Impact sur la qualité de l eau ¶ Impact physique

Dans les régions à forte densité de population, la mise en dépôt est rendue délicate en raison des risques environnementaux de cette pratique (Cauwenberg et al., 1998). Par exemple, le dragage hydraulique conduit à la manipulation et la mise en dépôt de MD fortement dilués. Cette méthode conduit à une augmentation des concentrations en MES à proximité directe du site de dépôt (Radenac et al., 1997).

Un autre phénomène physique se produit, cette fois à l interface eau-sédiment, il s agit du phénomène de diffusion moléculaire. Il se produit lorsqu il existe un gradient en élément dissous dans l eau interstitielle du sédiment et la colonne d eau. La diffusion moléculaire entraîne alors la migration de l élément dissous depuis l eau interstitielle vers la colonne d eau. Ces flux de diffusion peuvent être calculés grâce à la loi de Fick :

Fd = - Ds (dC/dz)

Avec F_d = flux de diffusion, en mg/cm²/s Ds = coefficient de diffusion, en cm²/s

dC/dz = gradient de concentration à l interface, en mg/cm⁴

Krom et Berner (1980) ont calculé Ds à partir du coefficient de diffusion dans une solution diluée à l infini D0, pour un sédiment de porosité Φ et un facteur de correction F :

Ds = D0 / (Φ.F)

Avec F = 1,28 Φ-2

D₀ (cm²/s) est à déterminer pour chaque espèce avec les abaques de Li et Gregory et est fonction de la température T

Par exemple, dans le cas de l ammonium, D0 = (19,8 + 0,4 (T 25)).10^-6 avec T en °C. L ammonium est effectivement un ion rencontré à des concentrations souvent élevées dans les eaux interstitielles des sédiments (40 mg/L dans des sédiments de Seine à Porcheville) (Garban et al., 1995). Les apports en nutriments, tels que l ammonium, par diffusion ou par d autres phénomènes comme l ammonification contribuent aux phénomènes d eutrophisation qui affectent alors les sites de dépôt.

· Relargage de polluants

Le stockage à long terme des MD peut entraîner une mobilisation des polluants adsorbés sur les matériaux remis en suspension vers les eaux de surface et les eaux de nappes adjacentes (Gupta et al., 1980 ; Stokman et Bruggeman, 1995). La mobilisation des métaux trace dans le site de dépôt peut se produire, suite à des variations des conditions physico-chimiques, et en

particulier durant l oxydation des sédiments anoxiques, et lors des phénomènes de remise en suspension qui ont lieu au cours de la mise en dépôt. Cette mobilisation dépend, dans le cas des métaux, de la phase géochimique à laquelle est associé le polluant (spéciation), et le rôle des oxydes de fer dans leur distribution est prépondérant (Giani et al., 1994). Les facteurs qui influencent la disponibilité des métaux dans ce cas sont (Combs et al., 1982) :

• La précipitation de sulfures insolubles en milieu réducteur,

• L adsorption des métaux ou la co-précipitation d hydroxydes de fer et de manganèse colloïdaux en conditions oxydantes,

• La précipitation de métaux sous la forme de carbonates, oxydes ou hydroxydes, partiellement solubles à des pH plus élevés,

• La complexation des métaux avec des matières humiques insolubles.

Dans le cas d un sédiment anoxique riche en sulfures (S^2-), les métaux lourds ne sont pas considérés comme disponibles, car les ions métalliques sont solidement complexés ou précipités avec S^2- ou HS^-. Cependant, des sédiments contaminés en métaux lourds peuvent se comporter comme de véritables bombes à retardement en cas d augmentation des conditions rédox (exposition du sédiment à une eau de surface riche en oxygène ou directement à l air). Dans ces conditions, qui se produisent notamment lors de la mise en dépôt, les métaux sont relargués dans l eau sous des formes plus facilement bio-assimilables (Forstner et Calmano, 1998).

Les hydroxydes de fer et oxydes de manganèse sont présents dans les zones aérobies (comme dans la colonne d eau ou les milieux artificiellement oxygénés) sous la forme MnO2 et Fe(OH)3 . Ces deux espèces chimiques sont insolubles et précipitent facilement. Après avoir épuisé le milieu en oxygène puis en azote nitrique, les bactéries utilisent le manganèse puis le fer comme oxydant pour dégrader la matière organique. Les oxydes de manganèse et hydroxyde de fer sont alors réduits en Fe²⁺ et Mn²⁺ :

MnO₂ + 4 H⁺ + 2 e^-→ Mn²⁺ + 2 H₂O Fe(OH)₃ + 3 H⁺ + e^-→ Fe²⁺ + 3 H₂O

Alors qu ils sont insolubles à l état oxydé, fer et manganèse sont solubles à l état réduit. Les métaux lourds co-précipités ou adsorbés sont alors libérés dans les eaux interstitielles. Les ions métalliques peuvent être précipités, principalement sous forme de sulfures, dans des eaux anoxiques, ou comme carbonates, si le milieu est moins réducteur. Si les sédiments sont à nouveau oxydés, comme dans le cas du dragage et de la mise en dépôt, les sulfures se transforment alors en sulfates, libérant aussitôt les métaux associés (Bussy, 1996 ; Moneron, 1999). Après consommation des oxydes de manganèse et hydroxydes de fer, les sulfates sont utilisés comme oxydants pour la dégradation de la matière organique. Les sulfates sont alors réduits en sulfure d hydrogène. Ce produit de réaction est toxique en grande quantité pour les plantes et les microorganismes. Cette réaction de sulfato-réduction se produit en milieu anaérobie grâce à des bactéries comme les désulfovibrio :

SO4^2- + 8 H⁺ + 8 e^-→ H2S + 2 H2O + 2 OH

Dragages fluviaux : réglementation, qualité, gestion

solubles ou de la solubilisation des espèces métalliques associées à la matière organique particulaire, au CaCO3 ou aux oxydes de fer et manganèse, ce qui peut entraîner par exemple une contamination des eaux de nappe ou de surface dans le dépôt (Combs et al., 1982).

Au cours de la remise en suspension entraînée par le dragage ou la mise en dépôt des MD, des études ont montré que le comportement des polluants organiques se révélait complètement différent de celui des métaux lourds. L émission des polluants organiques peut se calculer dans la phase dissoute à partir des MD apportés dans le milieu et des constantes d équilibre. Concernant les relargages de métaux lourds, le calcul est beaucoup plus complexe dans la mesure où les liaisons des métaux avec les particules dépendent d autres processus et de la présence d autres composés comme les sulfures (Stokman et Bruggeman, 1995).

¸ Diagenèse

La diagenèse regroupe l ensemble des phénomènes qui se déroulent au sein des sédiments après la déposition des matières en suspension mais aussi pendant leur sédimentation. La minéralisation est l une des étapes de la métamorphose des solides et en particulier de leur composante organique. Les MD contiennent souvent de grandes quantités de matières organiques dégradables. L oxydation de la matière organique particulaire se produit en trois phases (Bussy, 1996) :

• Les matériaux labiles sont hydrolysés et oxydés près de l interface eau-sédiment, pendant des périodes de un mois à plusieurs années,

• Les matériaux plus résistants sont attaqués plus profondément dans les sédiments par des processus s accomplissant sur une ou plusieurs décades,

• Les matériaux résistants, généralement de type humique, sont transformés pour aboutir aux carburants fossiles après plusieurs millions d années.

En milieu anaérobie, comme c est le cas dans les sédiments, en particulier en milieu urbain, les composés organiques complexes sont tout d abord décomposés en graisses, sucres et protéines, qui eux mêmes sont transformés en acides aminés, glucose, acides gras etc. Certaines bactéries anaérobies sont capables de transformer directement ces composés en H2, CO2 et CH3COOH alors que d autres bactéries (bactéries acétogéniques) nécessitent une étape intermédiaire au cours de laquelle des acides organiques à longue chaîne et alcools sont produits. Les bactéries méthanogéniques sont alors capables d utiliser le H₂, le CO₂ et CH3COOH pour produire du CO2 et du CH4 (Figure 8). Nous notons également sur ce schéma que ce processus de dégradation anaérobie entraîne la production de NH4⁺, HPO4^2- et H2S (Stegmann et Krause, 1988).

Graisse Sucres Proteines Biogaz (70% CH₄ 30% CO₂) HYDROLYSE ^PRODUCTION D ACIDES PRODUCTION DE METHANE Acides aminés Glucose Acides gras

Glycérine _propionique^Acide Acide butyrique Alcools etc. bactéries bactéries bactéries H2, CO2 Acide Acétique NH₄+ HPO₄2 - H₂S H₂, CO₂ Acide Acétique

Figure 8 : Schéma des processus de dégradation anaérobie (d après Stegman et Krause, 1988)

Ce processus de diagenèse entraîne des changements au niveau des concentrations en différentes substances dans les eaux interstitielles. La diagenèse a effectivement un impact significatif sur les paramètres environnementaux tels que le pH, le potentiel redox, la présence de carbonates, sulfures et certains complexes comme par exemple les substances humiques. Le phénomène de diagenèse a donc un effet sur les émissions de polluants vers les eaux en contact avec le dépôt (Nijssen et al., 1998).

La minéralisation de la matière organique par les micro-organismes décomposeurs correspond à une oxydation dégradative. C est un processus consommateur d oxygène et producteur d azote, et de phosphate, généralement sous la forme de NH4⁺ et de HPO4^2-. En milieu oxique, l ammonium est ensuite oxydé en nitrite puis en nitrate par le processus de nitrification (Figure 9) (Morin et Morse, 1999).

Figure 9 : Cycle de l azote à l interface eau stagnante-sédiment

Pour ce qui concerne le phosphore (voir cycle du phosphore Figure 10), les effets de l activité biologique sur la mobilité de cet ion ont été remarquées à l interface eau-sédiment : d importants relargages de phosphore ont été observés (Garban et al., 1995).

Dragages fluviaux : réglementation, qualité, gestion Sédiments Zone anaérobie Zone aérobie Rejets Phosphates minéraux Polyphosphates Orthophosphates Matières organiques PO₄ 2-minéralisation

Engrais phosphat_és Organismes autotrophes (algues) Assim^ilation Organismes hétérotrophes (zooplancton) assimilation excrétion précipitation solubilisation E Oxydo-réduction

Figure 10 : Cycle du phosphore (Champiat et Larpent, 1988)

¹ Compaction

Le phénomène de compaction est induit par la poussée résultant du poids des MD déposés. Cette compaction a pour conséquence d expulser mécaniquement les eaux interstitielles. Nijsen et ses collaborateurs ont montré, après une étude d impact, que ces eaux avaient tendance, pour la majorité, à migrer vers le haut, une plus petite quantité migrait quant à elle vers le bas (100 mm par an pendant les 30 premières années puis de 20 mm les années suivantes), alors qu une infime quantité des eaux interstitielles migrait latéralement au sein du dépôt (Nijssen et al., 1998). Les mouvements d eaux interstitielles attendus dans les sites de dépôt sont donc essentiellement des mouvements vers les eaux de surface, et plus modérément vers les eaux de nappe sous-jacente au site de dépôt.

I.3.1.6 Impact sur la vie aquatique

Il est désormais acquis que les risques associés aux polluants bio-accumulables (tels les organochlorés, PCBs ou autres) doivent être pris en considération lors des évaluations concernant les alternatives de mise en dépôt des MD. La bio-accumulation, niveau trophique après niveau trophique, représente effectivement une des sources les plus importantes d incertitude dans les études de détermination des risques. En effet, l accumulation de polluants dans les tissus des organismes aquatiques peut entraîner des effets indésirables sur les organismes eux-mêmes mais aussi chez les récepteurs se situant à des niveaux trophiques supérieurs (Linkov et al., 2001).

Les opérations de dragage et de mise en dépôt peuvent ainsi affecter l équilibre précaire des écosystèmes de plusieurs manières (Malherbe, 1991) :

• une augmentation de la turbidité de l eau qui entraîne une limitation de la photosynthèse, • une augmentation de la biodisponibilité de composés tels que les nutriments ou les

• une augmentation du stress sur les organismes aquatiques due aux man uvres de mise en dépôt ,

• une modification de la concentration en oxygène (matière organique) et en nutriments (N, P, ).

En effet, la mobilisation et la bio-disponibilité des polluants liés aux MD peuvent être altérées par des facteurs physiques, chimiques et/ou biologiques pendant et après les opérations de dragage (Combs et al., 1982).

Les polluants présents dans les sédiments peuvent menacer la micro-faune mais aussi les différents types de vers, crustacées ou larves d insectes qui vivent directement au contact de ces matériaux. Ces polluants sont soit ingérés ou adsorbés par contact dermique, soit ils peuvent être relargués dans la colonne d eau. Les petits organismes sont consommés par les poissons, eux-mêmes consommés par des espèces de plus grande taille et l homme. Le phénomène de bio-accumulation le long de la chaîne trophique est actuellement reconnu (Mulligan et al., 2001).

De plus, l augmentation des concentration en MES, ici induites par le dragage ou la mise en dépôt, au delà d un seuil qui s élève à 75 mg/L (Rodier et al., 1996), entraîne la réduction de certaines activités physiologiques comme la filtration ou l absorption pour les organismes filtreurs et entraîne ainsi une diminution du taux de croissance de ces individus (Radenac et al., 1997).

Les rejets d eaux usées urbaines et d effluents agricoles et industriels à haute teneur en composés organiques, phosphate, nitrate et ammoniaque constituent la source la plus ancienne et la plus généralisée de risque pour la qualité des eaux de surface et des sédiments. En effet, dès que le système aquatique n est plus en mesure d oxyder ces éléments, l eutrophisation incontrôlée survient et la faune aquatique meurt par manque d oxygène (Norman et al., 1997). C est ce qui peut se produire au sein même d un site de dépôt accueillant des MD riches en nutriments.