédemment, l’amélioration de l’état écologique envers l’ammonium et les phosphates doit passer par des actions de reconquête de la qualité de l’eau, en amont de la rivière et par

© 2016 Tous droits réservés.

Chapitre V – Estimation de l’impact de deux ouvrages de traitement des eaux sur le milieu naturel récepteur

158

l’amélioration du traitement de ces substances en STEU (bien qu’actuellement, les abattements soient importants et conformes à la règlementation en vigueur). Plusieurs pistes seraient envisageables avec les filières déjà en place. Afin d’obtenir une eau plus épurée, on pourrait imaginer une charge de boue activée plus importante dans le bassin biologique avec un temps de contact plus important. La diminution des teneurs en ammonium pourrait être envisagée par des cycles d’oxygénation plus importants. Un compromis serait alors probablement à trouver car l’élimination biologique du phosphore passe par des processus anaérobiques au cours desquels, les bactéries accumulent le phosphore. Une autre possibilité serait de sur-dimensionner les STEU afin d’augmenter le temps de contact entre les eaux usées brutes et les différents processus de traitement. Cependant au vu des taux d’abattements qui restent conformes vis-à-vis de la loi, de tels travaux ne seront probablement pas envisagés pour des raisons économiques.

V.3.c. ETM

V.3.c.i. Cuivre

La teneur moyenne annuelle en sortie de STEU est de 1,6 µg L-1, supérieure à la concentration moyenne en amont qui est égale à 1,1 µg L-1. En aval, aucun enrichissement n’est noté malgré une contribution de la STEU de 32 %.

Cette tendance est également visible mensuellement, en particulier en février 2014, de mai à juillet, en novembre et en décembre ainsi qu’en février 2015. Bien que la concentration dans le rejet de STEU soit supérieure à la teneur en amont et malgré les contributions de la STEU comprises entre 23 et 47 %, il n’y a pas de différence significative entre l’amont et l’aval (Figure 42) sur ces mois. La présence de cuivre en sortie de STEU peut être liée aux canalisations d’eau potable.

© 2016 Tous droits réservés.

Chapitre V – Estimation de l’impact de deux ouvrages de traitement des eaux sur le milieu naturel récepteur

159

Figure 42 : Evolution mensuelle et moyenne au cours de l'année 2014 des concentrations en cuivre dans La Marque amont, en rejet de STEU et en aval de l'ouvrage (A). Charges mensuelles de cuivre dissous de La Marque, de la STEU et du lac du Héron (B). Les barres d’erreurs de 10 % pour le cuivre reflètent l’écart type estimé à partir d’un prélèvement d’eau réalisé trois fois.

Globalement, les concentrations mesurées et calculées en aval (LM2) sont très similaires sauf en décembre 2014 et en janvier 2015, où les teneurs mesurées sont inférieures à 2 µg L-1. Cette valeur suggère que les apports en cuivre dissous (probablement assez réactif) ne sont pas conservatifs même sur des courtes distances, et qu’une partie du cuivre s’adsorberait rapidement sur les particules.

Vis-à-vis de l’arrêté français du 28 août 2015 relatif à la DCE, la NQE-MA du Cu est de 1,0 µg L-1 dans les eaux de surfaces continentales. La concentration moyenne annuelle relevée en amont et en aval de la STEU (1,1 µg L-1) peut donc dégrader l’état écologique du cours d’eau vis-à-vis du cuivre. Dans l’hypothèse où La Marque amont contiendrait des concentrations en cuivre proche du bruit de fond, l’apport de cuivre par la STEU (en supposant que cet élément ait un comportement conservatif) n’aurait pas d’impact sur l’état écologique du cours d’eau qui resterait donc en bon état. Les actions à mener pour la reconquête de La Marque par rapport à cet élément se portent donc prioritairement en amont de Villeneuve d’Ascq.

V.3.c.ii. Plomb

Les moyennes annuelles en plomb au sein de la rivière (amont et aval) et dans le rejet de la STEU sont identiques avec une valeur moyenne de 0,21 µg L-1. De plus, les concentrations mesurées et

© 2016 Tous droits réservés.

Chapitre V – Estimation de l’impact de deux ouvrages de traitement des eaux sur le milieu naturel récepteur

160

calculées en LM2 sont très proches et égales à 0,20 et 0,23 µg L-1, respectivement. Cela suggère un comportement conservatif de cet élément à l’échelle annuelle (Figure 43).

Figure 43 : Evolution mensuelle et moyenne au cours de l'année 2014 des concentrations en plomb dans La Marque amont, en rejet de STEU et en aval de l'ouvrage (A). Charges mensuelles de plomb dissous de La Marque, de la STEU et du lac du Héron (B). Les barres d’erreurs de 10 % pour le plomb reflètent l’écart type estimé à partir d’un prélèvement d’eau réalisé trois fois.

Au niveau du suivi mensuel, deux mois sont très particuliers. Premièrement en juillet 2014, une concentration maximale est mesurée en amont (0,81 µg L-1), sans que l’on note un évènement climatique particulier. Deuxièmement en janvier 2015, où la teneur dans le rejet de la STEU atteint une valeur importante de 0,93 µg L-1. Dans ces deux cas et comme pour le cuivre, les concentrations calculées sont supérieures à celles mesurées en LM2, suggérant un piégeage rapide de l’excès de plomb apporté au système. En aval, les teneurs n’excèdent en effet jamais 0,46 µg L-1.

Hormis en avril 2014 et en janvier 2015 où la charge de la STEU représente respectivement 51% et 41% des apports, l’ouvrage n’est dans l’ensemble pas un contributeur important avec des valeurs comprises entre 1,5 et 23% tout au long de l’année.

Au final, d’un point de vue réglementaire, le plomb ne pose pas de problème et semble venir d’une contamination diffuse, présente dans La Marque et dans le rejet de la STEU. En effet, la NQE-MA est de 1,2 µg L-1 et est bien supérieure à la concentration moyenne relevée dans La Marque (0,21 µg L-1).

© 2016 Tous droits réservés.

Chapitre V – Estimation de l’impact de deux ouvrages de traitement des eaux sur le milieu naturel récepteur

161