Mesurage de l infiltration et de l exfiltration dans les réseaux d assainissement

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1 N d ordre 04ISAL003 Année 004 Thèse Mesurage de l infiltration et de l exfiltration dans les réseaux d assainissement Présentée devant L Institut National des Sciences Appliquées de Lyon Pour obtenir Le grade de docteur Formation doctorale : Génie Civil École doctorale : Mécanique, Energétique, Génie Civil, Acoustique Par Jérôme De Bénédittis Soutenue le 16 Avril 004 devant la Commission d examen Jury Directeur Jean-Luc Bertrand-Krajewski Maître de Conférences Bernard Chocat Professeur Président Bernard Blavoux Professeur Rapporteur Michel Desbordes Professeur J.Bryan Ellis Professeur Examinateur Claudes Joannis Ingénieur divisionnaire des TPE Invité Jean Chapgier Ingénieur

2 Résumé A ce jour, le mesurage de l infiltration et de l exfiltration dans les réseaux d assainissement n est pas réalisé avec des méthodes précises et/ou adaptées. Ce constat est à l initiative du programme de recherche Européen APUSS dans lequel ce travail s inscrit. Le principal objectif de cette thèse est de mettre en œuvre, sur le Grand Lyon, les méthodes de mesure développées dans le cadre de ce programme de recherche : mesurage de l infiltration par traçage naturel des isotopes de la molécule d eau (Kracht, 001) et mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl (Rieckermann, 00). Sur le Grand Lyon, le traçage naturel des isotopes de la molécule d eau peut être utilisé pour estimer l infiltration en raison des origines différentes de l eau potable et des eaux souterraines. Sur certains secteurs, l écart de δ 18 O entre eau potable et eaux souterraines varie entre 1,5 et 3 selon les saisons. La fraction d infiltration peut alors être estimée avec une incertitude qui varie entre 8 % et 4 % du débit de temps sec. Cette méthode ne pouvant pas être appliquée dans tous les contextes, un recensement des méthodes traditionnelles a été effectué afin de réaliser deux études comparatives. Selon la méthode utilisée, la valeur estimée de la fraction d infiltration varie en moyenne de 0 % du débit de temps sec. Toutefois, cette forte variabilité semble avoir un impact limité sur la hiérarchisation des apports d infiltration effectuée lors d une étude diagnostic. L étude de la variabilité de l incertitude en fonction du nombre de jours de temps sec utilisés pour le calcul d un volume total d infiltration montre qu une étude diagnostic reposant sur l analyse du débit en période nocturne doit avoir une durée suffisante pour observer 8 à 10 jours de temps sec. L incertitude relative associée à un volume total d infiltration est alors réduite d un facteur 3 par rapport à celle associée à un volume journalier. La méthode de mesure de l exfiltration par traçage artificiel a été mise en œuvre sur le bassin versant d Ecully au niveau d un collecteur présentant un linéaire de 1 km. Les taux d exfiltration estimés varient entre et 17 % et l incertitude est de l ordre de 1 %. Un léger effet de saisonnalité a été mis en évidence entre les différentes campagnes de mesure réalisées de juillet à novembre 003. La mise en œuvre d une mesure d exfiltration n est pas aisée en raison de la variabilité du débit et de la conductivité de base des eaux usées. Des spécifications techniques ont été apportées afin de réaliser le mesurage dans les meilleures conditions possibles. Il n existe pas de méthodes de mesure idéales mais un ensemble de méthodes qui peuvent être appliquées en fonction des conditions expérimentales propres au site étudié. Des expérimentations complémentaires sont nécessaires afin de mieux définir les conditions d emploi et de validité des méthodes développées et existantes. Pour l infiltration, les données acquises dans le cadre de l autosurveillance réglementaire des réseaux d assainissement peuvent être utilisées à cette fin avec pour objectif le mesurage en continu et son utilisation pour la mise en œuvre d une stratégie de prospection des infiltrations. Mots clés : réseaux d assainissement, infiltration, exfiltration, traceur, δ 18 O, incertitude, étude comparative, stratégie de prospection.

3 Abstract Nowadays, the measurement of infiltration and exfiltration in sewers systems is not done with accurate and/or adapted methods. This fact is the starting point of the European research program APUSS which this PhD thesis joins. The main objective of this thesis is to apply in Lyon the measurement methods developed in the framework of this research program: measurement of infiltration with the use of natural water isotopes (Kracht, 001) and measurement of exfiltration with the use of artificial tracers (NaCl) according to Rieckermann (00). In Lyon, natural water isotopes can be used to estimate infiltration because of the different origins of drinking water and groundwater. For some experimental sites, the difference of δ 18 O between drinking water and groundwater varies between 1,5 % and 3 % depending on the season. The infiltration fraction can then be estimated with an uncertainty that varies between 8 % and 4 % of dry weather flow. As this method cannot be applied in all contexts, a listing of existing methods was made in order to realize two comparative studies. According to the method used, the estimated value of infiltration fraction varies on average with 0 % of dry weather flow. However, this strong variability seems to have a limited impact on the hierarchisation of infiltration contributions realised during a diagnose study. The study of uncertainty variability according to the number of dry weather days used for the calculation of a total amount of infiltration shows that a diagnose study based on the night flow analysis must have a sufficient duration in order to observe 8 to 10 days of dry weather. The relative uncertainty in the total amount of infiltration is then reduced with a factor 5 with respect to the uncertainty in a daily amount. The measurement method of exfiltration with the use of artificial tracers has been applied on the Ecully catchment on a collector of 1 km in lenght. The estimated exfiltration rates vary between and 17 % and the uncertainty is close to 1 %. A light season effect can be observed between the several measurements campaigns realized from July till November, 003. The application of an exfiltration measurement is not easy because of the variability of the flow rates and the conductivity baseline of wastewater. Technical specifications are suggested in order to realize the measurement in the best possible conditions. There are no ideal measurement methods but a set of methods that can be applied according to the experimental conditions specific to the studied site. Additional experiments are necessary to better define the conditions of use and validity of the developed and existing methods. For infiltration, the data acquired within the framework of the self monitoring of sewer systems can be used for this purpose with as objective the continuous measurement and its use for the development of infiltration prospecting strategies. Keywords: sewer system, infiltration, exfiltration, tracer, δ 18 O, uncertainty, comparative studies, prospecting strategies.

4 Remerciements Mes remerciements s adressent en premier lieu à Michel Desbordes qui m a accepté au sein du DEA Science de l Eau dans l Environnement Continental à l Université de Montpellier II et qui m a orienté vers le Laboratoire d Hydrologie urbaine de l INSA de Lyon où ce travail de thèse a été réalisé. Je remercie Bernard Chocat de m avoir accueilli dans son laboratoire et Jean-Luc Bertrand-Krajewski mon directeur de thèse et coordinateur du programme de recherche européen APUSS pour son encadrement scientifique. Je remercie tous les membres de Jury d avoir accepté de juger mon travail. Je remercie Bernard Blavoux du Laboratoire d Hydrogéologie de l Université d Avignon et son équipe pour ses conseils sur l utilisation des isotopes stables des eaux naturelles et les analyses réalisées, de même pour Christine Fléhoc du service analyse du BRGM Orléans. Je remercie la division Eau du LCPC, Georges Raimbault, Claude Joannis et Samuel Ruflé pour les expérimentations réalisées à Nantes. Je remercie Pascal Le Gauffre pour ses conseils sur les indicateurs de performance. Je remercie la Direction de l eau du Grand Lyon, Jean Chapgier, Jean Claude Varnier, Denis Hodeau, Patrick Luccinachi, Stéphane Dehame, Virginie Clet et Pascal Bret pour l intérêt qu ils ont porté à ce travail et d avoir mis à ma disposition les données, les moyens financiers et humains pour la réalisation des expérimentations. Je remercie donc pour leur assistance, les égoutiers du dépôt de Vaise notamment les équipes de Mr Fontana et Mr Verdu composées entre autres de Jean Yves, Lionel et Serge. Je remercie l Agence de l Eau RMC en la personne de Mr Michelon pour l intérêt porté à mon travail et les moyens financiers mis à disposition pour la réalisation des expérimentations. Je remercie les bureaux d études Saunier Environnement et Hydratech de m avoir permis de réaliser certaines expérimentations au cours de deux études diagnostics. Je remercie Sylvia Neitzke et Emilie Baer pour leur travail dans le cadre du programme APUSS, ainsi que les quatre stagiaires qui ont travaillé avec moi Hiba Barrakat, Sally Dagher, Joao Coehlo et Remy Schilperhoort. Je remercie les trois techniciens de l OTHU, Yvan Béranger Dominique Babaud et Erwan le Saux pour leur participation aux expérimentations et pour leur compagnie agréable au sein du laboratoire. Parlant de compagnie agréable je remercie tous les membres du Laboratoire d Hydrologie Urbaine, Marcel Miramond pour son soutien lors des pots ; Sylvie Barraud ; Elham Alfakih ; Christian Ambroise pour son assistance informatique, son tire bouchon et son pastis ; l équipe Canoé composé de Francine Levaguerèse et Hervé Négro pour la gestion des stocks de café ; l équipe secrétariat composée de Renée Hector et Valérie Orhon pour leur disponibilité et leur sourire. Je remercie également mes collègues de bureau thésard ou ingénieur ; dans mon premier bureau Jean Pascal Bardin le tennisman fou, Mohammad Mourad le libanais qui mange des trèfles à quatre feuilles et Juan Carlos Garcia Salas l icône footballistique de tous les mexicains ; dans mon deuxième bureau mon pot David Poinard deuxième dan de karaté, cruciverbiste confirmé et allergique à la vodka pour avoir supporté mes goûts musicaux pendant plus d un an (courage t es le prochain sur la liste ), Antoine Proton alias Harry Poter, Magali Dechesne et Katia Laffréchine. Pour finir je remercie ma famille et mes amis pour leur soutien durant ces trop longues années d études, 4 ans c est un peu long non?

5 Table des matières Introduction générale. 1 Partie 1 : Infiltration et exfiltration: problématique et objectifs scientifiques de la thèse 1. Introduction Etat structurel des réseaux et phénomènes d infiltration et d exfiltration Infiltration et exfiltration conséquences de la dégradation des réseaux Infiltration et exfiltration, causes de la dégradation des réseaux d assainissement L infiltration dans les réseaux d assainissement : état de l art Généralités sur les eaux claires parasites Définition des eaux claires parasites Origines et classifications des eaux claires parasites ou ECP Impacts des ECP sur le fonctionnement du système d assainissement Impact des ECP sur les réseaux Impact des ECP sur fonctionnement des ouvrages épuratoires Impact des ECP sur la qualité des milieux naturels Les impacts financiers de la présence d eaux claires parasites Les études diagnostics de réseaux d assainissement et les solutions palliatives aux eaux claires parasites Méthodologie des études diagnostics Les solutions aux eaux claires parasites Interventions sur les réseaux Interventions au niveau de la station d épuration Conclusion sur les études diagnostics Principes de la quantification des eaux claires parasites et présentation générale des méthodes existantes... 7

6 3.5. Etudes comparatives existantes des méthodes d estimation des ECP Etude comparative sur le bassin versant de Pierre Bénite Etude comparative suisse Etude comparative autrichienne Etude comparative allemande Conclusions issues des études comparatives Imperfections des méthodes traditionnelles d estimation des ECP L exactitude des estimations L incertitude associée aux estimations Nature et origine des apports d eaux usées de temps sec Localisation des apports Exfiltration dans les réseaux d assainissement : état de l art Risques et impacts liés à l exfiltration Les solutions palliatives à l exfiltration Principes généraux de la détection et de la quantification de l exfiltration Comparaison des méthodes de détection et de quantification de l exfiltration Les méthodes de mesure indirecte de l exfiltration Bilan des composantes du débit d eaux usées de temps sec Simulation avec un modèle de recharge de nappe Méthodes basées sur l utilisation de traceurs Etude comparative des méthodes indirectes Conclusions sur les méthodes indirectes Les méthodes directes Les expérimentations sur le terrain Mesure de l exfiltration sur des sites pilotes et en laboratoire Etude comparative des méthodes directes et facteurs influençant l exfiltration Conclusions sur les méthodes directes Les inconvénients des méthodes existantes de détection et de quantification de l exfiltration Problématique et objectifs scientifiques de ce travail de thèse dans le cadre du programme de recherche européen APUSS Objectifs scientifiques liés au programme de recherche APUSS Objectifs scientifiques concernant l infiltration Objectifs scientifiques concernant l exfiltration Objectifs scientifiques personnels... 7

7 Partie : Mesurage des eaux claires parasites dans les réseaux d assainissement et évaluation de l incertitude associée : méthodes conventionnelles, développement de la méthode du δ 18 O ; études comparatives. 1. Introduction Les méthodes traditionnelles d estimation des eaux claires parasites dans les réseaux d assainissement Les méthodes débitmétriques La méthode du débit journalier d eaux usées de temps sec Méthode du débit de temps sec bis Méthode du "density average" Méthode de Annen et Mueller La méthode du triangle Méthode du minimum mobile Différence des débits journaliers de hautes et basses eaux Différence des débits nocturnes de hautes et basses eaux Méthode du débit nocturne minimum Méthode du débit nocturne corrigé Méthode du débit nocturne corrigé "bis" Méthodes des paramètres de forme des hydrogrammes Les méthodes chimiques ou par l étude de la dilution Méthode des données d Imhoff Méthode suisse Méthode Horizon ou méthode hybride Analyse synthétique des méthodes traditionnelles d estimation des ECP Mesurage des eaux claires parasites par traçage naturel des isotopes stables de la molécule d eau : la méthode du δ 18 O Principe de la méthode du δ 18 O et application à la mesure de l infiltration Définition du δ 18 O Principe de la mesure du δ 18 O Application à la mesure de l infiltration Objectifs et mise en œuvre des premières campagnes de mesure Faisabilité de la méthode du δ 18 O et premières mesures d infiltration d ECP Application de la méthode du δ 18 O sur le Grand Lyon Campagne de mesure de mars Faisabilité de la méthode du δ 18 O sur le Grand Lyon Les sites expérimentaux. 145

8 Conclusions Campagne de mesure de septembre Confirmation de la faisabilité de la méthode du δ 18 O sur le Grand Lyon Les sites expérimentaux Conclusions Campagne de mesure de Mars Le collecteur principal de la Commune d Albigny Le collecteur principal de Collonges Application de la méthode du δ 18 O à Nantes Faisabilité de la méthode du δ 18 O sur la Communauté Urbaine de Nantes Les sites expérimentaux : estimation de l infiltration et étude comparative Conclusions Conclusions générales sur l applicabilité de la méthode du δ 18 O Etude comparative des méthodes d estimation des ECP Les sites expérimentaux et les données disponibles Le bassin versant de l Yzeron Le bassin versant d Ecully Description du site et des données expérimentales Etude comparative sur le bassin versant de l Yzeron Application de la méthode du δ 18 O Etude comparative des méthodes traditionnelles et de la méthode du δ 18 O Etude comparative à l échelle de la chronique Etude comparative à l échelle du jour des prélèvements Etude comparative à l échelle du jour de temps sec Validité de la méthode du δ 18 O par rapport aux méthodes traditionnelles Conclusion de l étude comparative sur le bassin versant de l Yzeron Etude comparative sur le bassin versant d Ecully Application de la méthode du δ 18 O Représentativité de la méthode du δ 18 O Influence du protocole d échantillonnage sur la précision des estimations Etude comparative des méthodes traditionnelles et de la méthode du δ 18 O Etude comparative à l échelle de la chronique Etude comparative à l échelle du jour des prélèvements Etude comparative à l échelle de chaque jour de temps sec Validité de la méthode du δ 18 O par rapport aux méthodes traditionnelles Conclusion de l étude comparative sur le bassin versant d Ecully... 07

9 Partie 3: Mesurage de l exfiltration d effluent en réseaux d assainissement par traçage artificiel au NaCl 1. Introduction La méthode QUEST : Contribution à la finalisation du protocole expérimental Principe de la méthode QUEST Choix du traceur Les traceurs chimiques Le chlorure de lithium LiCl Le chlorure de sodium NaCl Les traceurs colorés Mise en œuvre d une mesure d exfiltration par traçage au NaCl Détermination des biefs de mesure Choix du bief de référence Choix du bief de mesure ou indicateur Acquisition de données sur le site étudié L essai préliminaire Mise en œuvre de l essai préliminaire Conduite des essais préliminaires Finalisation du protocole expérimental d une mesure d exfiltration Calcul de l exfiltration Dispositifs et équipements nécessaires Dispositif d injection du traceur Mesure de la conductivité Produits chimiques et réactifs Coordination des expérimentations avec les gestionnaires du réseau Application de la méthode QUEST sur le bassin versant d Ecully Mise en œuvre de la méthode QUEST sur le bassin versant d Ecully Détermination des biefs de mesure Acquisition de données sur le site étudié Essai préliminaire du 1/05/ Calcul des masses de traceur à injecter Préparation de la solution Préparation de l essai préliminaire Résultats et interprétation de l essai préliminaire... 4

10 3.. Les campagnes de mesure de l exfiltration sur le bassin versant d Ecully Campagne de mesure du 13/06/ Préparation de la mesure Résultats de mesure et interprétation Calcul de l exfiltration Campagne de mesure du 7/06/ Préparation de la mesure Résultats et interprétation Campagne de mesure du 7/07/ Préparation de la mesure Résultats et interprétation Calcul de l exfiltration et de l incertitude associée Campagne de mesure du 31/10/ Détermination du débit d eaux usées Détermination du débit d exfiltration Résultats de la campagne de mesure et interprétation Campagne de mesure du 8/11/ Applicabilité et coût de la méthode QUEST Facteurs liés au choix du linéaire de tronçon étudié Facteurs liés à la variabilité des caractéristiques de l effluent Coût d une mesure d exfiltration Conclusion Partie 4 : Utilisation du mesurage de l infiltration et de l exfiltration pour le diagnostic permanent et la maintenance des réseaux d assainissement : Stratégie de prospection 1. Introduction Utilisation du mesurage de l infiltration d eaux claires parasites Généralités Champ d application des méthodes d estimation d ECP dans le contexte de l autosurveillance Hiérarchisation des apports d ECP par bassin versant délimité selon le dispositif d autosurveillance : exemple du réseau d assainissement du Grand Lyon

11 .4. Proposition d indicateurs pour le développement d une stratégie de prospection des ECP dans les réseaux d assainissement Indicateurs pour la caractérisation des ECP Indicateurs de l impact technique, environnemental et économique des ECP Indicateurs de l impact technique des ECP Indicateur de l impact environnemental des ECP Indicateur de l impact économique des ECP Indicateur pour une stratégie de prospection des ECP Utilisation des indicateurs pour la mise en œuvre d un programme de prospection des ECP dans les réseaux d assainissement Développement d une méthodologie de sectorisation rapide des apports d ECP Utilisation du mesurage de l exfiltration d effluents Conclusion Conclusion générale. 99 Références bibliographiques Annexes. 317

12 Table des figures Partie 1 : Figure 1.1: Déformation d une conduite fissurée sous l influence de l infiltration et de l exfiltration (WEF, 1994) Figure 1. : Affaissement d une conduite sous l influence de l infiltration et de l exfiltration (WEF, 1994) Figure 1.3 : Comparaison des pourcentages d ECP calculés pour 33 STEP selon la méthode du minimum mobile et selon les méthodes conventionnelles utilisées par les gestionnaires des STEP (Weiss et al., 00) Figure 1.4 : Origines par temps sec des apports d eaux usées strictes et d eaux claires parasites Figure 1.5 : Production d'eaux usées domestiques au cours de la journée d après Butler et al. (1996) Figure 1.6 : Variations journalières du débit d'eaux usées d une collectivité urbaine (Degrémont, 1989) Figure 1.7 : Principe de fonctionnement du système CORIS (Ullmann, 1994) Figure 1.8 : Décroissance de l'exfiltration observée lors d une expérimentation à long terme et et effet d une mise en pression pour une fissure de 4 mm de largeur et une hauteur de 76 mm dans une conduite en béton de diamètre 300 mm enterrée dans du sable (Decker, 1994) Figure 1.9 : Dispositif expérimental pour l étude de l exfiltration à l échelle d un modèle réduit (Vollertsen et Hvitved-Jacobsen, 00)... 6 Figure 1.10 : Description des colonnes du dispositif de mesure de l exfiltration (Vollertsen et Hvitved-Jacobsen, 00)... 6 Figure 1.11 : Corrélation entre le débit d exfiltration et la hauteur ou le débit d eaux usées pour une ouverture de joint de 1, 4 mm (Ellis et al., 00) Figure 1.1 : Effet de la sédimentation sur le débit d exfiltration (Ellis et al., 00) Figure 1.13 : Organigramme du programme de recherche européen APUSS Partie : Figure.1: Exemple de décomposition par la méthode du débit de temps sec du débit total journalier mesuré à l exutoire du bassin versant d Ecully (003) Figure.: Relation empirique entre le débit d eaux usées strictes produit par habitant et le nombre d habitants selon Hager et al. (1985) Figure.3: Décomposition par la méthode du débit de temps sec bis du débit total journalier mesuré à l exutoire du bassin versant d Ecully (003) Figure.4: Application de la méthode de Annen Muller sur le point de mesure 6 du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0) Figure.5: Application de la méthode de Annen Muller sur le point de mesure 4 du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0) Figure.6: Application de la méthode de Annen Muller sur le point de mesure 6 du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0) Figure.7: Application de méthode du triangle sur le point de mesure 6 du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0)... 9 Figure.8: Application de la méthode du triangle sur le point de mesure 6 du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0)... 9 Figure.9: Mise en évidence de la présence d ECP selon l allure de la courbe de distribution du débit total journalier Figure.10: Application de la méthode du minimum mobile sur le bassin versant d Ecully, décomposition de l hydrigramme de débit total journalier Figure.11: Détermination du débit nocturne minimum sur un hydrogramme journalier. Effet de la taille des bassins versants sur la position du minimum nocturne Figure.1: Décomposition par la méthode du débit nocturne minimum de l hydrogramme de débit total journalier observé sur le point de mesure 1 du bassin versant de l Yzeron du13/11/0 au 9/1/ Figure.13: Hydrogramme de débit journalier d ECP de temps sec estimé sur le point de mesure 1 du bassin versant de l Yzeron du13/11/0 au 9/1/0. Observation de la variabilité journalière des ECP en fonction de l importance d un événement pluvieux et de sa durée Figure.14: Décomposition par la méthode du débit nocturne corrigé de l hydrogramme de débit total journalier observé sur le point de mesure 1 du bassin versant de l Yzeron du13/11/0 au 9/1/ Figure.15: Comparaison des différentes valeurs de référence du débit résiduel nocturne d eaux usées strictes en fonction du nombre d habitants (Warnecke, 1996)

13 Figure.16: Décomposition par la méthode du débit nocturne corrigé bis de l hydrogramme de débit total journalier observé sur le point de mesure 1 du bassin versant de l Yzeron du13/11/0 au 9/1/ Figure.17: Définition d un coefficient de forme pour caractériser un hydrogramme journalier Figure.18: Impact du débit d eaux parasites d infiltration sur le coefficient de forme Figure.19: Détermination de la période nocturne en fonction de l allure des hydrogrammes journaliers. Exemple des hydrogrammes journaliers observés à l exutoire du bassin versant d Ecully en mars Figure.0: Décomposition par la méthode des paramètres de forme de l hydrogramme de débit total journalier observé sur le point de mesure 1 du bassin versant de l Yzeron du13/11/0 au 9/1/ Figure.1: Hydrogramme journalier et pollutogrammes observés à l exutoire du bassin versant d Ecully (1/04/03) Figure.: Débit d ECP estimé par la méthode d IMHOFF lors du bilan 4 heures réalisés sur les 13 points de mesure de l étude diagnostic du bassin de l Yzeron (04/1 au 7/1/0). Effet du choix du polluant utilisé sur l estimation du débit journalier d ECP Figure.3: Variabilité en fonction du rapport surface/pente de l écart entre les valeurs estimées du débit d ECP selon la méthod d IMHOFF sur les 13 points de lesure du bassin versant de l Yzeron par mesure de la DBO et de la DCO Figure.4: Débit d ECP estimé par la méthode Horizon lors du bilan 4 heures réalisé sur les 13 points de mesure de l étude diagnostic du bassin de l Yzeron (04/1 au 7/1/0). Effet du choix du polluant utilisé sur la valeur estimée du débit journalier d ECP Figure.5: Courbes d incertitude associées à l estimation de la fraction d infiltration b pour différents contextes expérimentaux Figure.6: Localisation des points de prélèvement et des sites expérimentaux sur le Grand Lyon (mars 00) Figure.7: Incertitude sur l estimation de la fraction d infiltration dans le réseau d assainissement du Grand Lyon Figure.8: Localisation des points d échantillonnage et valeurs correspondantes du δ 18 O sur le site expérimental d Albigny (mars 00) Figure.9: Localisation des sites expérimentaux et des points de prélèvement sur la Communauté Urbaine de Nantes (janvier 003) Figure.30: Incertitude sur l estimation de la fraction d infiltration sur les sites du LCPC et de Saint-Joseph (janvier 003) Figure.31: Localisation des points de mesure du débit dans le réseau d assainissement du bassin versant de l Yzeron lors de l étude diagnostic de nov-dec Figure.3: Hauteur de pluie journalière observée sur le bassin versant de l Yzeron durant l étude diagnostic du réseau d assainissement (13/11/0 au 10/1/0) Figure.33: Schéma de principe de la station de mesure OTHU à l exutoire du bassin versant d Ecully Figure.34: Hauteur de pluie journalière observée sur le bassin versant d Ecully durant l étude diagnostic du réseau d assainissement (mars 003) Figure.35: Localisation des points d échantillonnage de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron Figure.36: Représentation graphique du classement par ordre croissant des valeurs estimées du volume total d ECP selon différentes méthodes en 10 points de mesure du bassin versant de l Yzeron Figure.37: Volume d ECP estimé (m 3 ) par les différentes méthodes débitmétriques sur les points de mesure situés d amont en aval sur le collecteur principal du bassin versant de l Yzeron Figure.38: Proportion d ECP estimée en pourcentage du volume total d ECP à l exutoire selon les différentes méthodes sur les points de mesure situés d amont en aval sur le collecteur principal du basin versant de l Yzeron Figure.39: Volume d ECP estimé par les différentes méthodes débitmétriques pour chacun des sous-bassins versant délimités par l ensemble des points de mesure du bassin versant de l Yzeron Figure.40: Proportion d ECP estimée en pourcentage du volume total d ECP à l exutoire selon les différentes méthodes pour chacun des sous-bassins versants du bassin versant de l Yzeron Figure.41: Représentation graphique du classement par ordre croissant des valeurs estimées du volume journalier d ECP selon différentes méthodes sur les 8 points de mesure où la méthode du δ 18 O est appliquée Figure.4: Représentation graphique du classement par ordre croissant des valeurs estimées du volume journalier d ECP selon différentes méthodes débitmétriques et chimiques sur les 13 points de mesure du bassin versant de l Yzeron Figure.43 : Analyse statistique des classements par ordre croissant des valeurs estimées du volume journalier d ECP selon différentes méthodes débitmétriques sur 16 jours de temps sec Figure.44: Variabilité de la hiérarchisation des apports d'ecp en fonction du jour de temps sec considéré observée lors de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron

14 Figure.45: Représentation graphique des valeurs estimée du F N 0 classée par ordre croissant et corrélation avec la morphologie (surface et pente) du bassin versant délimité par le point de mesure correspondant Figure.46: Valeurs de δ 18 O obtenues lors de l étude sur le basin versant d Ecully (1 et 13/03/003) Figure.47: Décomposition par la méthode du δ 18 O d un hydrogramme total journalier observé à l exutoire du bassin versant d Ecully (1 et 13/03/003) Figure.48: Variabilité horaire de la fraction d infiltration b et du débit moyen total Q T Figure.49: Hydrogramme journalier d infiltration d eaux souterraines estimé par la méthode du δ 18 O Figure.50: Incertitude absolue sur l hydrogramme d infiltration estimé Figure.51 : Représentation graphique des valeurs estimées du volume total d ECP selon différentes méthodes débitmétriques et de leur incertitude associée (Ecully, mars 003) Figure.5 : Incertitude relative sur les valeurs estimées du volume total et de la fraction d ECP selon différentes méthodes débitmétriques (Ecully, mars 003) Figure.53: Représentation graphique des valeurs estimées de la fraction d ECP selon différentes méthodes débitmétriques et de leur incertitude associée (Ecully, 1 et 13mars 003) Figure.54: Incertitude relative sur les valeurs de la fraction d ECP estimées selon différentes méthodes : débitmétriques, chimiques ou isotopique (Ecully, 1 et 13mars 003) Figure.55: Valeurs du volume journalier d ECP estimées par les différentes méthodes débimétriques sur le bassin versant d Ecully (mars 003) Figure.56: Volume journalier total d eaux usées observé à l exutoire du bassin versant d Ecully Figure.57: Débit moyen nocturne d eaux usées observé à l exutoire du bassin versant d Ecully durant la période nocturne 0h00-06h Figure.58: Représentation graphique du classement par ordre croissant des valeurs estimées du volume journalier d ECP selon différentes méthodes débitmétriques sur 8 jours de temps sec Figure.59: Incertitude relative moyenne sur la fraction d ECP et ses intervalles de confiance à 95 % Figure.60: Incertitude absolue moyenne sur la fraction d ECP et ses intervalles de confiance à 95 % Figure.61: Variation de l incertitude relative sur le volume total d ECP en fonction du nombre de jours de temps sec successifs utilisés pour son calcul...04 Partie 3 : Figure 3.1: Schéma de principe de la mesure de l exfiltration par traçage artificiel Figure 3.: Exemple d une courbe de restitution de traceur lors d une mesure d exfiltration par traçage artificiel (Rieckermann, 001) Figure 3.3: Courbe schématique de restitution de traceur théorique déterminée en fonction des temps de résidence respectifs des injections de référence et de mesure Figure 3.4: Représentation schématique du traitement des signaux de conductivité pour le calcul de l exfiltration... 3 Figure 3.5 : Détermination du coefficient de proportionnalité entre conductivité et concntration en NaCl pour la sonde conductimétrique WTW Tetracon Figure 3.6: Injection de surface avec une pompe (Rieckermann, 003) Figure 3.7: Injection de surface par un tube PVC (Rieckermann, 003) Figure 3.8: Injection au seau de la solution de traceur (Le Saux, 003) Figure 3.9: Station de mesure de la conductivité (Rieckermann, 003) Figure 3.10: Fixation des sondes de conductivité (Rieckermann, 003) Figure 3.11: Dispositif de mesure de la conductivité (Rieckermann, 003) Figure 3.1: Dispositif de mesure de la conductivité sur un anneau (Rieckermann, 003) Figure 3.13: Dispositif permettant de placer la sonde au droit de l écoulement (De Bénédittis, 003) Figure 3.14: Schéma de principe de l'essai préliminaire pour l application de la méthode QUEST sur le bassin versant d Ecully (mai 003) Figure 3.15: Conductivité observée au niveau de la station OTHU le 1/05/003 de 08h00 à 13h Figure 3.16: Schéma de principe des campagnes de mesure d exfiltration selon la méthode QUEST qur le bassin versant d Ecully (13/06/03) Figure 3.17: Variation de la conductivité pendant la première campagne de mesure (13/06/03) Figure 3.18 : Débit observé au niveau de la station OTHU le 13/06/003 de 14h00 à 19h Figure 3.19: Variation de la conductivité pendant la deuxième campagne de mesure (7/06/03) Figure 3.0: Maille figurant dans le tronçon étudié Figure 3.1: Schéma de principe de la campagne de mesure d exfiltration selon la méthode QUEST qur le bassin versant d Ecully (7/07/03)... 50

15 Figure 3. : Variation de la conductivité en fonction du temps au cours de la troisième campagne de mesure (7/07/03)... 5 Figure 3.3: Valeurs du taux d exfiltration calculées pour chaque injection de mesure en considérant d une part l injection de référence précédente et l injection de référence suivante Figure 3.4: Schéma de principe d une mesure d exfiltration selon la méthode QUEST avec simulation d exfiltration par pompage des eaux usées en surface (31/10/03) Figure 3.5: Détermination de la courbe de conversion de la conductivité de la solution de NaCl en concentration de la solution en NaCl (pour une température de référence à 0 C) Figure 3.6 : Variation de la conductivité en fonction du temps au cours de la quatrième campagne de mesure (31/10/03) Figure 3.7 : Variation de la conductivité en fonction au cours de la campagne de mesure du 8/11/

16 Table des tableaux Partie 1 : Tableau 1.1 : Type et nombre de défauts recensés sur un échantillon représentant un linéaire de 4981 km (CSTB et AGHTM, 1989)... 1 Tableau 1. : Facteurs de fuites et de casse des réseaux de distribution d eau potable (Poulton, 000) Tableau 1.3 : Les facteurs qui influencent la dégradation structurelle des réseaux d assainissement (Davies, 001) Tableau 1.4 : Classification des ECP en fonction du temps de réponse à la pluie (LROP, 1981) Tableau 1.5 : Classification spatio-temporelle des ECP selon l ABLB (Ranchet et al, 198) Tableau 1.6 : Méthodes d estimation des eaux claires parasites dans les réseaux d assainissement Tableau 1.7 : Débits journaliers d ECP (m 3 /jour) obtenus selon trois méthodes (débit de temps sec, données d Imhoff et Horizon au cours de l étude dignostic du bassin versant de Pierre-Bénite... 3 Tableau 1.8 : Analyse des écarts entre les fractions d ECP obtenues selon trois méthodes (débit de temps sec, données d Imhoff et Horizon au cours de l étude dignostic du bassin versant de Pierre-Bénite Tableau 1.9 : Caractéristiques des bassins versants urbains de Schmerikon et de Obermarch (Hager et al., 1985) Tableau 1.10 : Comparaison des fractions d ECP estimées selon les méthodes débitmétriques et chimiques au cours de l étude diagnostic des bassinsversants urbains de Schmerikon et de Obermarch (Hager et al., 1985) Tableau 1.11 : Valeurs estimées selon 4 méthodes débitmétriques du volume annuel d ECP et de la fraction d ERCP correspondante exprimée en pourcentage du volume annuel de temps sec (Ertl et al., 00) Tableau 1.1 : Détail des variables utilisées pour le bilan des composantes du débit d eaux usées de temps sec (Zimmermann, 1996) Tableau 1.13 : Les différentes espèces de traceur potentiellement utilisables pour l étude de l infiltration et de l exfiltration (Ellis, 001)... 5 Tableau 1.14 : Ordres de grandeur de l exfiltration à une échelle globale selon trois méthodes indirectes (Härig, 1991) Tableau 1.15 : Ordres de grandeur du débit d exfiltration mesuré avec le dispositif CORIS à l échelle du tronçon (Ullmann, 1994) Tableau 1.16 : Comparaison théorique du débit d exfiltration et de la capacité d infiltration de l encaissant (Decker, 1994) Tableau 1.17 : Ordres de grandeur de l exfiltration estimés selon différentes méthodes directes pour un type de défaut spécifique (Rusch, 001) Tableau 1.18 : Evaluation des méthodes d étude de l exfiltration (Rieckermann, 000) Tableau 1.19 : Objectifs de chaque sous-partie du programme de recherche APUSS et partenaires pilotes.69 Partie : Tableau.1: Valeurs de référence du facteur q (Fischer, 1990) Tableau.: Ratios standards et concentrations standards pour une eau usée urbaine (Saunier Environnement, 003)... 1 Tableau.3: Synthèse des caractéristiques des différentes méthodes chimiques pour l estimation des ECP Tableau.4: Synthèse des caractéristiques différentes méthodes débitmétriques pour l estimation des ECP Tableau.5: Abondance relative moyenne et naturelle des isotopes de la molécule d eau (Rocchiccioli, 1971) Tableau.6: Valeurs du δ 18 O des principales composantes du débit total d eaux usées du Grand Lyon (mars 00) Tableau.7 : Valeurs du δ 18 O des effluents entrant dans les deux principales station d épuration du Grand Lyon (mars 00) Tableau.8: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable et des eaux souterraines sur le site du Quai Jayr (mars 00) Tableau.9: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable, du Rhône et des eaux souterraines sur le site du Campus de la Doua (mars 00)

17 Tableau.10: Valeurs du δ 18 O des principales composantes du débit total d eaux usées du Grand Lyon (septembre 00) Tableau.11: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable, de la Saône et des eaux souterrainnes sur le site d Albigny (septembre 00) Tableau.1: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable, du Rhône et des eaux souterraines sur le site du Campus de la Doua (septembre 00) Tableau.13: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable, de la Saône et des eaux souterrainnes sur le site d Albigny (mars 003) Tableau.14: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable, de la la Saône et des eaux souterrainnes sur le site de Collonges (mars 003) Tableau.15: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable et des eaux souterrainnes sur chaque site expérimental à Nantes (janvier 003) Tableau.16: Détermination de la fraction d infiltration sur le site de Saint Joseph Tableau.17: Détermination de la fraction d infiltration sur le site du LCPC Tableau.18: Caractéristiques des sous-bassins versants définis pour chacun des points de mesure Tableau.19: Méthodes d estimation des ECP utilisables avec les données acquises lors de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron Tableau.0: Sélection des données de débit valides utilisables pour l application des méthodes débitmétriques d estimation des ECP. Détermination de la durée de l étude comparative Tableau.1: Date et caractéristiques des périodes nocturnes et diurnes des bilans sur 4 heures réalisés sur chacun des points de mesure de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron Tableau.: Caractéristiques du bassin versant d Ecully Tableau.3: δ 18 O des principales composantes du débit total d eaux usées d amont en aval du bassin versant de l Yzeron (5/1/0) Tableau.4: Valeur moyenne de référence du δ 18 O des principales composantes du débit total d eaux usées du bassin versant de l Yzeron Tableau.5: Détermination de la fraction d infiltration pour chaque point de mesure. Etude comparative avec la méthode du minimum nocturne Tableau.6: Volume total d ECP (en m 3 ) estimé en chaque point de mesure de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0) Tableau.7: Classement par ordre croissant des valeurs estimées des ECP selon différentes méthodes débitmétriques en 10 points de mesure du bassin versant de l Yzeron Tableau.8: Fraction d ECP (en % du débit de temps sec) estimée en chaque point de mesure de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0) Tableau.9: Moyenne de l écart (en % du débit de temps sec) observé entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques pour l ensemble des points de mesure Tableau.30: Ecart minimal et écart maximal (en % du débit de temps sec) observés entre les fractions estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques pour l ensemble des points de mesure Tableau.31: Moyenne, minimum et maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques Tableau.3: Hiérarchisation des apports d ECP (%) établie sur le bassin versant de l Yzeron en fonction de la valeur du volume total d ECP estimée en chaque point de mesure selon les différentes méthodes débitmétriques Tableau.33: Volume journalier d ECP estimé lors des bilans sur 4 heures réalisés en chaque point de mesure de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0) Tableau.34: Fraction d ECP (en %) estimée lors des bilans sur 4 heures réalisés en chaque point de mesure de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0) Tableau.35: Moyenne, minimum et maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes spécifiques Tableau.36: Moyenne, minimum et maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques Tableau.37: Consommation journalière d eau potable par habitant estimée par la méthode du δ 18 O et consommation moyenne journalière estimée à partir de la consommation annuelle d eau potable Tableau.38: Estimation de la valeur de référence de la fraction nocturne F N0 par la méthode du δ 18 O et comparaison avec la valeur calculée de la fraction nocturne F N durant le bilan sur 4 heures Tableau.39: Valeurs estimées de F N 0 classées par ordre croissant et morphologie (surface et pente) du bassin versant délimité par le point de mesure correspondant Tableau.40: Valeur de l incertitude relative associée à la valeur du débit moyen d infiltration calculée en fonction de la valeur du débit moyen horaire sur des plages horaires de durée variable

18 Tableau.41: Valeur de l incertitude relative associée à la valeur du débit moyen d infiltration calculée en fonction de plusieurs valeurs de débit moyen horaire d une plage nocturne de durée variable Tableau.4 : Ecart observé (en %) entre les valeurs de la fraction d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques (Ecully, mars 003) Tableau.43 : Incertitudes relatives sur les écarts entre les valeurs de la fraction d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques Tableau.44: Ecart observé entre les valeurs de la fraction d ECP estimées selon deux méthodes spécifiques : débitmétriques, chimiques ou isotopiques Tableau.45: Incertitude relative sur les écarts entre les valeurs de la fraction d ECP estimées selon deux méthodes spécifiques : débitmétriques, chimiques ou isotopiques Tableau.46: Moyenne, minimum et maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques Tableau.47: Incertitude relative sur l écart moyen entre les valeurs de la fraction d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques Tableau.48: Comparaison de l incertitude relative sur la fraction d ECP estimé à l échelle de la chronique et de l incertitude relative moyenne sur la fraction journalière Tableau.49: Consommation journalière d eau potable par habitant estimée par la méthode du δ 18 O et de la consommation moyenne journalière estimée à partir de la consommation annuelle d eau potable (Ecully, 003) Tableau.50: Estimation de la valeur de référence de la fraction nocturne F N 0 par la méthode du δ 18 O et comparaison avec la valeur calculée de la fraction nocturne F N durant le bilan sur 4 heures du 1 et 13 mars Tableau.51: Estimation de la valeur de référence de la fraction nocturne F N 0 par la méthode du δ 18 O et comparaison avec la valeur calculée de F N0 en fonction de données de débit acquises en période de basses eaux (août 003) Tableau.5: Synthèse des conclusions de l étude réalisée sur le bassin versant d Ecully qui permet de définir les méthodes d estimation de l infiltration d eaux claires parasites qui doivent être utlisées préférentiellement pour une utilisation routinière Partie 3 : Tableau 3.1: Caractéristiques principales des traceurs chimiques LiCl et NaCl (Bertrand-Krajewski et al., 000) Tableau 3. : Valeurs moyenne de référence de hauteur d eau usée, de vitesse moyenne et de surface mouillée pour la ection de mesure de l exfiltration (Ecully, mars 003) Tableau 3.3 : Temps de transit et de passage des différentes injections et calcul de t Cmax au niveau des différentes sections de mesure correspondantes Tableau 3.4: Masse de traceur à injecter lors de l essai préliminaire au niveau des regards R1, R et R Tableau 3.5: Volume de solution de traceur à injecter lors de l essai préliminaire au niveau des regards R1, R et R Tableau 3.6: Résultats de l essai préliminaire Tableau 3.7: Temps de transit et de passage mesurés lors des injections test de traceur (13/06/03) Tableau 3.8: Scénario de la campagne de mesure d exfiltration établi en fonction des injections tests et pour un intervalle de temps entre deux signaux Int = 180 s (13/06/03) Tableau 3.9: Résultats des calculs d exfiltration obtenus lors de la campagne de mesure du 13/06/03 sur le bassin versant d Ecully Tableau 3.10: Valeur calculée de K x à partir des données expérimentales (7/06/03) Tableau 3.11: Masses de traceur et volumes de solution utilisés pour les injections de référence et de mesure (7/06/03) Tableau 3.1: Scénario de la campagne de mesure d exfiltration du 7/06/03 établi en fonction des résultats de la campagne de mesure du 13/06/03 et pour un intervalle de temps entre deux signaux Int = 300 s Tableau 3.13 : Masses de traceur et volumes de solution utilisés pour les injections de référence et de mesure (7/07/03) Tableau 3.14: Temps de transit et de passage des injections test de traceur (7/07/03) Tableau 3.15: Scénario de la campagne de mesure d exfiltration du 7/07/03 établi en fonction des injections tests pour un intervalle de temps entre deux signaux Int = 300 s... 5 Tableau 3.16: Caractéristiques de la solution de NaCl utilisée lors de la campagne de mesure du 31/10/03 (Ecully)... 60

19 Tableau 3.17: Caractéristiques des injections de référence et de mesure utilisées lors de la campagne de mesure du 31/10/03 (Ecully) Tableau 3.18: Résultats obtenus lors de la quatrième campagne de mesures de l exfiltration d eaux usées (Ecully, 31/10/03)... 6 Tableau 3.19: Caractéristiques de la solution de NaCl utilisée lors de la campagne de mesure du 8/11/03 (Ecully) Tableau 3.0: Caractéristiques des injections de référence et de mesure utilisése lors de la campagne de mesure du 8/11/03 (Ecully) Tableau 3.1: Résultats obtenus lors de la cinquième campagne de mesures de l exfiltration d eaux usées (Ecully, 8/11/03) Tableau 3.: Coût total de la mise en œuvre d une mesure d exfiltration en réseau d assainissement par traçage artificiel au NaCl selon le principe de la méthode QUEST Partie 4 : Tableau 4.1: Comparaison des différents modèles hydrologiques simulant les différents apports d eaux parasites dans les réseaux séparatifs et/ou unitaires (Dupasquier, 1999) Tableau 4. : Synthèse des différentes approches de prédiction de l état structurel d un tronçon de collecteur ou de l occurrence de défauts d étanchéité sur un tronçon à partir des résultats d inspections télévisées Tableau 4.3: Méthodes potentiellement utilisables dans le cadre de l autosurveillance pour chaque type de station de mesure Tableau 4.4: Recensement du nombre de points de mesure du dispositif d autosurveillance du système d assainissement du Grand Lyon qui peuvent être utilisés pour la quantification et la hiérarchisation des apports d ECP... 8 Tableau 4.5: Indicateurs pour la caractérisation des apports d'ecp Tableau 4.6: Indicateurs pour la caractérisation des apports d'ecp et des causes de leur variabilité Tableau 4.7: Indicateurs de l impact technique des ECP Tableau 4.8 : Indicateurs proposés par IWA (003) et Cardoso (00) qui peuvent être utilisés pour une stratégie de prospection des ECP Tableau 4.9: Indicateurs pour la mise en œuvre d une stratégie de prospection des ECP Tableau 4.10: Coûts comparés d une mesure d ECP pour une étude diagnostic classique et pour une sectorisation rapide par mesure du δ 18 O

20 Table des Acronymes ABLB Agence de Bassin Loire Bretagne AGHTM Association Générale des Hygiénistes et des Techniciens Municipaux APUSS Assessing infiltration and exfiltration on the Performance of Urban Sewer System ATV Abwassertechnische Vereinigung BRGM Bureau de recherches géologiques et minières. BV Bassin Versant C Chimique CIRSEE Centre International de Recherche Sur l'eau et l'environnement CO Collecteur CREC Centre de Recherches et d Essais du Poitou CSTB Centre Scientifique et Technique du Bâtiment D Débitmétrique DBO Demande Biochimique en Oxygène DCO Demande Chimique en Oxygène DN Diamètre Normalisé DO Déversoir d orage ECP Eaux Claires Parasites EH Equivalent Habitant EPC Eaux Parasites de Captage EPI Eaux Parasites d Infiltration EPIC Eaux Parasites d Infiltration et de Captage EU Eaux usées I Indicateur INSEE Institut National de la Statistique et des Études Économiques IWA International Water Association LCPC Laboratoire Central des Ponts et Chaussées LROP Laboratoire Régional de l Ouest Parisien MES Matière en suspension MINAUTOR Mesures informatisées pour l autosurveillance des réseaux MISE Missions InterServices de l Eau OFWAT Office of water services OTHU Observatoire de Terrain en Hydrologie Urbaine P Point de mesure POS Plan d Occupation du Sol QUEST QUantification of Exfiltration from Sewers with artificial Tracers R Regard RERAU REhabilitation des Réseaux d Assainissement Urbains SANDRA Système d Autosurveillance Numérique Des Réseaux d Assainissement SANDRE Secrétariat d Administration Nationale des Données Relatives à l Eau SATESE Services d Assistance Technique aux Exploitants de Station d Epuration SIG Système d'information Géographique STEP Station d épuration STR Station de relevage WEF Water Environment Federation WRC Water Research Center

21 Nomenclature Q DTS Débit d eaux usées de temps sec Q EU Débit d eaux usées strictes Q S Débit d eaux souterraines pompé et rejeté dans le réseau Q INF Débit d eaux souterraines infiltrées Q EXF Débit d eaux usées exfiltrées q inf Débit d infiltration linéaire L inf Linéaire de collecteur potentiellement infiltrant q exf Débit d exfiltration linéaire L exf Linéaire de collecteur potentiellement exfiltrant A Surface des défauts µ A Coefficient débitmétrique g Accélération de la pesanteur h Hauteur d eau dans la conduite k θ Conductivité hydraulique k f Coefficient de perméabilité de Darcy l p Hauteur de la zone non saturée L Coefficient de fuite dl Epaisseur de la zone colmatée dh Pression d eau Q EU Débit journalier moyen d eaux usées strictes Q ECP Débit journalier d eaux claires parasites au sens large Q T Débit total d eaux usées Q T D Dilution des effluents bruts F ECP Fraction journalière d eaux claires parasites Q ECP Incertitude absolue associée à la valeur estimée du débit journalier d eaux claires parasites u(q T ) Incertitude type sur le débit total journalier u(q EU ) Incertitude type sur le débit journalier d eaux usées strictes Q ECP i Débit journalier d eaux claires parasites pour chaque jour de temps sec i V ECP (total ) Volume total d eaux claires parasites sur l ensemble d une série de données de débit n Nombre de jours de temps sec j Nombre total de jours de la chronique Q Ti Débit total journalier sur un jour de temps sec i V Incertitude absolue associée à la valeur estimée du volume total d eaux claires parasites ECP(total ) sur l ensemble d une série de données de débit Incertitude absolue associée à la valeur estimée de la fraction journalière d eaux claires F ECP parasites p Nombre d habitants sur le bassin versant étudié Débit total journalier moyen de temps sec Q T Q Débit journalier moyen d eaux claires parasites ECP u ( Q T ) Incertitude type sur le débit total journalier moyen u ( Q T ) i Incertitude type associée aux valeurs de débit journalier V ECP(sec) Volume total d eaux claires parasites sur les n jours de temps sec V ECP(pluie) Volume total d ECP sur les j-n jours temps de pluie Valeur du débit total journalier observée pour le premier jour de temps sec d une série de Q T (n) données de débit k Délai de jours de temps sec utilisé pour la méthode du minimum mobile i Indice pour les jours de temps sec

22 Q T (he) Débit total journalier moyen de temps sec observé durant la période de hautes eaux Q T (be) Débit total journalier moyen de temps sec observé durant la période de basses eaux Q ECP Q ECP Q T ( he ) i Q T ( be ) i Débit journalier moyen d ECP non permanentesq durant la période de temps sec de référence en hautes eaux Incertitude absolue associée à la valeur calculée du débit journalier moyen d ECP non permanentes Valeurs de débits total journalier de temps observées durant les campagnes de mesure en hautes eaux Valeurs de débits total journalier de temps observées durant les campagnes de mesure en basses eaux Q N (he) Débit nocturne moyen de temps sec observé durant la période de hautes eaux Q N (be) Débit nocturne moyen de temps sec observé durant la période de basses eaux Q MIN (he) Débit nocturne minimum moyen de temps sec observé durant la période de hautes eaux Q MIN (be) Débit nocturne minimum moyen de temps sec observé durant la période de basses eaux Q MIN Débit nocturne minimum k Coefficient de débit résiduel k Incertitude sur la valeur moyenne du coefficient de débit résiduel Q NR Débit résiduel nocturne d eaux usées strictes R N Rapport nycthéméral Fraction nocturne F N Q N Débit moyen nocturne Q D Débit moyen diurne H Durée de la période nocturne F N0 Valeur de référence du rapport nycthéméral R N0 Valeur de référence de la fraction nocturne C T Concentration moyenne journalière du polluant dans les eaux usées M polluant Charge journalière du polluant M ref Valeur de référence du rejet moyen journalier du polluant considéré par habitant N Nombre d équivalent habitant Q ref Consommation moyenne journalière d eau potable par habitant C N Concentration moyenne nocturne en polluants C D Concentration moyenne diurne en polluants Q EU ( N ) Débit moyen nocturne d eaux usées strictes Q EU ( D) Débit moyen diurne d eaux usées strictes Q EU(N) Débit nocturne d eaux usées strictes Q EU(D) Débit diurne d eaux usées strictes δ 18 O Teneur en 18 O Q Débit d une rivière q s Débit de vidange des aquifères d un bassin versant δ s Composition isotopique de l écoulement souterrain δ Composition isotopique de la rivière q r Ruissellement total δ s Composition isotopique des eaux de ruissellement δ INF Valeur du δ 18 O mesurée dans un échantillon d eaux souterraines de référence Valeur du δ 18 O mesurée dans un échantillon d eau potable de référence δ EU ECP

23 δ T Valeur du δ 18 O mesurée dans un échantillon d eaux usées a Fraction d eau potable b Fraction d infiltration d eaux claires parasites δ Incertitude absolue garantie par le laboratoire d analyse sur un résultat de mesure de δ 18 O b Incertitude sur la valeur calculée de la fraction d infiltration C ind Concentration en traceur dans l écoulement lors du passage de l injection de mesure ou indicateur M Masse de traceur exfiltrée exf M ind Masse de traceur injectée M rest Masse de traceur restituée C ref Concentration en traceur dans l écoulement lors du passage de l injection de référence M ref Masse de traceur dans l injection de référence E Taux d exfiltration du traceur V ind Volume de solution mère utilisé pour l injection de mesure V ref Volume de solution mère utilisé pour l injection de référence m ind Masse de solution mère utilisée pour l injection de mesure m ref Masse de solution mère utilisée pour l injection de référence C Concentration en traceur S c Conductivité électrique K Coefficient de proportionnalité entre conductivité et concentration dépendant du traceur L BM Longueur de bon mélange U Vitesse moyenne de l écoulement J Pente de la ligne d énergie Rh Rayon hydraulique s r Pente du radier K MS Coefficient de Manning Strickler K x Coefficient de dispersion longitudinale S Surface de la section de l écoulement t t Temps de transit du traceur t ar temps d arrivée du traceur t p temps de passage du traceur t Cmax Instant auquel la concentration en traceur est maximale C max Concentration maximale du traceur dans l écoulement x Distance entre chaque point d injection et le point de mesure t R(ref) Temps de résidence de l injection de référence t R(mes) Temps de résidence de l injection de mesure t ref Instants d injection de référence t mes Instants d injection de mesure Int Intervalle de temps entre deux pics de conductivité d mes Durée d une mesure d exfiltration S B Conductivité de base des eaux usées S Première valeur de conductivité qui définie le signal de référence ; B 1 S Dernière valeur de conductivité qui définie le signal de référence B n Valeurs de conductivité qui définissent le pic de conductivité généré par une injection de référence après isolement du bruit de fond S Première valeur de conductivité qui définie le signal de mesure ; S ref i B 1 S B n Dernière valeur de conductivité qui définie le signal de mesure Valeurs de conductivité qui définissent le pic de conductivité généré par une injection de mesure après isolement du bruit de fond S ind i S i S i n Valeurs de conductivité observée durant le passage du signal de référence Valeurs de conductivité observée durant le passage du signal de mesure Nombre de valeurs de conductivité observée durant le passage du signal de référence

24 n Nombre de valeurs de conductivité observée durant le passage du signal de mesure P Masse volumique de la solution de traceur vol h P Hauteur de pluie annuelle A Amplitude maximale de la variation du niveau piézométrique des eaux souterraines NP Q Capacité hydraulique maximale du collecteur MAX V Volume annuel maximum d eaux usées qui peut entrer dans une station d épuration (STEP) max Volume annuel maximum d eaux usées qui peut être pompé au niveau d une station de relevage Volume annuel maximum d eaux usées qui peut être observé en un point de mesure de débit en réseau au niveau d un déversoir d orage sans provoquer de déversement d eaux usées dans le milieu récepteur. C Coût annuel du relevage des effluents de temps sec au niveau d une station de relevage V (STR) max V ( DO=0) max STR C Coût annuel du traitement d effluent de temps sec entrant dans la station d épuration STEP N Nombre de tampons sur un linéaire de réseau tampon N branchement Nombre de branchements sur un linéaire de réseau L Linéaire de collecteur collecteur L Linéaire de collecteur total sur un bassin versant total Linéaire de réseau du bassin versant qui est situé dans la zone de fluctuation du niveau piézométrique des eaux souterraines L Linéaire de réseau du bassin versant qui se situe en permanence dans la nappe L fluctuation permanent L perméable Linéaire de réseau sur le bassin versant considéré qui est situé au droit d une surface non imperméabilisé

25 Introduction générale Introduction générale 1

26 Introduction générale

27 Introduction générale Les prémices de l assainissement collectif datent du milieu du XIX e siècle sous l impulsion du mouvement hygiéniste dirigé par des médecins et des chimistes. Ces derniers avaient établi des corrélations entre les eaux stagnantes et certaines maladies infectieuses. Les premières démarches ont donc consisté à installer des réseaux de canalisations souterraines ventilées permettant l évacuation rapide des eaux hors des agglomérations, sans stagnation : ce sont les premiers réseaux unitaires qui constitueront l essentiel de l assainissement jusque dans les années En effet, au cours du temps, différents facteurs comme la révolution industrielle, l explosion démographique, l évolution sociale, l évolution des mentalités, le développement de l urbanisation et l imperméabilisation progressive des sols ont confronté les populations à deux nouveaux problèmes : les risques d inondation liés à la saturation des collecteurs et les rejets de flux polluants croissants liés à l augmentation des besoins en eau potable. Ces aspects quantitatifs et qualitatifs de la gestion des eaux usées et des eaux pluviales ont façonné les systèmes d assainissement actuels, avec, le développement de nouveaux ouvrages : les déversoirs d orage, les stations d épuration, les réseaux séparatifs, les bassins de stockage, les bassins d infiltration, etc. Face aux investissements liés au développement de l urbanisation et des équipements, la maîtrise du vieillissement des infrastructures urbaines est restée négligée jusqu à une période récente. Pendant la majeure partie du XX e siècle, la maintenance et le suivi des réseaux d assainissement ont été considérés comme secondaires par rapport au développement d autres réseaux techniques urbains, ceci étant lié au fait que leur service n est pas directement perçu par les usagers, malgré leur rôle important vis à vis de la santé publique et de la protection de l environnement. Le vieillissement d un réseau d assainissement se traduit par la dégradation progressive de son état structurel dont une des conséquences directes est la présence de défauts d étanchéité qui, selon les conditions hydriques, hydrauliques et hydrogéologiques, peuvent générer deux phénomènes, l infiltration d eaux souterraines et l exfiltration d effluents. Ces deux phénomènes ont un impact sur le fonctionnement et l efficacité des systèmes d assainissement. L infiltration peut perturber le bon fonctionnement des stations d épuration en raison de la dilution des effluents et diminuer la capacité hydraulique des ouvrages. L exfiltration d effluents présente un risque de contamination des sols et des eaux souterraines potentiellement utilisables pour l alimentation en eau potable. De plus, infiltration et exfiltration contribuent à la dégradation structurelle des réseaux d assainissement par la déstabilisation et l érosion des matériaux de la tranchée de pose. Ces problèmes ont des conséquences techniques et financières immédiates pour les collectivités de par la réhabilitation des réseaux, l augmentation de la taille des ouvrages et l augmentation du coût de fonctionnement annuel des stations d épuration ; ainsi que des conséquences écologiques de par les rejets plus ou moins fréquents d effluents bruts ou partiellement traités dans le milieu naturel. La norme européenne EN 75- (1995) précise que l intégrité structurelle des systèmes d assainissement comprenant l étanchéité des réseaux d assainissement doit être garantie par les gestionnaires de réseaux d assainissement. Le mesurage de l infiltration et de l exfiltration présente donc un intérêt pour les gestionnaires car les données d infiltration et d exfiltration constituent des indicateurs de l état structurel des réseaux de collecte, des indicateurs de l impact et des risques potentiels générés par ces deux phénomènes, et donc des indicateurs pour la mise en œuvre de stratégie de réhabilitation visant à localiser les tronçons perméables et à prendre en compte les volumes d infiltration pour le dimensionnement de nouveaux ouvrages (STEP, collecteur). 3

28 Introduction générale Afin de mettre en œuvre ces différents objectifs, la première étape de ce travail de recherche consiste à réaliser un état de l art sur l infiltration et l exfiltration en terme de connaissance des phénomènes et de leur métrologie. L étude des recherches développées à ce jour montre que l infiltration et l exfiltration sont des phénomènes étudiés respectivement depuis 0 ans et 10 ans environ ; de ce fait les connaissances et la métrologie sont plus développées pour l infiltration. En France, les eaux qui s infiltrent dans les réseaux de collecte sont qualifiées couramment d eaux «claires parasites» ou ECP, dans le sens où leur quantité et leur qualité ne sont pas compatibles avec la vocation du réseau qui les reçoit. La prise de conscience des problèmes induits par l infiltration a conduit au développement des études diagnostics de réseau d assainissement au début des années 1980, dix ans après les Etats-Unis et le Canada. Le but de ce type d étude est de quantifier, identifier et localiser les apports d eaux parasites de diverses natures mais plus particulièrement les apports d eaux dites «claires» ou ECP dans les réseaux d eaux usées, d évaluer leurs conséquences et de proposer les solutions les plus adéquates pour y remédier. Les méthodes appliquées lors d études diagnostics sont spécifiques à la quantification de l infiltration telle que cette composante du débit d eaux usées est perçue par le développeur ou l opérateur. Le constat est qu il existe de nombreuses méthodes d estimation mais qu à ce jour aucune méthode n est idéale car les méthodes développées estiment partiellement, en totalité ou sans distinction les différentes composantes des ECP, soit l infiltration d eaux souterraines mais aussi toutes les autres sources d eaux claires comme les rejets de pompage d eaux souterraines pour le refroidissement industriel, les eaux d exhaure des parkings souterrains, le drainage rapide des eaux pluviales, les fuites du réseau potable, etc. De plus l incertitude associée à ces estimations n est jamais calculée, ce qui peut compromettre l utilisation des méthodes existantes pour mesurer de faibles débits d infiltration ou pour mesurer l infiltration à une échelle spatiale qui permette de localiser les tronçons de collecteur défectueux. L exfiltration est un phénomène difficilement observable et très peu étudié qui est généralement défini comme une composante négative dans le bilan des composantes du débit d eaux usées ou comme une source de recharge particulière des aquifères urbains. De ce fait, les méthodes existantes d estimation de l exfiltration reposent sur la réalisation d un bilan des composantes du cycle de l eau en milieu urbanisé ou sur la modélisation de la recharge des aquifères en terme quantitatif et qualitatif. Ces méthodes dites indirectes sont très approximatives et ne permettent d apprécier l exfiltration qu à une échelle globale ce qui rend quasiment impossible leur utilisation pour localiser les tronçons de collecteur défectueux. D autres méthodes dites directes reposant sur l utilisation de tests d étanchéité à l air ou à l eau sont utilisées pour apprécier l exfiltration à une échelle spatiale plus fine comme le tronçon ou le défaut d étanchéité. Toutefois ces méthodes ne sont pas idéales car d une part il faut réaliser auparavant des inspections télévisées ou utiliser des modèles de vieillissement des collecteurs pour observer ou prédire les tronçons potentiellement exfiltrant et d autre part car les mesures d exfiltration sont réalisées sur des conduites mises en pression, soit dans des conditions qui ne sont pas les conditions normales de fonctionnement du réseau. Par ailleurs, à notre connaissance, ces méthodes (tests à l air ou à l eau) ne sont utilisées que pour la réception technique d ouvrages neufs. A ce jour, le mesurage de l infiltration et de l exfiltration n est pas réalisé avec des méthodes précises et/ou adaptées. Ce constat est à l initiative du programme de recherche européen APUSS (Assessing infiltration and exfiltration on the Performance of Urban Sewer Systems) dont le principal objectif scientifique est de développer des méthodes de mesure, des 4

29 Introduction générale modèles de simulation, des indicateurs de performance et des outils d aide à la décision qui peuvent permettre aux gestionnaires de réseaux d assainissement de prendre en compte l infiltration et l exfiltration dans une stratégie de maintenance et de réhabilitation de leur patrimoine. Le projet APUSS est organisé en trois parties dont les objectifs respectifs sont : - le développement de nouvelles méthodes de mesure de l'exfiltration et de l infiltration reposant sur l utilisation de traceurs naturels ou artificiels qui soient simples, peu coûteuses, précises, non polluantes et qui ne modifient pas l écoulement des eaux usées dans les collecteurs ; - l application de ces méthodes sur différents sites expérimentaux et le développement de modèles qui permettent de simuler l'infiltration et l'exfiltration à l'échelle du tronçon puis à l échelle du bassin versant ; - le développement d outils d aide à la décision et des stratégies de réhabilitation à partir des résultats obtenus sur les différents sites expérimentaux. Ce travail de thèse réalisé dans le cadre du projet APUSS contribue à la deuxième partie du projet par la mise en œuvre des méthodes de traçage sur le réseau d assainissement du Grand Lyon. Traçage naturel pour l infiltration avec pour objectif l identification et la quantification de la composante eaux souterraines du débit d eaux usées et traçage artificiel pour l exfiltration avec pour objectif la mesure dans des conditions réelles d écoulement par l étude de la restitution d un traceur injecté dans l écoulement. Les méthodes appliquées dans le cadre du projet APUSS sont respectivement : - le mesurage de l infiltration par l utilisation des isotopes naturels de la molécule d eau développé à l EAWAG (Suisse) par Kracht (001) ; - le mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl selon la méthode QUEST (Quantification of Exfiltration from Sewers with artificial Tracers) développée à l EAWAG (Suisse) par Rieckermann (00). Ces méthodes ont été testées et développées sur le site expérimental de Rümlang (Suisse) et les expérimentations réalisées ont conduit à l élaboration de protocoles expérimentaux provisoires (Kracht, 003 ; Rieckermann, 003). A noter que les conditions hydrogéologiques du site de Rümlang ne permettent pas l application de la méthode de mesure de l infiltration par l utilisation des isotopes naturels de la molécule d eau, ce qui n est pas le cas sur le Grand Lyon (Kracht et al, 003). De ce fait, cette méthode est essentiellement mise en œuvre sur le Grand Lyon dans le cadre de cette thèse. Les expérimentations réalisées sur le Grand Lyon contribuent à étoffer la base de données du projet APUSS qui permet le développement de modèles et d outils d aide à la décision. De plus, la mise en œuvre de ces méthodes sur des sites présentant des caractéristiques différentes de celui où elles ont été développées et les résultats obtenus contribuent à l amélioration des protocoles expérimentaux provisoires. Une attention particulière est portée à l estimation de l incertitude de mesure et à l appréciation de la validité des méthodes. Ce dernier point constitue un objectif propre à cette thèse dans le cadre général des objectifs scientifiques du projet APUSS. Le développement de nouvelles méthodes implique la nécessité de réaliser une étude comparative avec les méthodes 5

30 Introduction générale existantes afin d apprécier leurs potentiels dans l objectif d une application routinière. L étude comparative est impossible à réaliser pour l exfiltration car aucune méthode existante n est appropriée, toutefois la validité de la méthode QUEST est appréciée lors d une expérimentation avec simulation d exfiltration par pompage. Pour l infiltration, deux études comparatives sont réalisées respectivement dans le cadre d une étude diagnostic classique réalisée sur le bassin versant de l Yzeron situé à l ouest de Lyon et dans le contexte de l acquisition de mesures en continu à l exutoire du bassin versant d Ecully qui est un des sites expérimentaux de l OTHU (Observatoire de Terrain en Hydrologie Urbaine). Pour toutes les méthodes de mesure de l infiltration ou de l exfiltration, nouvelles ou existantes, une approche du calcul de l incertitude associée aux estimations est systématiquement proposée. Le développement de méthodes de mesure de l infiltration et de l exfiltration reste, dans le cadre du programme de recherche européen APUSS, un objectif scientifique. Une réflexion sur l utilisation du mesurage de l infiltration et de l exfiltration par les gestionnaires de réseaux d assainissement pour le diagnostic permanent et la maintenance de leur patrimoine est proposée dans ce mémoire avec le développement d un jeu d indicateurs qui peut permettre d établir des stratégies de prospection des infiltrations et des exfiltrations. Ce mémoire est composé de quatre parties qui présentent respectivement : - l infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs de cette thèse dans le cadre du programme de recherche APUSS ; - le mesurage de l infiltration d eaux claires parasites dans les réseaux d assainissement et l évaluation de l incertitude associée, par les méthodes existantes et les méthodes par traçage des isotopes naturels de la molécule d eau, ainsi que le résultat des études comparatives ; - le mesurage de l exfiltration d effluents en réseaux d assainissement par la mise en œuvre de la méthode de traçage artificiel au NaCl selon le protocole QUEST ; - l utilisation du mesurage de l infiltration et de l exfiltration pour le diagnostic permanent et la maintenance des réseaux d assainissement par l établissement de stratégies de prospection. Ce mémoire est un travail personnel réalisé dans le cadre du projet APUSS et ne saurait représenter la totalité des résultats et des conclusions qui seront fournis dans le rapport final du projet. Cette thèse a naturellement bénéficié des contributions d autres participants, ainsi que des discussions et des échanges au sein du projet APUSS : - travail de DEA de S. Neitzke (INSA de Lyon) concernant l état de l art ; - synthèse bibliographique de M.Rutsch (TU Dresden, Allemagne) ; - travaux de J. Rieckermann et O. Kracht sous la direction de W.Gujer (EAWAG, Suisse) pour l établissement et le développement des méthodes ; - échanges et discussions avec les autres partenaires ayant mis en œuvre ces méthodes : V. Prigiobbe et M. Rutsch respectivement à Rome et à Dresde. 6

31 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Partie 1 Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse 7

32 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Partie 1 : Infiltration et exfiltration: état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse 1. Introduction Etat structurel des réseaux et phénomènes d infiltration et d exfiltration Infiltration et exfiltration conséquences de la dégradation des réseaux Infiltration et exfiltration, causes de la dégradation des réseaux d assainissement16 3. L infiltration dans les réseaux d assainissement : état de l art Généralités sur les eaux claires parasites Définition des eaux claires parasites Origines et classifications des eaux claires parasites ou ECP Impacts des ECP sur le fonctionnement du système d assainissement Impact des ECP sur les réseaux Impact des ECP sur fonctionnement des ouvrages épuratoires Impact des ECP sur la qualité des milieux naturels Les impacts financiers de la présence d eaux claires parasites Les études diagnostics de réseaux d assainissement et les solutions palliatives aux eaux claires parasites Méthodologie des études diagnostics Les solutions aux eaux claires parasites Interventions sur les réseaux Interventions au niveau de la station d épuration Conclusion sur les études diagnostics Principes de la quantification des eaux claires parasites et présentation générale des méthodes existantes Etudes comparatives existantes des méthodes d estimation des ECP Etude comparative sur le bassin versant de Pierre Bénite Etude comparative suisse Etude comparative autrichienne Etude comparative allemande Conclusions issues des études comparatives Imperfections des méthodes traditionnelles d estimation des ECP L exactitude des estimations L incertitude associée aux estimations Nature et origine des apports d eaux usées de temps sec Localisation des apports

33 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse 4. Exfiltration dans les réseaux d assainissement : état de l art Risques et impacts liés à l exfiltration Les solutions palliatives à l exfiltration Principes généraux de la détection et de la quantification de l exfiltration Comparaison des méthodes de détection et de quantification de l exfiltration Les méthodes de mesure indirecte de l exfiltration Bilan des composantes du débit d eaux usées de temps sec Simulation avec un modèle de recharge de nappe Méthodes basées sur l utilisation de traceurs Etude comparative des méthodes indirectes Conclusions sur les méthodes indirectes Les méthodes directes Les expérimentations sur le terrain Mesure de l exfiltration sur des sites pilotes et en laboratoire Etude comparative des méthodes directes et facteurs influençant l exfiltration Conclusions sur les méthodes directes Les inconvénients des méthodes existantes de détection et de quantification de l exfiltration Problématique et objectifs scientifiques de ce travail de thèse dans le cadre du programme de recherche européen APUSS Objectifs scientifiques liés au programme de recherche APUSS Objectifs scientifiques concernant l infiltration Objectifs scientifiques concernant l exfiltration Objectifs scientifiques personnels

34 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse 10

35 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse 1. Introduction Comme tout réseau technique urbain, les réseaux d assainissement sont en interaction permanente avec leur environnement. Suite à des perturbations géotechniques (tassement, érosion, ), un ouvrage enterré peut subir des dégradations structurelles : déformation de sa géométrie, fissurations, déboîtements, effondrement de radier, etc. Inversement les défauts générés par l environnement d un collecteur ont un impact nocif sur ce dernier en raison de l exfiltration d effluents qui entraîne un risque de contamination des sols, des eaux souterraines et des eaux de surface, et en raison de l infiltration d eaux claires parasites qui augmente la fréquence des surverses et diminue le rendement des stations d épuration par la dilution des effluents bruts. L évaluation de l état structurel des réseaux d assainissement repose généralement sur des comptes rendus de visite dans les collecteurs visitables et d inspections télévisées dans les collecteurs non visitables. Différents organismes nationaux comme l AGHTM (l Association Générale des Hygiénistes et Techniciens Municipaux) en France, l ATV (Abwassertechnische Vereinigung) en Allemagne, le WRC (Water Research Center) en Angleterre ont définis plusieurs types de défauts et appliquent des classifications de défauts qui sont similaires. Classiquement, trois types de défauts sont définis : - les défauts structurels qui affectent l intégrité physique des conduites et des regards ; - les défauts hydrauliques qui affectent les écoulements en réseau d assainissement ; - les défauts d étanchéité qui ont pour conséquence l infiltration et l exfiltration. Il est évident que l infiltration et l exfiltration sont liées à la présence de défauts d étanchéité qui permettent à l eau de transiter entre le collecteur et le sol encaissant via la tranchée d assainissement. Pour cette raison, l infiltration et l exfiltration ne peuvent pas être considérées comme un type de défaut singulier, elles sont représentatives de l état structurel du réseau. Des enquêtes aux niveaux national et international sont menées pour mieux connaître l état structurel et fonctionnel de ces réseaux. En France, l enquête menée par l AGHTM et le CSTB en 1989, auprès de 1106 gestionnaires pour un linéaire total de 4981 km, tout type de réseau pris en compte, recense le type et le nombre de défauts observés sur cet échantillon du patrimoine réseaux d assainissement (Tableau 1.1). On remarque que près de 40 % des défauts décrits sont des infiltrations et des exfiltrations observées. De plus, d autres défauts comme les obstacles pénétrants, la fissuration, l affaissement et l écrasement sont des défauts d étanchéité qui, potentiellement, peuvent donner lieu à de l infiltration et de l exfiltration. Au total, près de 75 % des défauts observés peuvent contribuer à l exfiltration et l infiltration et inversement l observation de l infiltration et de l exfiltration peut permettre de caractériser 75 % des défauts. Le mesurage de l infiltration et de l exfiltration constitue donc un indicateur de l état structurel des réseaux d assainissement qui peut permettre de définir des stratégies de réhabilitation pour d une part préserver l intégrité structurelle des réseaux d assainissement existants, et d autre part réduire ou éviter les risques d impact de l infiltration et de l exfiltration sur les milieux naturels. 11

36 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Défauts ou dégradations Nombre Pourcentage (%) Obstacle pénétrant 4 10,8 Eaux parasites 114 9,3 Exfiltration 39 10,0 Ensablement 5,7 Affaissement 5 6,4 Ecrasement 17 4,4 Corrosion 4 6, Rugosité 17 4,4 Abrasion 8,0 Fissuration 60 15,4 Contre pente 1 5,4 Total Tableau 1.1: Type et nombre de défauts recensés sur un échantillon représentant un linéaire de 4981 km (CSTB et AGHTM, 1989). Afin d apprécier l intérêt d utiliser l infiltration et l exfiltration comme indicateurs pour l aide à la décision en matière de réhabilitation des réseaux d assainissement, il est nécessaire de réaliser une synthèse des connaissances acquises sur les processus qui régissent ces phénomènes et un recensement des méthodes de mesurage de l infiltration et de l exfiltration développées à ce jour. Cet état de l art est présenté en deux chapitres consacrés respectivement à l infiltration et à l exfiltration. Auparavant un premier chapitre est dédié à la définition des causes de l infiltration et de l exfiltration qui ont une origine commune, la formation de défauts d étanchéité. Cette première partie, notamment le chapitre concernant l exfiltration, s appuie sur et reprend des éléments du rapport de DEA de S. Neitzke (00) effectué dans le cadre du projet APUSS. 1

37 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse. Etat structurel des réseaux et phénomènes d infiltration et d exfiltration.1. Infiltration et exfiltration conséquences de la dégradation des réseaux Les phénomènes d infiltration et d exfiltration sont liés à la présence de défauts d étanchéité dans les réseaux. Ces défauts sont présents dans les conduites principales et dans les canalisations de branchement, aussi bien en domaine public qu en domaine privé. De plus ils sont difficilement localisables, comme par exemple les joints défectueux, les fissures, les cassures, etc. Ces défauts d étanchéité sont liés à la dégradation d un ouvrage en lien avec sa conception, sa réalisation et sa gestion : - les erreurs de conception : elles résultent généralement d une sous-évaluation des charges statiques et dynamiques auxquelles seront soumises les canalisations. Il peut arriver que les singularités hydrauliques soient mal conçues (chutes, changements de diamètre, coudes ). Ce type d erreur peut engendrer la formation de fissures et de cassures, voire la rupture et l effondrement des canalisations. De plus, le risque géotechnique lié à la stabilité du terrain fait l objet d une considération limitée. L encaissant est soumis à des contraintes extérieures auxquelles il doit résister. Les tassements différentiels et les mouvements de terrain peuvent conduire à des fissures, des disjointements et des désalignements des canalisations. Les pentes trop élevées peuvent entraîner une usure prématurée des collecteurs par érosion mécanique. Il peut se développer aussi une érosion chimique si la structure des canalisations est incompatible avec l agressivité des effluents transportés ou avec le milieu environnant. - les erreurs de réalisation : elles résultent de mauvais lits de pose ou d inadéquations des matériaux utilisés pour la tranchée d assainissement, d emboîtement défectueux des canalisations et de l inadaptation ou parfois même de l absence de joints. - les erreurs de gestion des ouvrages : elles résultent de la collecte et du transport d effluents agressifs chimiquement et/ou mécaniquement ou de l exécution de travaux au voisinage des collecteurs. En effet la détérioration des canalisations peut être la conséquence des interventions dans le sous-sol des voies concernant principalement les réseaux d alimentation en eau, gaz, électricité, téléphone, etc. De plus la mise en charge fréquente des collecteurs ou la présence excessive d eaux parasites peut provoquer l élargissement des fissures, la rupture des joints, etc. La pénétration des racines à l intérieur des ouvrages par des joints non étanches ou des fissures peut provoquer une obstruction partielle des canalisations, voire des dislocations. Les processus de dégradation qui entraînent un vieillissement des réseaux d assainissement urbain et la formation de défauts d étanchéité sont très complexes. En première approche, les défauts d étanchéité des réseaux d assainissement peuvent être comparés aux fuites et aux casses des conduites d eau potable. De nombreux facteurs peuvent conduire à la formation de défauts. En théorie, il est possible de modéliser l influence de ces facteurs sur la structure afin de mieux comprendre ces phénomènes de dégradation et de pouvoir les prédire. En pratique, les différents facteurs peuvent contribuer directement ou indirectement à la dégradation et de plus ils peuvent se combiner. La compréhension des mécanismes n est donc pas aisée. Dans une étude de cas, il est pratiquement impossible de maintenir constante l influence d un facteur présumé afin d étudier l influence d autres facteurs. Cependant, divers facteurs contribuant à la dégradation des réseaux d eau potable ont été identifiés dans de nombreuses études de cas ; ils sont détaillés dans le Tableau

38 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Facteurs Age Matériaux Joints et emboîtements Historique Sol encaissant Charge externe Géographie Température Pression Coups de bélier ou surpressions Commentaires Il s agit d un facteur peu fiable. Bien qu une corrélation entre âge des conduites et état structurel doive exister, des facteurs sous-jacents comme le procédé de fabrication et la qualité de la pose peuvent fausser cette relation. Les conduites en fonte sont sensibles à la corrosion. Les nouvelles conduites posées sont de préférence en PVC. Elles sont moins coûteuses et non corrodables mais par contre sont plus sensibles aux accidents de charge. Les fuites au niveau des joints et des emboîtements sont plus fréquentes que les ruptures ou casses de conduite. Différents types de joints et de mastics sont utilisés et la réduction des fuites est possible grâce à une conception et un assemblage de bonne qualité. La réhabilitation de conduites peut conduire au développement de nouvelles casses car les conditions de sols sont considérablement modifiées. Cet effet peut être observé en étudiant l historique des conduites (casse, pose, réhabilitation). Le sol encaissant a un effet physique et chimique sur les conduites. Les changements climatiques influent sur la structure et la texture des sols (tassement, dilatation). De plus, les sols de composition chimique agressive favorisent la corrosion des conduites. La charge dynamique sur le sol peut entraîner l application de fortes contraintes sur les conduites enterrées. Les charges liées au trafic en surface sont les plus contraignantes en particulier quand le niveau de trafic excède la tolérance de la surface bitumée. La localisation des casses et la distinction de zones sensibles peuvent être étudiées à partir d un SIG. Cependant la localisation géographique est un facteur indirect qui est lié à d autres facteurs contribuant à la formation de défauts. La température, comme d autres paramètres climatiques, est un facteur très influent car de nombreuses données montrent une variabilité saisonnière des casses. Les températures extrêmes semblent être responsables de la majorité des casses. La pression de l eau dans les conduites doit être inférieure à la pression maximale supportée par les conduites, mais des conduites fragiles avec une épaisseur réduite doivent être plus vulnérables quand les pressions sont élevées. Les coups de bélier provoqués par l ouverture et la fermeture rapides de vannes peuvent provoquer des casses, mais ces phénomènes peuvent être évités par des pratiques professionnelles rigoureuses. Les conduites de faible diamètre doivent être plus sensibles en raison de leurs parois plus minces. La profondeur d enfouissement de la conduite peut avoir une influence. Conception Cependant, une bonne conception permet de garantir que l influence de tous ces facteurs est minimisée. Tableau 1.: Facteurs de fuites et de casse des réseaux de distribution d eau potable (Poulton, 001). Les facteurs de dégradation des réseaux d eau potable agissent aussi sur la dégradation des réseaux d assainissement. Cependant certains facteurs ou la réponse d un ouvrage à un facteur de dégradation sont spécifiques à un type de réseau et à son usage. Par exemple, les réseaux d eau potable sont sous pression et les matériaux utilisés sont différents (fonte, acier, PVC) alors que les réseaux d assainissement fonctionnent la plupart du temps à surface libre excepté lors d événements pluvieux importants, et les matériaux utilisés sont en général du béton, du ciment, de la fonte, du PVC ou du grès. Les réseaux d assainissement et les réseaux d eau potable ne réagissent pas de manière identique aux sollicitations internes et externes. Davies (001) identifie 8 facteurs qui peuvent contribuer à la dégradation des réseaux d assainissement, ils sont présentés dans le Tableau

39 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Caractéristiques de construction Méthode de construction Savoir faire Diamètre de la conduite Epaisseur de la couverture Lit de pose Matériaux de la conduite Longueur d une unité de conduite Nivellement Branchements Type de joints Qualité des remblais Caractéristiques locales externes Occupation des sols Charge superficielle Type de surface Mouvement de sol Entretien par les services publics Régime des eaux souterraines Infiltration/exfiltration Propriétés du sol encaissant Pénétration de racines Fuites et casses sur le réseau d eau potable Autres facteurs Présence de rats Caractéristiques des effluents Entretien inadapté Historique des investissements Age Hauteur de sédiments Surcharge hydraulique Tableau 1.3: Les facteurs qui influencent la dégradation structurelle des réseaux d assainissement (Davies, 001). Du point de vue des praticiens (Davies, 001), les facteurs de dégradation des réseaux d assainissement dont l influence est prédominante sont les suivants : - l occupation des sols ; - l âge des collecteurs ; - l historique des investissements ; - l épaisseur de la couverture ; - la nature du sol encaissant ; - le diamètre des collecteurs ; - la norme de construction ; - les branchements. On remarque dans le Tableau 1.3 que l infiltration et l exfiltration sont considérées comme des facteurs qui influencent la dégradation structurelle des réseaux d assainissement. L infiltration et l exfiltration sont donc à la fois une conséquence et une cause de la dégradation structurelle des réseaux d assainissement. 15

40 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse.. Infiltration et exfiltration, causes de la dégradation des réseaux d assainissement L infiltration et l exfiltration résultent de la dégradation structurelle des réseaux d assainissement, mais elles peuvent aussi contribuer au développement d autres détériorations comme le montrent les modèles de déformation de conduite fissurés (Figure 1.1) et d effondrement de conduite (Figure 1.). Etape 1 : - Les fissures sont dues à un mauvais lit de pose et à l accumulation de contraintes. La conduite reste en place et est toujours supportée par l encaissant. - Défauts observables : fissures au niveau du radier, du toit, etc. Infiltrations visibles ou pas. Etape : - Développement de l infiltration et/ou de l exfiltration. La résistance latérale de la conduite est diminuée et la conduite est très sensible à la déformation surtout si les matériaux du lit de pose sont de mauvaise qualité ou mal compactés. Les fissures évoluent en fractures. - Défauts observables : fractures, légère déformation, infiltration visible ou pas. Etape 3 : - La perte de résistance latérale entraîne l affaissement du toit de la conduite, la conduite tend à s effondrer. - Développement de zones avec absence de lit de pose car les matériaux sont érodés et transportés dans le réseau. - Défauts observables : fractures, destruction. Figure 1.1: Déformation d une conduite fissurée sous l influence de l infiltration et de l exfiltration (WEF, 1994) 16

41 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Etape 1 : Défaut d étanchéité au niveau d un joint ou d un branchement latéral. Défauts observables : joints ouverts, branchement défectueux, infiltration. Etape : Développement de l infiltration et de l exfiltration. La déstabilisation de la tranchée d assainissement entraîne le déplacement de la conduite. Défauts observables : disjointements, inversion de pente, affaissement, infiltration. Etape 3 : Les contraintes inégales appliquées sur les conduites dues aux dis-jointements entraînent la fissuration des conduites puis leur déformation. Défauts observables : joints ouverts et déplacés, fissures, fractures, affaissement, inversion de pente. Développement de zones avec absence de lit de pose car les matériaux sont érodés et transportés dans le réseau. Figure 1.: Affaissement d une conduite sous l influence de l infiltration et de l exfiltration (WEF, 1994). 17

42 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse 3. L infiltration dans les réseaux d assainissement : état de l art 3.1. Généralités sur les eaux claires parasites Définition des eaux claires parasites Les eaux parasites dans un réseau d assainissement sont définies comme tout apport dont la présence ne répond pas à la vocation initiale des ouvrages, qui, pour les réseaux séparatifs, eaux usées et eaux pluviales, est de collecter respectivement des effluents domestiques voire industriels et des eaux de ruissellement ; les réseaux unitaires assurant pour leur part une fonction mixte. Elles sont qualifiées de parasites en raison de leur présence indésirable de par leur quantité et leur qualité qui influent considérablement sur le transport et le traitement des eaux usées. Dans les réseaux d eaux usées, certaines de ces eaux parasites sont qualifiées de claires, car elles sont considérées comme «propres» par rapport aux eaux usées strictes (effluents domestiques et industriels). Les eaux parasites non claires sont issues de rejets industriels non conformes ou, dans le cas des réseaux séparatifs eaux pluviales, de raccordements illicites d eaux usées. Dans la suite, on s intéresse principalement aux eaux claires parasites qui sont les plus préjudiciables pour l assainissement urbain, en particulier pour l épuration des eaux usées Origines et classifications des eaux claires parasites ou ECP Les apports d eaux claires parasites dans les réseaux d assainissement ont des origines diverses et des comportements variables dans le temps et dans l espace. Les ECP sont donc classées généralement en différentes catégories faisant référence à leur variabilité spatiotemporelle. - Classification par répartition dans l espace : Ce type de classification permet de distinguer d une part les apports ponctuels facilement localisables, et d autre part les apports diffus pour lesquels les points de pénétration sont multiples, de dimensions variables et dispersés sur toute la longueur du collecteur. A partir de cette répartition spatiale des apports, on distingue classiquement deux grands types d ECP : - les eaux parasites de captage (EPC) : ce sont des apports ponctuels qui résultent de l ensemble des raccordements non conformes ou illicites sur le réseau. - les eaux parasites d infiltration (EPI) : ce sont des apports diffus qui résultent de l ensemble des défauts d étanchéité du réseau. - Classification par répartition dans le temps : Ce type de classification permet de distinguer les apports permanents qui sont constants ou qui ne subissent que de faibles variations annuelles et les apports non permanents dont les variations sont fonction de l intensité de la pluie, des hauteurs de pluies antécédentes, ou plus généralement de la saisonnalité. Le Laboratoire Régional de l Ouest Parisien (LROP) aborde la dimension temporelle des apports parasites en considérant le temps de réponse à la 18

43 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse pluie ou l échelle de temps des variations de débit. Le LROP (1981) propose la classification suivante (Tableau 1.4) : Temps de réponse Nature des eaux parasites Causes à rechercher Quelques minutes à 1 ou heures Apports aléatoires Erreurs de branchements Collectes de fossés Surverses de plans d eau Quelques heures à quelques jours Apports pseudo permanents Infiltration dans les nappes à niveau variable Ressuyage des terrains perméables Drainage Saisonnier à annuel voire infini Apports permanents Infiltration dans les nappes à niveau stable Ressuyage de terrains peu perméables (limons) Tableau 1.4: Classification des ECP en fonction du temps de réponse à la pluie (LROP, 1981). On peut également adopter une classification mixte qui combine les critères spatiaux et temporels. Le Tableau 1.5 présente un exemple de classification des ECP développé au Canada dans le cadre du programme «Eaux Parasites d Infiltration et de Captage» ou EPIC (Gouvernement du Québec, 1979) qui a ensuite été repris par l Agence de Bassin Loire Bretagne (ABLB, 198 ; Ranchet et al., 198). Apports permanents Apports non permanents EPI Eaux parasites d infiltration EPI 1 Apports permanents en période de basses eaux EPI Apports parasites liés aux fluctuations de la nappe EPC Eaux parasites de captage EPC 1 EPC 3 Sources, ruisseaux captés. Drains raccordés au réseau Eaux de refroidissement EPC Eaux de ruissellement (réseaux séparatifs eaux usées) Captage du cours d eau par mise en charge des déversoirs d orage lors de crues Tableau 1.5: Classification spatio-temporelle des ECP selon l ABLB (Ranchet et al, 198). Cette approche illustre bien la diversité des apports d eaux claires parasites. Cependant, dans la pratique, certains types d apport sont difficilement identifiables : - les EPC 1 et EPC 3 ne sont en général pas distinguées l une de l autre et ces apports par captage ne peuvent être quantifiés que lorsqu ils sont localisés précisément. A 19

44 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse l échelle d un bassin versant, ils sont donc cumulés avec ceux des infiltrations permanentes EPI 1 dans une évaluation globale. - les eaux parasites non permanentes de captage EPC ne sont souvent pas parfaitement distinguées des apports par infiltration et par drainage rapide, qui sont en principe à comptabiliser dans EPI. - seul le cumul EPI 1 + EPI est évalué lorsque l on ne fait des mesures qu en période de nappes hautes. Belhadj (1994) utilise pour ces travaux de thèse la classification simplifiée suivante : Les eaux claires parasites de captage EPC : ce sont des apports ponctuels dans l espace. Ils proviennent de branchements non conformes sur le réseau d eaux usées. En fonction du temps, ces apports peuvent être de deux types : - apports quasi permanents : eau de source ou de drainage ; - apports temporaires : eaux pluviales des surfaces imperméables. Les eaux claires parasites d infiltration EPI : ce sont des apports diffus dans l espace. Ils proviennent de défauts d étanchéité du réseau concerné. Ces eaux sont donc présentes dans l environnement direct de la tranchée d assainissement et sont drainées par le réseau. On distingue : - les apports permanents ou composante saisonnière : drainage des eaux souterraines, leur quantité est fonction de la hauteur de la zone saturée au dessus du réseau. C est le drainage lent. - les apports temporaires ou composante événementielle : ce type d apport est caractérisé par des débits de pointe importants à l exutoire par temps de pluie. Ce sont des eaux de pluie qui transitent rapidement dans le sol et contribuent à la recharge des eaux souterraines. Une partie de cette eau est drainée par le réseau, c est le drainage rapide. Ce dernier dépend donc de la lame d eau précipitée ainsi que de la structure et de l état hydrique du sol (pluies antérieures). Ce comportement spécifique des EPI a conduit à l élaboration de nombreux modèles qui permettent de simuler ces phénomènes (Breil, 1993 ; Belhadj, 1994 ; Dupasquier, 1999). 3.. Impacts des ECP sur le fonctionnement du système d assainissement L intrusion d ECP dans les réseaux d assainissement modifie la quantité et la qualité des effluents par rapport aux données de référence prises en compte lors de la projection et la conception des ouvrages de collecte et de traitement. Les modifications quantitatives des effluents liées à l augmentation du débit d eaux usées lors d événements pluvieux et en 0

45 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse période de hautes eaux sont étudiées à plusieurs échelles de temps. Le pas de temps horaire permet d apprécier les débits de pointe et l impact des ECP sur les ouvrages dimensionnés sur ce type de critère. Par exemple, les ouvrages de collecte et de transit : canalisations, postes de relèvement, déversoirs d orage ; et les ouvrages de traitement à faible temps de séjour : séparation de phase, mise en contact avec un réactif chimique. Les pas de temps journalier, mensuel et annuel permettent d apprécier des volumes, dans des objectifs de comparaison et de hiérarchisation des apports, ainsi que d évaluation d impacts généraux, tels que les dégradations et les coûts de fonctionnement. Cette échelle de temps permet de prévoir les conséquences des ECP sur les ouvrages de stockage, ainsi que sur les ouvrages de traitement avec des temps de séjour élevés tels que ceux rencontrés dans de nombreux procédés biologiques. Les modifications qualitatives des effluents se traduisent par la dilution des effluents bruts par les eaux claires parasites qui entraîne une diminution de l efficacité épuratoire des ouvrages de traitement (Renault, 1983). Une étude réalisée par Brombach et al. (003), à partir de séries de données de débits acquises pendant quatre ans en entrée de 34 stations d épuration de la région de Baden- Würtemberg en Allemagne, montre que le débit journalier d ECP peut atteindre, en hiver et au printemps, jusqu'à 700 % du débit d eaux usées strictes, soit une dilution des effluents bruts selon un facteur 8. Les effluents bruts sont alors 10 fois plus dilués qu en été ou en automne. Weiss et al. (00), à partir des mêmes données, montrent que la proportion moyenne des composantes eaux claires parasites, eaux usées strictes et eaux pluviales en entrée de ces 34 stations d épuration est respectivement de 35 %, 30 % et 35 % : les eaux claires parasites représentent en moyenne plus d un tiers des volumes traités. Les apports d eaux claires parasites peuvent avoir des conséquences majeures sur les réseaux de collecte, les ouvrages de traitement épuratoire et bien évidemment sur les milieux naturels dont la protection est liée à l efficacité de l assainissement. Les impacts techniques et économiques qui en résultent doivent donc être étudiés à ces trois niveaux Impact des ECP sur les réseaux Les impacts des ECP sur les réseaux de collecte dépendent de la nature et de l importance des apports, ils se traduisent par : - l insuffisance de la capacité de transit : elle occasionne des surcharges hydrauliques au niveau des collecteurs et des postes de relèvement. C est une situation qui se rencontre fréquemment dans les réseaux d eaux usées comportant des raccordements anormaux de canalisations d eaux pluviales. Cette saturation du réseau peut entraîner des surverses dans les caves, les sous-sols et parfois même sur la chaussée. Il est important de noter que la présence de ces ECP limitera également les futurs raccordements au réseau, réduisant ainsi l efficacité des investissements qui auront été réalisés. - l usure accélérée des collecteurs : elle peut être provoquée soit par l agressivité des effluents parasites (érosion chimique et physique), soit par l érosion progressive des matériaux de remblais de la tranchée d assainissement sous l action d eaux 1

46 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse d infiltration qui peut provoquer des fissures, des tassements différentiels avec déboîtages des conduites, - la surcharge des postes de relèvement : elle entraîne une augmentation des durées de pompage et donc des consommations d énergie, de plus l usure mécanique des installations est accélérée Impact des ECP sur fonctionnement des ouvrages épuratoires En premier lieu, il faut noter que la sensibilité des ouvrages de traitement aux apports d eaux claires parasites est variable selon le type de procédé épuratoire utilisé. Une étude présentée par l Agence de Bassin Loire Bretagne en 198 sur les aptitudes à admettre des surcharges hydrauliques permanentes ou passagères montre par exemple que le lagunage et les lits bactériens peuvent admettre des variations de débit importantes sans dégradation majeure de la qualité des effluents épurés. En revanche, les procédés plus classiques (boues activées) permettent d avoir une épuration convenable des effluents dilués dans certaines limites, mais avec un coût de fonctionnement plus élevé (Renault, 1983). Pour les stations d épuration (STEP), les conséquences techniques sont de deux types : - les surcharges hydrauliques : elles peuvent provoquer le dépassement de la capacité hydraulique de la STEP, engendrant ainsi des rejets directs dans le milieu récepteur d effluents non traités ; - la dilution des effluents : elle entraîne une baisse du rendement épuratoire et du temps de séjour. De plus, les pointes de débit importantes dues aux captages d eaux pluviales et au drainage rapide risquent de nuire à la décantation secondaire des procédés à boues activées et de lessiver le bassin d aération. Il s ensuit un rejet massif de boues et un dysfonctionnement ultérieur de la station qui peut se prolonger sur plusieurs semaines (Renault, 1983) Impact des ECP sur la qualité des milieux naturels Les apports d eaux claires parasites ont des conséquences sur la qualité des milieux naturels par des rejets plus ou moins fréquents d effluents bruts ou partiellement traités dans le milieu naturel à différents niveaux : - le réseau de collecte : surverses dans les caves et sur la voierie ; - les déversoirs d orage : l augmentation des débits en réseau unitaire provoque un fonctionnement plus fréquent des déversoirs d orage et par conséquent le rejet direct de polluants ; - à l amont de la STEP : si la capacité hydraulique est dépassée, le débit excédentaire est rejeté directement dans le milieu naturel ; - à la sortie de la STEP : il y a une augmentation du flux polluant rejeté par diminution du rendement épuratoire.

47 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Les impacts financiers de la présence d eaux claires parasites Les impacts techniques présentés précédemment ont des conséquences financières immédiates pour les collectivités qui se doivent d assurer le bon fonctionnement de leur système d assainissement par : - la réhabilitation des réseaux pour réduite les volume d ECP ; - l augmentation de la taille des ouvrages afin d accepter les volumes excédentaires liés à la présence d ECP ; - l augmentation du coût de fonctionnement annuel des stations. A titre d exemple, Decker (1995) étudie une station d épuration dimensionnée pour EH et simule ces différents coûts en fonction de différents taux d apports d eaux parasites d infiltration (de 0 à 300 %). Pour un supplément d eaux parasites de 300 %, le coût d investissement (surtout des capacités de stockage) augmente de 5 % et le coût de fonctionnement annuel augmente de 175 % Les études diagnostics de réseaux d assainissement et les solutions palliatives aux eaux claires parasites La prise de conscience des multiples impacts des ECP détaillés dans les chapitres précédents n est pas récente. Dès le début des années 1970, aux Etats-Unis et au Canada, des méthodes permettant d évaluer l efficacité des réseaux d assainissement et de prévoir la réhabilitation ultérieure des ouvrages dans un contexte excluant les surverses sont définies (Environment Protection Agency, 1975). En France, au début des années 1980, les Services d Assistance Technique aux Exploitants de Station d Epuration (SATESE) observent qu une grande partie des problèmes constatés sur les stations d épuration est liée aux réseaux de collecte et en particulier aux apports d eaux claires parasites (Joannis, 1993). Quelques SATESE sont alors chargés par le Ministère de l Environnement d élargir leur domaine de recherche et d aborder les problèmes de réseau. Par la suite, des études spécifiques sont confiées à des bureaux d études spécialisés, afin que des possibilités de réhabilitation en amont soit examinées avant d entreprendre des aménagements ou des agrandissements des stations d épuration. Les Agences de Bassin contribuent largement au développement et au financement de ces études, baptisées «études diagnostics». Le but de ce type d étude est de quantifier, identifier et localiser les apports d eaux parasites de diverses natures mais plus particulièrement des apports d eaux dites claires dans les réseaux d eaux usées Méthodologie des études diagnostics La méthodologie suivie dans le cadre des études diagnostics a été développée essentiellement par le Laboratoire Régional de l Ouest Parisien en La démarche proposée par Ranchet et al. (198) est composée de trois phases successives : 3

48 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Première phase : elle consiste en l établissement d un diagnostic global des ouvrages du système d assainissement dans les zones où les impacts des eaux parasites sont observés. Des visites sur le terrain sont nécessaires pour déterminer les mesures à conduire, leur période, leur durée et leur emplacement. Lorsque les observations de terrain et des mesures instantanées ne permettent pas d identifier les causes des anomalies, il est intéressant de réaliser des mesures continues caractérisant les apports temporaires et les apports permanents. Ceci permet aussi de classer les eaux parasites en fonction de leur temps de réponse à la pluie. Deuxième phase : elle repose sur l analyse de campagnes de mesures, principalement des chroniques pluie-débit au pas de temps horaire ou journalier complétées parfois de mesures de polluants dont le but est : - la quantification globale des apports d eaux parasites et l évaluation de leurs impacts, - l identification et la hiérarchisation de ces apports pour aboutir à une répartition par secteurs géographiques et par type d eaux parasites. L objectif de la hiérarchisation est de réduire les champs d investigation en localisant les parties du réseau les plus défectueuses afin d éviter la vérification systématique de l ensemble du réseau qui est très onéreuse. Pour se faire, un bassin versant est divisé en plusieurs sous-bassins versants à l exutoire desquels des points de mesure en continu du débit sont installés (capteur hauteur-vitesse, déversoir à seuil) ainsi que des préleveurs automatiques afin de prélever des échantillons d eaux usées pour des analyses qualitatives. Le découpage du réseau repose sur ses caractéristiques intrinsèques (âge, conception), son environnement proche (hydrogéologie, population) et sur l expérience (ensemble des raccordements effectués). La hiérarchisation des sous-bassins est faite en fonction de leur sensibilité en déterminant la répartition du volume d eaux parasites sur le linéaire étudié et en fonction de leur contribution au volume total d ECP sur l ensemble du bassin versant. Troisième phase : elle consiste en la localisation précise des différentes sources d apports parasites par l emploi de techniques spécifiques. On trouve : - les tests à la fumée permettant de localiser les branchements non conformes d eaux pluviales sur les réseaux séparatifs eaux usées ; - le contrôle aux colorants utilisé pour localiser les branchements d origines diverses tels que les raccordements de fossés et de surverses des plans d eaux, les apports de qualité non conforme vis à vis du réseau ou de la STEP, etc ; - l inspection télévisée permettant pour les réseaux d eaux usées non visitables de localiser des défauts d étanchéité à l origine des apports par infiltration. Ces trois phases d investigation sont suivies par une phase d étude et de comparaison des différentes solutions permettant de réduire l impact des eaux claires parasites sur les réseaux d assainissement afin d élaborer un programme d aménagement. 4

49 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Les solutions aux eaux claires parasites Après avoir procédé à la quantification, l identification et la localisation des apports d ECP, les gestionnaires des réseaux d assainissement sont contraints de prendre un certain nombre de mesures pour limiter leurs nuisances si les volumes quantifiés d eaux claires parasites dépassent un certain seuil de tolérance. La présence des eaux claires parasites est tolérable en dessous d un seuil établi et fixé par l expérience acquise au cours des différentes études diagnostics. Selon les pays ce seuil est très variable et est exprimé de différentes manières (Breil, 1990). Au Québec, pour les réseaux séparatifs eaux usées domestiques et les réseaux unitaires, l apport d eaux claires parasites en période de nappe haute est considéré comme excessif à partir d un volume journalier de 30 L/hab. Pour les égouts industriels, le seuil est exprimé par référence à la surface du réseau, il est de 1400 L/jour/cm de diamètre de collecteur/km linéaire. Aux Etats-Unis, la limite est fixée à 1,9 m 3 /jour/diamètre (cm)/km. Si ce niveau est dépassé une étude économique est nécessaire et des apports supérieurs à 5 m 3 /jour/diamètre (cm)/km contraignent les gestionnaires à réhabiliter le réseau. En France, les normes sont relatives aux protocoles de réception des réseaux d assainissement. La méthode repose sur l évaluation du volume d appoint nécessaire sur 30 minutes pour maintenir un tronçon de réseau en charge. Pour les collecteurs de diamètre inférieur à 40 cm le seuil est fixée à 0,4 l/m, et pour les collecteurs de diamètre supérieur à 40 cm la limite est fixée à 0,4 % du volume de la conduite (Biseau, 1987). Les différentes solutions palliatives aux eaux claires parasites sont présentées et répertoriées selon le niveau d intervention et selon la nature des apports parasites. Il s agit de techniques qui visent à éliminer les eaux claires parasites par traitement à la source. Il existe aussi des techniques qui visent seulement à éliminer les effets nuisibles des ECP, techniques plus intéressantes d un point de vue économique Interventions sur les réseaux - Elimination des eaux parasites de captage : la suppression des eaux parasites de captage peut être effectuée par des travaux de nature très variée comme : - le détournement des ruisseaux ou des sources : assez complexe dans le centre des agglomérations en raison des contraintes de POS et de circulation ; - la remise en conformité des raccordements : généralement effectuée dans le cadre de campagnes lancées par les collectivités qui intègrent, en plus du caractère obligatoire de ces travaux, des mesures supplémentaires de nature à accélérer leur exécution (mise en conformité obligatoire lors de transactions immobilières ou lors d interventions ponctuelles sur le réseau, aide financière, etc) ; - l élimination des drainages clandestins ; 5

50 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse - le remplacement des tampons non étanches dans les zones submersibles ; - l automatisation des déversoirs d orage : par alignement de leur cote aux variations du milieu récepteur pour éviter les intrusions de ce dernier dans le réseau. - Elimination des eaux parasites d infiltration : elles sont plus difficiles à supprimer en raison de leur caractère diffus, mais aussi à cause de la modification des écoulements souterrains entraînés par les travaux. En effet, l étanchement de certains tronçons de collecteur peut entraîner une remontée locale du niveau de la zone saturée qui peut alors atteindre d autres points d infiltration. Il existe actuellement de nombreuses techniques de rénovation des réseaux qui permettent pour la plupart d assurer une bonne étanchéité des canalisations (Biseau et al., 1991), parmi lesquelles on peut citer : - le chemisage : une gaine souple est insérée, plaquée, puis rigidifiée à l intérieur de la conduite en place ; - les projections : un robot assure la projection par centrifugation d un revêtement continu ou localisé sur la paroi ; - le tubage : ce type d action rassemble de nombreuses techniques dont le point commun est la constitution d un revêtement continu, partiel ou total relié, à l ancien ouvrage par un coulis à base de ciment. A partir d une étude de 30 cas, Biseau (1987) compare le coût de la réhabilitation à celui du remplacement lors d une intervention sur un réseau. La pérennité des méthodes ainsi que le montant des travaux annexes (ouvertures des fouilles, etc) étant pris en compte, l étude a permis de conclure que la réhabilitation est toujours moins onéreuse, excepté pour le tubage. Les techniques de réhabilitation des réseaux présentées ci-dessus sont parfois jugées trop lentes et trop coûteuses par les collectivités qui sont amenées à prendre des mesures qui ne visent pas à éliminer les apports d eaux parasites dans les réseaux, mais à limiter leurs conséquences sur les milieux récepteurs. Les mesures envisagées concernent en priorité les débits de pointe par la modification du fonctionnement des surverses. On peut les classer en trois catégories : - la réduction des volumes surversés par l augmentation des capacités de transit et par le stockage en bassin tampon, - la réduction des masses de polluants surversées par le déversement préférentiel d effluents dilués et par leur traitement, - la réduction de l impact des surverses par une gestion de la sensibilité des milieux récepteurs dans le temps et dans l espace (Chocat et Brelot, 1994). Cependant il faut souligner que certaines de ces actions ne font que reporter le problème en aval, en particulier les solutions visant à réduire les volumes surversés qui doivent être concordantes avec la capacité hydraulique de la STEP. 6

51 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Interventions au niveau de la station d épuration Les actions sur les STEP constituent un complément aux actions réalisées sur les réseaux de collecte. Elles concernent les débits de pointe, les volumes et les flux journaliers. Ces interventions peuvent aller de l amélioration des capacités d exploitation de la station existante à la conception d une nouvelle station plus performante. Dans le cas des stations à boues activées, les principales interventions envisageables concernent les débits de pointe et leur impact sur la décantation secondaire par le surdimensionnement des bassins de décantation, sa modulation, le maintien de faibles taux de boues dans le bassin d aération, la gestion du volume variable de ce dernier et l amélioration de l hydraulique des ouvrages (Renault, 1983) Conclusion sur les études diagnostics La quantification des volumes d ECP constitue la phase la plus importante et la plus délicate d une étude diagnostic puisqu en fonction des volumes estimés et de la hiérarchisation des apports établie, diverses solutions palliatives plus ou moins élaborées et coûteuses peuvent être mises en œuvre afin de réduire l impact des eaux claires parasites sur le fonctionnement global et l efficacité du système d assainissement. Il existe différentes méthodes qui permettent d estimer les volumes d eaux claires parasites. Les principes de la quantification des ECP sont présentés dans le chapitre suivant Principes de la quantification des eaux claires parasites et présentation générale des méthodes existantes Les méthodes d estimation des ECP utilisées dans le cadre des études diagnostics doivent permettre d identifier et de quantifier les deux composantes distinguées dans la classification simplifiée des ECP : - les eaux parasites d infiltration d eaux souterraines EPI drainées par la tranchée d assainissement qui s infiltrent dans le réseau par le biais de défauts d étanchéité avec distinction du drainage lent des eaux souterraines et du drainage rapide des eaux pluviales ; - les eaux parasites de captage EPC par temps de pluie liées à des connections anormales de surfaces imperméables sur les réseaux séparatifs eaux usées. La présence d eaux claires parasites dans les réseaux d assainissement a pour effet d une part l augmentation des débits d eaux usées et d autre part la dilution des effluents. Les différentes méthodes permettant d estimer les volumes d eaux claires parasites reposent donc sur l analyse de séries de données débitmétriques et/ou sur l étude de polluants caractérisant la dilution des effluents bruts. La plupart des méthodes d estimations des ECP existantes s appliquent uniquement avec des données acquises par temps sec. En effet, la quantification des eaux claires parasites par temps de pluie ne présente un intérêt que pour les réseaux séparatifs eaux usées afin de 7

52 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse quantifier les eaux parasites de captage. Un protocole spécifique d estimation des ECP pour les réseaux séparatifs eaux usées est décrit par Joannis et al. (003). Afin de dissocier EPC et EPI, la méthodologie suivante est proposée : - les EPC sont évaluées à partir des données de débit en période sèche quand le niveau des nappes souterraines est minimum. En effet, pendant la période humide, particulièrement en hiver, les périodes pluvieuses alternent avec des périodes sèches. A l échelle mensuelle, les précipitations dépassent la demande en évapotranspiration, les sols sont donc gorgés d eau, une partie de cette eau est drainée par le réseau d assainissement pendant plusieurs jours ou plusieurs semaines. Pendant la saison sèche, l influence d un événement pluvieux est limitée à quelques heures. Comme l analyse d événements pluvieux est nécessaire, la période de mesure ou la chronique doit s étendre sur plusieurs mois. La période la plus favorable se situe à la suite d un événement pluvieux suivant une longue période de temps sec et avant que la recharge des eaux souterraines ne débute. Lorsque l on dispose de plusieurs années de données sur un réseau qui n a pas subit d évolution significative, on peut facilement sélectionner plusieurs événements pluvieux qui permettent d évaluer les EPC. Les volumes d eaux pluviales associés à chaque événement pluvieux sont ramenés aux hauteurs de précipitation correspondantes et les surfaces ainsi calculées sont moyennées. On obtient alors une surface active moyenne permettant de reconstituer les débits d eaux parasites de captage à l aide de la chronique de pluie. Dans tous les cas, même si un seul événement est utilisable, il est suffisant pour des séries de données d EPC à partir de chroniques pluviométriques. - les eaux usées domestiques sont évaluées de manière classique en analysant les hydrogrammes journaliers de débit horaire en période de temps sec. - les EPI sont évaluées en soustrayant au débit total mesuré la somme des EPC et des eaux usées domestiques. Un protocole identique peut être appliqué pour les réseaux unitaires avec des données de débit par temps de pluie, mais dans ce cas la composante EPC n est autre que la composante eau pluviale qui est simulée classiquement en hydrologie urbaine par des modèles pluie-débit. Les méthodes d estimation existantes sont spécifiques à la quantification de la composante EPI des ECP quel que soit le type de réseau étudié, unitaire ou séparatif eaux usées. Certaines méthodes ne font pas de distinction entre drainage lent et drainage rapide et s appliquent uniquement avec des données de débit acquises par temps sec. D autres méthodes permettent de quantifier uniquement le drainage lent par temps sec ou temps de pluie sans distinction. Il existe aussi des méthodes qui permettent de quantifier les EPI non permanentes liées aux variations saisonnières du niveau piézométrique des eaux souterraines. Notre étude bibliographique a permis de recenser 15 méthodes différentes d estimations des EPI. Ces méthodes sont développées et couramment utilisées dans divers pays d Europe. Les 15 méthodes reposent sur deux principes généraux : 8

53 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse - principe (1) : le débit d eaux parasites d infiltration correspond à la différence entre le débit total de temps sec et le débit d eaux usées strictes. Ce dernier peut être apprécié en fonction de la consommation journalière en eau potable, du nombre d habitants ou de mesures de polluants caractéristiques des eaux usées domestiques (DBO, DCO, MES, etc). - principe () : le débit d eaux usées strictes est faible en période nocturne, le débit d eaux parasites d infiltration est donc proche du débit nocturne minimum. Des facteurs de correction sont utilisés pour tenir compte d un débit résiduel nocturne d eaux usées strictes dont l importance varie en fonction de la taille et de la pente du réseau étudié. Certaines de ces 15 méthodes peuvent utiliser simultanément ces deux principes généraux, ce sont des méthodes dites «hybrides». Les 15 méthodes utilisent des données débitmétriques. Trois d entre elles seulement, dites méthodes chimiques, utilisent simultanément des données de polluants pour estimer la dilution des effluents bruts par les ECP. Parmi les 15 méthodes, on distingue des méthodes dites statistiques car elles utilisent des valeurs de référence de consommations en eau potable par habitant et de rejet de polluant par habitant estimés à partir des relevés de consommation d eau potable ou de mesures réalisées sur des sites en période de basses eaux et sur des sites exempts d eaux parasites. Nom Origine Référence Principe Type Composante Débit de temps sec - - (1) D EPI Débit de temps sec bis Suisse (Hager et al, 1985) (1) D EPI Density average Autriche (Dlauhy, 001) (1) D EPI Annen & Muller Autriche (Annen, 1980) (1) D Drainage lent Triangle Allemagne (Weiss et al., 00) (1) D Drainage lent Minimum mobile Allemagne (Weiss et al., 00) (1) D Drainage lent Différence des débits journaliers France (Joannis, 1994) (1) D EPI non permanente Différence des débits nocturnes France (Joannis, 1994) () D EPI non permanente Débit nocturne minimum France (Renault, 1983) () D EPI Débit nocturne corrigé France (Renault, 1983) () D EPI non permanente Débit nocturne corrigé bis Suisse (Hager et al., 1985) () D EPI Paramètres de forme France (Joannis, 1994) () D EPI non permanente Données d Imhoff France (Renault, 1983) (1) C EPI Méthode suisse Suisse (Hager et al., 1985) (1) et () C EPI Horizon France (Horizon, 199) (1) et () C EPI Tableau 1.6: Méthodes d estimation des eaux claires parasites dans les réseaux d assainissement. 9

54 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Afin de pouvoir illustrer et comparer ces diverses méthodes, les hypothèses, les données nécessaires et les protocoles de calculs spécifiques à chaque méthode ne sont pas détaillés dans ce chapitre, mais dans la partie de ce mémoire qui concerne l estimation des ECP selon chaque méthode sur différents sites expérimentaux. Les 15 méthodes sont simplement présentées dans ce chapitre en fonction de leur origine, du principe général utilisé, du type de méthode débitmétrique (D) ou chimique (C) et de la composante des ECP qu elles sont censées quantifier. Ces informations sont synthétisées dans le Tableau 1.6. Des études comparatives concernant certaines de ces méthodes d estimation des ECP ont été réalisées dans chacun des pays où ces méthodes sont développées : en Allemagne (Weiss et al., 00), en Autriche (Ertl et al., 00), en suisse (Hager et al., 1985) et une étude comparative personnelle réalisée à partir des résultats de l étude diagnostic du bassin versant de Pierre-Bénite à Lyon (Horizon, 199). La description de ces études et de leur contexte, la présentation des résultats et des conclusions obtenus sont détaillées dans le chapitre suivant Etudes comparatives existantes des méthodes d estimation des ECP L objectif de ce type d étude est de comparer les volumes d ECP estimés par différentes méthodes et de faire une analyse de sensibilité de ces méthodes aux caractéristiques des sites étudiés. L objectif final des études comparatives est de préciser les conditions d emploi et de validité des méthodes afin de préconiser, dans un contexte donné, l application de la méthode qui par expérience est jugée la plus adéquate. Les études comparatives réalisées à ce jour présentées ci-dessous concernent soit des méthodes débitmétriques, soit des méthodes débitmétriques et des méthodes chimiques. Elles permettent de mettre en évidence les facteurs qui influent considérablement sur la valeur estimée des volumes d ECP à partir de données identiques sur un même site expérimental Etude comparative sur le bassin versant de Pierre-Bénite Le bassin versant de la station d épuration de Pierre-Bénite comprend entièrement ou partiellement plusieurs communes du Grand Lyon pour une surface totale de ha et une population de habitants selon les données INSEE de 1990 (Horizon, 199). En raison de ces dimensions importantes, une étude diagnostic globale est difficilement réalisable. Le bassin versant de Pierre-Bénite a été divisé en 5 sous-bassins versants dont chacun a fait l objet d une étude diagnostic réalisée par le bureau d étude Horizon sur une période s étalant de mai 1989 à septembre 199. Toutes ces études sont effectuées selon un protocole identique : - description des bassins versants : géographie, surface, population, consommation d eau potable, activité industrielle ; - description de l assainissement : type, réseau structurant, raccordements ; - description des mesures : pluviométrie, débitmétrie, polluants (DCO, DBO) ; - analyse des résultats : estimation du débit d eaux parasites, hiérarchisation des apports. 30

55 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse L estimation de la population de chaque bassin versant est basée sur des données de l INSEE de 198 réactualisées pour Chaque commune est supposée être raccordée totalement au réseau d assainissement. Pour les communes situées en partie dans les sousbassins définis, la population raccordée est calculée au prorata de la surface de la commune comprise dans le sous-bassin versant étudié. Les consommations d eau potable sont déterminées pour chaque commune en fonction des quantités facturées annuellement par le distributeur. On fait l hypothèse que tout ce qui est facturé est rejeté dans le réseau. Pour les communes qui sont situées partiellement dans les sous-bassins versant définis, la consommation d eau potable est calculée au prorata de la surface comprise dans le sous bassin versant. La consommation d eau potable est exprimée en équivalent habitant sous la forme d un débit journalier d eau potable (L/j/EH). Les raccordements de communes extérieures au Grand Lyon faisant l objet d une convention sont recensés, les débits d apports étant exprimés en m 3 /jour. Une étude diagnostic étant réalisée par temps sec, un contrôle de la pluviométrie sur la zone étudiée pendant la période des mesures débitmétriques est réalisé à l aide du réseau pluviométrique installé sur le territoire du Grand Lyon. Différents points sont définis sur chaque bassin versant, ils permettent de délimiter des sous-bassins versants pour lesquels une hiérarchisation des apports d eaux parasites est établie après estimation des ECP. Les mesures de débit sont effectuées en continu durant quelques jours. Après sélection des périodes de temps sec, un débit journalier moyen est déterminé pour chaque point à partir de ces mesures directes. Parallèlement aux mesures de débit, des mesures de polluants sont réalisées sur la même période. Les échantillons sont prélevés selon deux plages horaires (nocturne : 0h00-5h00 et diurne : 5h00-0h00). Les paramètres mesurés sur chaque échantillon prélevé sont : - matières en suspension totales MEST. - DBO5 et DCO après décantation deux heures. En chaque point de mesure, le débit journalier d ECP est estimé selon trois méthodes différentes : - la méthode du débit de temps sec ; - la méthode des données d Imhoff ; - la méthode Horizon. L étude comparative est réalisée en rassemblant les données de débit d ECP respectives de chaque bassin versant qui sont disponibles dans 5 rapports d études délivrés par le bureau d étude Horizon à la direction de l eau du Grand Lyon. Les résultats obtenus sont présentés dans le Tableau 1.7. On remarque que pour un même point de mesure, les trois méthodes fournissent des débits d ECP significativement différents. La hiérarchie suivante est généralement observée : Q ECP (débit de temps sec)> Q ECP (données d Imhoff)> Q ECP (méthode Horizon) 31

56 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Méthodes d estimation du débit d ECP Débit mesuré Débit de temps sec Données d Imhoff Méthode Horizon BV 1 Point Point Point Point Point BV Point Point Point Point Point Point BV 3 Point Point Point Point Point Point BV 4 Point Point Point Point BV 5 Point Point Point Point Point Point Tableau 1.7: Débits journaliers d ECP (m 3 /jour) obtenus selon trois méthodes (débit de temps sec, données d Imhoff et Horizon) au cours de l étude diagnostic du bassin versant de Pierre-Bénite. Cependant, dans quelques cas, cette hiérarchie est bouleversée. En effet, la méthode des données d Imhoff peut surestimer le débit d eaux usées strictes lorsque le réseau collecte des effluents industriels très chargés. Parfois, les eaux usées sont tellement chargées que le débit d eaux usées strictes estimé peut être supérieur au débit mesuré dans le réseau, ce qui se traduit par des débits d eaux parasites négatifs. C est le cas par exemple des points de mesure 1, 3 et 6 du bassin versant qui correspondent effectivement à des secteurs industriels. Dans deux cas, le point de mesure 3 du bassin versant 5 et le point de mesure du bassin versant, la méthode du débit de temps sec fournit un débit d ECP négatif car le débit théorique estimé 3

57 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse à partir de la consommation moyenne journalière d eau potable par habitant est supérieur au débit mesuré dans le réseau. L auteur du rapport propose deux explications. D une part, il y a maillage du réseau avec deux autres réseaux appartenant à d autres bassins versant, il est donc difficile d apprécier la répartition des effluents. D autre part, en ce point, le mesurage du débit est réalisé par un seuil. L augmentation de la hauteur d eau dans le collecteur a pu générer des déversements d effluents dans le milieu naturel par l intermédiaire des nombreux déversoirs d orage recensés sur ce bassin versant. La deuxième explication nous parait peu vraisemblable en temps sec. Les débits théoriques estimés à partir de la consommation moyenne journalière d eau potable par habitant sont à utiliser avec précaution car les variations journalières et saisonnières du débit d eaux usées strictes ne sont pas prises en compte. Les valeurs estimées du débit journalier d ECP ne sont sans doute pas représentatives du phénomène étudié. De plus, dans cette étude, lorsqu une commune est en partie comprise dans le bassin versant étudié, on fait l hypothèse que la population est repartie de manière homogène sur l ensemble du bassin versant car la consommation d eau potable est calculée au prorata des surfaces et du nombre d habitant. Ceci est vraiment très approximatif. D autre part, l hypothèse que toute l eau potable consommée est rejetée au réseau est fausse, un coefficient de perte de 10 % étant couramment appliqué. A l échelle journalière, l utilisation de la méthode du débit de temps sec est déconseillée car elle se base sur la consommation annuelle en eau potable. Toutefois, à l échelle annuelle cette méthode peut être intéressante pour faire des bilans ou pour étudier grossièrement les variations saisonnières des apports d ECP. Dans la plupart des études diagnostic, la quantité d ECP est exprimée en pourcentage du débit total d eaux usées mesuré par temps sec : c est le taux d ECP ou la fraction d ECP. Ce mode d expression est intéressant lorsque l on veut comparer l importance des ECP sur plusieurs sites. Les fractions d ECP obtenues en chaque point de mesure selon les trois méthodes utilisées au cours de cette étude sont présentées dans le Tableau 1.8. Les points où au moins une estimation d ECP a donné un débit négatif ne sont pas pris en compte afin de pouvoir comparer objectivement les écarts entre les valeurs estimées de la fraction d ECP en un même point. Les écarts sont calculés par référence à la hiérarchie généralement observée définie précédemment. Cependant, on a vu dans le Tableau 1.7 que cette hiérarchie n est pas toujours vérifiée, surtout en présence de rejets industriels. En comparant les méthodes à, les écarts calculés peuvent donc être négatifs : on raisonne alors sur des écarts en valeur absolue. Outre la comparaison des écarts donnés par deux méthodes différentes en un point de mesure, l écart entre les fractions d ECP minimales et maximales est étudié. L écart moyen observé entre la fraction d ECP calculée par la méthode du débit de temps sec et celle calculée par la méthode des données d Imhoff en un même point de mesure est de l ordre de 0 % du débit total d eaux usées de temps sec. L écart moyen observé entre la fraction d ECP calculée par la méthode du débit de temps sec et celle calculée par la méthode Horizon est de l ordre de % du débit total d eaux usées de temps sec. L écart moyen observé entre la fraction d ECP calculée par la méthode des données d Imhoff et celle calculée par la méthode Horizon est de l ordre de 17 % du débit total d eaux usées de temps sec. L écart maximal moyen observé entre les fractions d ECP calculées par les 3 méthodes en un même point de mesure est de l ordre de 6 % du débit total d eaux usées. 33

58 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Débit de temps sec [1] Données d Imhoff [] Horizon [3] Ecart de fractions d ECP entre méthodes et toutes méthodes confondues en valeur absolue EPI (%) EPI (%) EPI (%) [1] [] [1] [3] [] [3] Max Min BV 1 Point Point Point Point Point BV Point Point BV 3 Point Point Point Point Point Point BV 4 Point Point Point BV 5 Point Point Point Point Point Moyenne des écarts Tableau 1.8: Analyse des écarts entre les fractions d ECP obtenues selon trois méthodes (débit de temps sec, données d Imhoff et Horizon) au cours de l étude diagnostic du bassin versant de Pierre-Bénite Etude comparative suisse En juillet 198 et janvier 1983, deux bassins versants, Schmerikon et Obermarch ont fait l objet d une étude diagnostic avec pour objectif la comparaison des trois méthodes développées en Suisse (Hager et al., 1985) présentées dans le Tableau 1.6 : - la méthode du débit de temps sec bis; - la méthode du débit nocturne corrigé bis ; - la méthode chimique suisse par mesure de la DCO et des chlorures Cl -. 34

59 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Les caractéristiques principales des deux bassins versants étudiés sont présentées dans le Tableau 1.9. Description du bassin versant Schmerikon Obermarch Surface de collecte (ha) Nombre d habitants Longueur du collecteur principal (km),7 3,5 Tableau 1.9: Caractéristiques des bassins versants urbains de Schmerikon et de Obermarch (Hager et al., 1985). Les campagnes de mesure de ces deux études diagnostic durent deux jours. Les débits sont moyennés sur cette durée et exprimés en m 3 /jour. En fonction du nombre d habitants, le débit d eaux usées strictes est estimé à l échelle journalière et à l échelle de la période nocturne. Les débits d ECP exprimés sous la forme de fractions d ECP en pourcentage du débit total d eaux usées mesuré sont présentés dans le Tableau Méthodes utilisées Schmerikon ECP (%) Obermarch ECP (%) Débit de temps sec bis Débit nocturne corrigé bis 33 5 Méthode chimique (DCO) 38,4 56 Méthode chimique (Cl - ) 39,3 - Moyenne 4, 53,5 Ecart maximal 5 4 Tableau 1.10: Comparaison des fractions d ECP estimées selon les méthodes débitmétriques et chimiques au cours de l étude diagnostic des bassins versants urbains de Schmerikon et de Obermarch (Hager et al., 1985). Les quantités d ECP présentes dans ces réseaux d assainissement sont relativement importantes. Les fractions d ECP obtenues pour le bassin versant d Obermarch sont assez homogènes, l écart maximal observé est de 4 % du débit total mesuré. Par contre pour le bassin versant de Schmerikon, l écart maximal observé est de 5 % en raison de l estimation donnée par la méthode du débit de temps sec bis. Le débit moyen journalier théorique d eaux usées strictes est sous-estimé par rapport aux autres méthodes. La méthode du débit de temps sec bis montre peut être ici ses limites d application, son utilisation est peut-être à déconseiller pour des bassins versants de faible population, bien que les auteurs précisent que cette méthode peut être appliquée à partir de bassins versants de 500 habitants. La méthode du débit nocturne corrigé bis produit les valeurs de fraction d ECP les plus faibles, le débit résiduel nocturne d eaux usées strictes est surestimé, excepté pour le bassin versant d Obermarch. Cette observation peut être expliquée par les linéaires respectifs de collecteur principal des deux bassins versants étudiés car ce paramètre influe sur le temps de séjour des eaux usées et l importance du débit résiduel nocturne d eaux usées strictes. La connaissance de la pente moyenne des réseaux qui influent également sur le temps de séjour des eaux usées peut permettre de confirmer cette hypothèse. 35

60 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Cette étude comparative montre que les méthodes du débit de temps sec bis et du débit nocturne corrigé bis sont sensibles d une part aux caractéristiques morphologiques du réseau et d autre part à l occupation du bassin versant. Ces méthodes semblent tout de même intéressantes pour donner rapidement un ordre de grandeur du phénomène. Il est peut-être préférable en première approche d utiliser d autres méthodes comme les méthodes chimiques qui donnent ici des résultats plus homogènes, mais sur quelques mesures, il est difficile et prématuré d apprécier l adéquation d une méthode Etude comparative autrichienne L étude de Ertl et al. (00) a pour objectif la quantification des ECP à l exutoire d un bassin versant d une communauté urbaine de 6 municipalités autrichiennes qui représentent une population totale de habitants. Le réseau d assainissement est de type unitaire et le réseau structurant est constitué par 69 km de conduites. Les données utilisées pour cette étude sont les débits journaliers d eaux usées entrant dans la station d épuration au cours de l année 000, soit un volume annuel de m 3. La fraction d ECP entrant en station et les variations saisonnières des apports d ECP sont appréciées à partir d une analyse statistique des hydrogrammes qui reposent sur le principe général (1) : la soustraction d un débit théorique journalier d eaux usées strictes au débit total mesuré. Les méthodes utilisées sont quatre méthodes débitmétriques présentées dans le Tableau 1.6 : - la méthode du débit de temps sec ; - la méthode «density average» ; - la méthode de Annen & Muller ; - la méthode du minimum mobile. Les valeurs estimées du volume annuel d ECP et de la fraction annuelle d ECP correspondante exprimée en pourcentage du volume annuel de temps sec sont présentées dans le Tableau Méthodes utilisées Volume d ECP (m 3 /an) Fraction d ECP (%) Débit de temps sec ,7 Annen & Muller , Density average ,3 Minimum mobile (7 jours) ,3 Moyenne ,7 Ecart maximum Tableau 1.11: Valeurs estimées selon 4 méthodes débitmétriques du volume annuel d ECP et de la fraction d ECP correspondante exprimée en pourcentage du volume annuel de temps sec (Ertl et al., 00). 36

61 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Les auteurs concluent que l infiltration constitue m 3 des m 3 entrant en station, les autres composantes représentant environ m 3 pour les eaux usées strictes et m 3 pour les eaux pluviales. En valeur absolue, l écart maximum entre les volumes annuels d ECP estimés représente environ m 3 soit 6,4 % du volume annuel entrant en station d épuration. D après le Tableau 1.6, les quatre méthodes débitmétriques comparées dans cette étude sont sensées estimer des types d ECP différents, les méthodes du minimum mobile et de Annen & Muller n estimant que la composante drainage lent des infiltrations d ECP. On constate que ces deux méthodes fournissent logiquement un volume annuel d ECP inférieur à celui estimé par la méthode du débit de temps sec ou la méthode du «density average». Les méthodes d estimation semblent donc être représentatives de la composante des ECP qu elles sont sensées estimer. Des études complémentaires sont toutefois nécessaires afin de confirmer ou non cette tendance Etude comparative allemande Cette étude a été effectuée par Weiss et al. (00) à partir de séries de données débitmétriques acquises pendant quatre ans en entrée de 33 stations d épuration de la région de Baden-Würtemberg en Allemagne. Les volumes annuels d ECP sont calculés selon la méthode du «minimum mobile» et comparés aux résultats obtenus selon des méthodes plus conventionnelles utilisées couramment par les gestionnaires respectifs des STEP comme la méthode du débit de temps sec et la méthode du débit nocturne minimum. Les volumes moyens d ECP observés dans ces 33 STEP sont exprimés en pourcentage du débit annuel de temps sec sur une durée de 4 ans et sont classés par fréquence cumulée croissante. Les résultats obtenus sont illustrés dans la Figure 1.3. Nous pensons que l étude comparative n est réalisée que pour 33 (triangles noirs) des 34 (carrés blancs) STEP cités par le même auteur dans le chapitre 3.. Figure 1.3: Comparaison des pourcentages d ECP calculés pour 33 STEP selon la méthodedu minimum mobile (carrés blancs) et selon les méthodes conventionnelles (triangles noirs) utilisées par les gestionnaires des STEP (Weiss et al., 00). 37

62 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Il apparaît clairement que les méthodes conventionnelles indiquent généralement des quantités d ECP inférieures. Cependant, dans certains cas (STEP Claudia dans la Figure 1.3), la méthode du minimum mobile fournit des valeurs inférieures. En théorie, la méthode du minimum mobile doit fournir des volumes d ECP supérieurs à ceux estimés par la méthode du débit de temps sec car seule la composante drainage lent de l infiltration d ECP est appréciée, ce qui a été observé lors de l étude comparative de Ertl et al. (00). Les auteurs considèrent aussi que les gestionnaires de STEP choisissent arbitrairement les jours de temps sec jours pour lesquels les ECP sont estimées. Dans quelques régions d Allemagne, la présence de volumes d ECP particulièrement importants conduit à une augmentation de la redevance d assainissement que tout gestionnaire d ouvrage épuratoire communal ou industriel est obligé de payer. Dans la région de Baden-Würtemberg, la fraction d ECP maximale tolérée est de 50 % du débit de temps sec. Afin d éviter des frais de fonctionnement plus importants, les auteurs supposent que les gestionnaires de STEP sélectionnent les jours de temps sec de manière à réduire les volumes d ECP estimés afin de ne pas dépasser ce seuil de tolérance. En effet, on peut remarquer sur la Figure 1.3 une forte accumulation de stations d épuration dont la fraction moyenne annuelle d ECP est comprise entre 40 % et 50 %. La principale conclusion que l on peut tirer de cette étude est que, pour une comparaison objective, les méthodes d estimation des ECP choisies ne doivent pas être sujettes à des influences et des choix arbitraires. La Figure 1.3 révèle alors que selon la méthode du minimum mobile, 50 % des réseaux d assainissement étudiés présentent une fraction d ECP excédant 50 %, tandis que selon les méthodes utilisées par les gestionnaires de STEP, seulement 30 % des réseaux d assainissement étudiés dépassent le seuil de tolérance des ECP Conclusions issues des études comparatives Ces différentes études comparatives montrent que selon la méthode utilisée la valeur estimée du débit d ECP varie dans des proportions très importantes, principalement lorsque l on compare les méthodes basées sur le débit journalier de temps sec, les méthodes chimiques et les méthodes basées sur le débit nocturne. En première approche, cette variabilité semble dépendre des paramètres suivants : - l estimation du débit théorique d eaux usées domestiques ; - les caractéristiques du réseau d assainissement (linéaire, pente) ; - les caractéristiques du bassin versant (nombre d habitants, activité industrielle) ; - le choix arbitraire des jours de temps sec. Cette forte variabilité des estimations d ECP selon la méthode considérée met en doute la représentativité des estimations et semblent présager que certaines méthodes ne sont pas adaptées aux caractéristiques des sites étudiés ou qu elles ne sont peut-être pas représentatives du type d ECP sensé être quantifié. Les études comparatives réalisées montrent que certaines méthodes sont probablement à déconseiller dans des contextes particuliers : 38

63 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse - les méthodes chimiques ne doivent pas être appliquées sur des bassins versants où l activité industrielle est importante car les rejets d effluents industriels très chargés entraînent une surestimation du débit théorique d eaux usées et par conséquence une sous-estimation du débit d ECP ; - les méthodes débitmétriques développées en Suisse qui reposent sur le calcul empirique, en fonction du nombre d habitants, d un débit journalier théorique d eaux usées et d un débit nocturne résiduel théorique doivent être utilisées avec précaution car elles sont sensibles aux caractéristiques morphologiques du réseau et à l occupation du bassin versant. La représentativité des méthodes d estimation des ECP est un point important auquel s ajoute la prise en compte des incertitudes de calcul. Ce qui semble certain, c est que les méthodes utilisant des valeurs de référence pour la consommation journalière d eau potable par habitant et le rejet moyen journalier par habitant de certains polluants ou des formules empiriques pour calculer le débit journalier théorique d eaux usées ou le débit résiduel nocturne d eaux usées sont moins précises que les méthodes n utilisant que des valeurs mesurées. Les deux principales questions qui résultent de l analyse des études comparatives existantes peuvent être formulées de la manière suivante : - calcule-t-on réellement ce que l on veut quantifier et avec quelle incertitude? - les mesures d ECP dans le cadre des études diagnostics sont-elles vraiment très rigoureuses et les conclusions obtenues sont-elles vraiment pertinentes? Cependant ces observations ne sont peut-être que des tendances car les études comparatives réalisées jusqu'à présent ne prennent pas en compte toutes les méthodes d estimation existantes mais uniquement celles utilisées dans chacun des pays développeurs (Suisse, Allemagne, Autriche, France). Une étude comparative utilisant toutes les méthodes conventionnelles sur différents sites doit être réalisée afin d avoir une vision globale. En première approche, on peut conclure qu il existe diverses méthodes d estimation mais qu aucune méthode ne semble parfaite Imperfections des méthodes traditionnelles d estimation des ECP Cette analyse bibliographique montre que la présence d ECP est reconnue comme une source majeure de dysfonctionnement des systèmes d assainissement, diminuant sa capacité hydraulique et l efficacité des ouvrages de traitement des eaux usées. La prise de conscience de ce phénomène a conduit au développement de nombreuses recherches ces vingt dernières années. Les différentes expérimentations menées ont permis la mise au point d un grand nombre de méthodes énumérées dans le chapitre 3.4. Le constat est qu à ce jour aucune méthode n est idéale ni applicable dans toutes les conditions. Les inconvénients majeurs des méthodes existantes pour l estimation des ECP nous semblent être principalement liés à : - l exactitude contestable des estimations ou leur représentativité ; - la non évaluation de l incertitude associée aux estimations ; 39

64 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse - la non prise en compte de l origine et de la nature des divers apports d eaux usées de temps sec ; - la localisation ou la sectorisation des apports. Notre argumentation est développée pour chaque point énoncé dans un paragraphe spécifique L exactitude des estimations Les ECP peuvent présenter une grande variabilité temporelle qui est principalement liée aux événements pluvieux et aux conditions hydrologiques dans l environnement des collecteurs. La composante événementielle des ECP est difficile à mettre en évidence avec les méthodes existantes, en particulier dans les réseaux unitaires. En effet, la distinction des deux composantes des infiltrations d ECP (drainage lent et rapide), ainsi que de la composante eaux parasites de captage EPC, repose uniquement sur des critères débitmétriques prenant en compte le temps de réponse de ces différentes composantes à un événement pluvieux et la reproductibilité de l hydrogramme journalier. Dans le cas de grands bassins versants, la distinction des EPC et du drainage rapide des infiltrations d ECP peut être difficile en raison du temps de séjour important dans le réseau et de l état hydrique du sol encaissant et de la tranchée d assainissement. De plus, l état hydrique du sol et de la tranchée d assainissement peut présenter des hétérogénéités spatiale et temporelle respectivement en fonction de la nature des sols et des matériaux de tranchée utilisés et en fonction des conditions climatiques qui contrôlent le phénomène d évapotranspiration. Cette hétérogénéité des conditions qui contrôlent les apports d infiltration d ECP fait que la distinction et la quantification de la composante drainage rapide et de la composante drainage lent n est pas aisée durant les quelques heures voire les quelques jours suivants la fin d un événement pluvieux. La question que l on se pose ici est : que quantifie-t-on réellement? Selon la méthode utilisée, la quantification des ECP au sens large ou de certaines composantes des ECP repose uniquement sur des mesures débimétriques et deux principes généraux (1) et () qui peuvent être contestés. Les méthodes basées sur le principe général (1) considèrent que les ECP sont toutes les eaux qui ne sont pas de l eau potable consommée et rejetée au réseau. Les méthodes basées sur le principe général () considèrent que les ECP constituent le débit nocturne d eaux usées corrigé ou non d un débit nocturne résiduel d eaux usées strictes. Ces hypothèses sont difficilement validables. Les eaux usées domestiques et industrielles ne résultent pas uniquement de l utilisation d eau potable puisque des eaux de pompage dans les nappes souterraines peuvent aussi être utilisées. La conséquence en est une surestimation potentielle des quantités d ECP. L assimilation du débit d infiltration d ECP au débit nocturne d eaux usées est discutable car il existe des apports permanents d ECP qui ne sont pas obligatoirement des infiltrations d ECP, tels que les fuites d eau potable chez les particuliers et les «eaux de process» rejetées au réseau qui sont utilisées pour les refroidissements industriels et l abaissement du niveau des eaux souterraines à proximité d infrastructures enterrées comme les parkings. Il en résulte une surestimation potentielle des infiltrations d ECP. De plus l origine et la nature des ECP sont difficilement appréciables avec les méthodes classiques. 40

65 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Les méthodes statistiques débitmétriques ou chimiques utilisent un débit journalier théorique d eaux usées strictes estimé en fonction, soit de la consommation annuelle d eau potable sur le bassin versant étudié, soit de valeurs de référence de consommation journalière d eau potable par habitant ou de rejet moyen journalier de polluants par habitant (DCO, DBO, MES, Pt, NTK). L utilisation de la consommation annuelle d eau potable suppose que le débit journalier théorique d eaux usées strictes est reproductible, ce qui est contestable puisque la consommation journalière d eau potable présente une variabilité journalière ainsi qu une variabilité saisonnière qui sont peu souvent prises en compte dans les méthodes classiques. L utilisation de valeurs de référence est aussi contestable car elles sont déterminées sur des sites supposés exempts d ECP dont l hétérogénéité des caractéristiques rend difficilement transposables ces valeurs sur d autres sites L incertitude associée aux estimations Les calculs d incertitude ne sont pas effectués lors des études diagnostics et lors des études comparatives. La prise en compte de l incertitude est essentielle si l on veut s assurer de la pertinence des estimations d ECP et des écarts observés lors d une étude comparative : - l incertitude relative est-elle supérieure à 100 %? Ce seuil est choisi car une incertitude relative supérieure à 100 % indique que la valeur estimée des ECP peut être nulle ou négative. Il est alors impossible de conclure à l absence ou à la présence d ECP dans le réseau d assainissement étudié. - quel est le seuil de détection des ECP pour chacune des méthodes? - y a-t-il recouvrement, même partiel, des intervalles de confiance à 95 % associés à la valeur estimée du débit d ECP selon différentes méthodes? A ce jour, une seule étude (Joannis, 1994) présente une réflexion sur l incertitude des estimations d ECP au niveau de la sensibilité des méthodes aux mesures débitmétriques et à leur incertitude associée ainsi que la sensibilité aux hypothèses de calcul. Cependant, aucun calcul d incertitude n est réalisé, l auteur indique juste la méthode la plus sensible aux erreurs de mesure en fonction des paramètres ou des variables utilisées pour le calcul. L auteur précise que la non prise en compte des incertitudes ne constituent pas un problème important lorsqu il s agit d estimer un ordre de grandeur des apports d ECP qui permet au gestionnaire d évaluer l impact des ECP sur le fonctionnement global du système d assainissement et de définir des actions prioritaires (inspection télévisée, visite, réhabilitation, etc). Toutefois, cette remarque n est valable qu à l échelle globale d un basin versant défini par un point de mesure. Lors d une étude diagnostic, on dispose de plusieurs points de mesure sur un bassin versant qui permettent d établir une hiérarchisation des apports d ECP par sous-bassin versant. La non prise en compte de l incertitude associée aux estimations d ECP ne permet pas d assurer la pertinence de la hiérarchisation établie car l expérience montre que le cumul des erreurs peut entraîner le calcul de débits d ECP négatifs et peut-être non significatifs, c'est-à-dire que l incertitude relative sur la valeur estimée du débit d ECP produit par un sousbassin versant est supérieure à 100 %. La prise en compte des incertitudes de calcul peut permettre de conclure sur la validité d une méthode d une part en s assurant que les estimations d ECP fournies sont significatives et d autre part en appréciant son seuil de détection théorique des ECP que l on peut définir 41

66 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse comme l incertitude minimale associée à la valeur estimée du débit d ECP ou de la fraction d ECP qui peut être atteinte en fonction du matériel de mesure utilisé, du pas de temps de mesure et du mode de calcul des ECP. La prise en compte de l incertitude absolue associée à l estimation des ECP fournie par chacune des méthodes peut permettre une analyse plus rigoureuse des écarts entre les volumes d ECP estimés. En effet, il se peut que deux estimations d ECP sensiblement différentes présentent un recouvrement partiel de leurs intervalles de confiance respectifs. Soit que deux méthodes différentes sensées quantifier différentes composantes des ECP peuvent fournir deux valeurs estimées du même ordre de grandeur. La représentativité de ces deux méthodes serait alors discutable. La dernière phase d une étude diagnostic consiste en la mise en œuvre de solutions palliatives aux ECP et à leurs impacts. Les solutions privilégiant la conception ou le redimensionnement d ouvrages de collecte, de transport ou de traitement sont sensibles à l incertitude sur la valeur estimée du débit ou du volume d ECP car elle entraîne une incertitude sur le dimensionnement, sur le coût des ouvrages projetés et plus généralement sur l efficacité de l action engagée Nature et origine des apports d eaux usées de temps sec Dans un réseau d assainissement, les eaux usées de temps sec peuvent être divisées en trois composantes, suivant leur nature : - les eaux usées domestiques, produites par les habitants qui résident sur le bassin versant ; - les eaux usées liées aux activités professionnelles sur le bassin versant : eaux usées industrielles issues des activités artisanales et commerciales du bassin versant, eaux usées produites par les personnes ne résidant pas dans le quartier (employés, clients, touristes, etc), eaux de lavage de la voirie ; - les eaux claires parasites. Les différentes composantes du débit d eaux usées de temps sec ont au moins deux origines possibles : - l eau potable ; - les eaux de nappe souterraine. Les eaux usées de temps sec sont en général caractérisées par leur nature et non par leur origine, la nature caractérisant ici l usage spécifique qui est fait des eaux originelles. L eau potable par son usage génère des effluents domestiques, industriels et même parasites (fuites de WC par exemple). Les relevés de consommation d eau potable permettent d estimer la production d eaux usées liée à cet usage en considérant ou non des pertes liées à d autres utilisations de l eau potable comme l arrosage. Une partie de l eau potable non facturée peut aussi être rejetée dans le réseau d assainissement par le drainage des fuites du réseau d eau 4

67 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse potable, par les rejets de particuliers connectés clandestinement au réseau d eau potable, par l arrosage public, par la voirie et parfois les écoles. Les eaux souterraines, par leur usage, génèrent elles aussi les trois types d effluents cités précédemment : domestique, industriel et parasite. Les pompages des particuliers génèrent des effluents types eaux usées classiques. Les eaux souterraines sont utilisées aussi dans l industrie, en particulier pour le refroidissement. Les eaux souterraines en contact avec des réseaux d assainissement présentant des dégradations structurelles constituent la source des infiltrations d ECP. Ainsi, il est possible de définir une classification des eaux usées de temps sec et dans notre contexte une classification des différentes composantes des ECP au sens large en fonction de l origine des eaux (Figure 1.4). Les ECP tout comme les eaux usées ont deux origines potentielles que sont l eau potable et les eaux souterraines. Eau potable Eaux souterraines Eaux usées domestiques et industrielles Eaux claires parasites de captage (EPC) Eaux claires parasites d infiltration (EPI) Figure 1.4: Origines par temps sec des apports d eaux usées strictes et d eaux claires parasites. Les contributions respectives de ces différents apports au débit total d eaux usées présentent une forte variabilité. Les différentes classifications des ECP présentées dans le chapitre 1 reposent sur la caractérisation de leur variabilité spatiotemporelle en fonction de leur temps de réaction à un événement pluvieux ou de la localisation des défauts d étanchéité et de raccordements anormaux (apports diffus ou ponctuels). Les apports d eaux usées strictes sont aussi caractérisés par leur variabilité spatiotemporelle. La production d eaux usées domestiques fluctue au cours de la journée, avec une valeur très faible durant la nuit, une production maximale le matin autour de 7-8 h avant le départ au travail et un second pic en soirée de 17 à h. La Figure 1.5 illustre ce cycle journalier dans le cas de l enquête menée à Malte par Butler et Gatt (1996). On observe en général un cycle des débits journaliers assez régulier plus ou moins reproductible. Les valeurs minimales sont mesurées vers 4 h du matin, les valeurs maximales entre 8 h et 13 h (Coghlan, 1995 ; Degrémont, 1989). Dans les grandes agglomérations, on ne 43

68 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse constate qu une seule pointe de débit, alors que pour les petites agglomérations une seconde pointe est visible en soirée (Figure 1.6). Ce cycle peut varier en fonction du jour de la semaine, avec notamment des différences entre week-end et jour de semaine (Verbanck, 1989) ; et en fonction de la saison, avec des différences marquées dans les grandes agglomérations durant les périodes de congés. Figure 1.5: Production d'eaux usées domestiques au cours de la journée en L/s/1000hab, d après Butler et al. (1996). Figure 1.6: Variations journalières du débit d'eaux usées d'une collectivité urbaine (Degrémont, 1989). Les caractéristiques des apports d eaux usées domestiques évoquées précédemment sont valables quelle que soit l origine des eaux, pompages dans les nappes souterraines ou consommation d eau potable. Les apports d eaux usées industrielles sont plus aléatoires, ils sont fonction du type d activité industrielle. Ce genre d apport est difficile à reproduire à une échelle temporelle fine. Les eaux de refroidissement présentent selon la saison un débit permanent et parfois constant. Les eaux de nappe pompées pour drainer les fondations lors de travaux et les parkings souterrains sont souvent rejetés dans le réseau d assainissement. L allure et la composition d un hydrogramme journalier de temps sec dépendent de l échelle spatio-temporelle à laquelle est effectuée l étude. Les eaux usées de temps sec sont constituées d eaux de différentes origines, de différentes natures et de qualité variable. Leur contribution dans le temps à la production débit d eaux usées peut être permanente ou transitoire selon un débit constant ou variable avec ou sans une certaine reproductibilité. En 44

69 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse effet, certains apports sont purement aléatoires, ils sont fonction par exemple de l activité industrielle ou bien de la pluviométrie et de l état hydrique des sols. Aucune des méthodes existantes pour l estimation des ECP ne permet d apprécier toutes ces distinctions. L exactitude des estimations ou leur représentativité est donc étroitement liée à la prise en compte de l origine des eaux usées de temps sec. Aucune des méthodes d estimation des ECP ne distingue l origine des eaux et l analyse temporelle des hydrogrammes et des pollutogrammes journaliers est insuffisante pour caractériser les ECP. Pour toutes les méthodes existantes, les ECP sont considérées comme étant un débit permanent, constant à l échelle journalière et variable à des échelles évènementielle et saisonnière. En réalité, les infiltrations d ECP correspondent seulement à une partie des ECP sensées être estimées car il existe d autres sources d ECP dont les apports sont permanents à l échelle journalière. La détermination de l origine des ECP peut permettre de mieux apprécier les volumes d ECP qui ont pour origine des eaux souterraines car seule cette composante est représentative de l état de dégradation structurelle des réseaux d assainissement Localisation des apports Les méthodes d estimation ne permettent d apprécier les quantités d ECP qu à une échelle globale, celle du bassin versant. La hiérarchisation des apports d ECP par sous-bassin versant constitue déjà une échelle de discrétisation mais elle reste encore bien vaste. On n a donc aucune information précise sur la localisation des apports d ECP : - domaine public (collecteur) ou domaine privé (branchement)? - apports diffus (perméabilité du tronçon) ou ponctuels (captage, fissure, branchements défectueux)? Dans le cadre d une étude diagnostic, la localisation des apports d ECP est réalisée après la hiérarchisation des apports d ECP qui permet d orienter les inspections télévisées de réseau sur les secteurs les plus sensibles. Les inspections télévisées sont très coûteuses et parfois infructueuses car les infiltrations ne sont pas systématiquement observées. Il est alors intéressant de développer des méthodes d estimations des ECP qui permettent d apprécier la présence et la proportion d ECP dans les eaux usées à une échelle d espace plus fine que celle atteinte lors d une étude diagnostic, sur une échelle de temps plus courte et en utilisant des moyens moins lourds et moins coûteux que les dispositifs de mesure utilisés classiquement. Une réflexion sur cette problématique est présentée dans la partie 4 de ce mémoire. Il faut aussi souligner que la réduction de l échelle d appréciation des ECP est étroitement liée à l incertitude associée aux estimations et plus généralement au seuil de détection des différentes méthodes de mesure. 45

70 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse 4. Exfiltration dans les réseaux d assainissement : état de l art. La cause des fuites de réseaux de collecte est identique à celle qui génère les infiltrations : les défauts d étanchéité. En effet, lorsque la zone saturée du sol se situe sous les collecteurs, il n y a plus d infiltration et les défauts d étanchéité ont une conséquence inverse, l exfiltration d effluents qui peuvent participer à la recharge des eaux souterraines et nuire considérablement à la qualité d eaux utilisables pour l alimentation en eau potable. Lorsque l on compare le nombre de recherches menées, d expériences réalisées et de méthodes développées pour l étude et la quantification de l infiltration d ECP, l exfiltration d effluents semble présenter un intérêt minime pour la communauté scientifique et les gestionnaires de réseaux d assainissement. Pourtant, il se peut que les impacts de l exfiltration sur les milieux récepteurs soient potentiellement plus nocifs que ceux générés par l infiltration d ECP. Les phénomènes d exfiltration sont donc très peu étudiés parce qu ils ne sont pas ou peu considérés comme un problème majeur, mais aussi parce que les volumes d exfiltration sont difficilement quantifiables en raison de leur caractère diffus lié aux conditions hydrogéologiques et hydrauliques très variables dans les sous-sols urbains. Depuis la dernière décennie, les problèmes écologiques liés à l exfiltration sont reconnus comme un risque pour la santé publique et l étanchéité des réseaux d assainissement est cité comme exigence légale dans la norme européenne EN 75- (1995) Risques et impacts liés à l exfiltration L exfiltration des effluents urbains est susceptible d entraîner une pollution des sols et des eaux souterraines et donc une contamination de ressources potentielles en eau potable. La qualité des effluents urbains qui transitent dans les réseaux d assainissement dépend de la nature des rejets : - les rejets d origine d industrielle peuvent contenir des substances toxiques ; - les rejets d origine domestique présentent des teneurs élevées en nitrate, sulfate, chlorure, bactéries fécales et entérovirus ; - les rejets d origine pluviale présentent des teneurs élevées en hydrocarbures et en métaux lourds en raison du lessivage de l atmosphère et des surfaces urbaines par les précipitations. Toutes ces substances peuvent être introduites dans les eaux souterraines par exfiltration. Les produits pharmaceutiques et les perturbateurs endocriniens présentent un risque qui suscite de plus en plus l attention et l intérêt de la communauté scientifique. Outre le risque de pollution chimique et biologique, l exfiltration présente un risque physique pour l intégrité des infrastructures urbaines. Les exfiltrations peuvent contribuer à une élévation locale du niveau des eaux souterraines ou de la teneur en eau des sols qui modifient le comportement mécanique du sous-sol urbain et qui peuvent entraîner des dommages sur les bâtiments et la voirie. Ces dernières années, différentes manifestations de ces impacts ont permis de mettre en évidence le phénomène d exfiltration. Suite à une contamination des eaux souterraines par les eaux usées, une épidémie de typhus et de dysenterie s est déclarée dans la ville d Haïfa en 46

71 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Israël affectant 6000 personnes (anonyme, 1985 dans Rieckermann, 000). Une épidémie s est déclarée à Braham dans le Yorkshire en 1980 suite à une panne des stations de chloration car l eau potable provient d un aquifère contaminé par les eaux usées transportées dans un réseau de collecte non étanche (Short, 1988 cité par Lerner et Barrett, 1996). En 1993, dans la ville d Aachen en Allemagne, la contamination d'un réservoir d'approvisionnement en eau potable par des bactéries coliformes a été identifiée et attribuée à l'exfiltration d'eaux usées (Stein, 1999 dans Rieckermann, 000). Au Royaume-Uni, des recherches récentes dans la ville de Nottingham ont montré que les eaux souterraines présentent des teneurs élevées en coliformes et streptocoques fécaux qui sont attribuées à l exfiltration (Barrett et al., 1999). 4.. Les solutions palliatives à l exfiltration L exfiltration n étant pas étudiée systématiquement comme l infiltration dans le cadre d études diagnostics, il n y a pas de solution palliative préconisée pour réduire ou supprimer l impact des eaux usées sur les milieux récepteurs. La solution la plus logique est d étancher les défauts ou les tronçons qui contribuent majoritairement à l exfiltration. On peut donc reprendre l ensemble des solutions palliatives proposées pour l infiltration définies dans le paragraphe Principes généraux de la détection et de la quantification de l exfiltration Afin d évaluer le risque de contamination des ressources naturelles en eau, la connaissance des mécanismes qui génèrent les exfiltrations et régulent les volumes exfiltrés est primordiale. Une synthèse des recherches réalisées et des connaissances acquises sur les phénomènes d exfiltration, particulièrement en matière de détection et de quantification, est présentée dans ce paragraphe. Peu d expérimentations ayant pour objectif la quantification de l exfiltration ont été réalisées. Actuellement, il y a un manque de méthodes de mesure de l exfiltration qui soient représentatives et applicables en routine. D'une manière générale, la quantification de l exfiltration est abordée selon deux approches distinctes (Neitzke, 00) : - l exfiltration est étudiée du point de vue de la protection des eaux souterraines et de l évaluation de l impact global de l urbanisation sur la ressource naturelle en eau ; - l exfiltration est étudiée selon le point de vue du gestionnaire de réseau d assainissement qui est dans l attente de méthodes de détection et de quantification de l exfiltration afin d évaluer les risques et les impacts potentiels et afin de définir des stratégies de réhabilitation efficaces en termes technique, environnemental et économique. Les méthodes de détection et de quantification de l'exfiltration peuvent être divisées en deux catégories principales (Neitzke, 00) : - les méthodes indirectes : les eaux usées exfiltrées sont considérées comme une source potentielle de recharge des eaux souterraines urbaines. L exfiltration est 47

72 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse estimée globalement à partir d un bilan des différentes composantes du cycle de l eau en milieu urbain. Ce bilan est réalisé soit sur le débit total d eaux usées dans le réseau d assainissement et ses différentes composantes (Härig, 1991), soit par des modèles simulant la recharge des aquifères urbains. La présence d eaux usées dans les eaux souterraines peut aussi être mise en évidence par des substances indicatrices appelées couramment marqueurs ou traceurs. Les teneurs en substances indicatrices sont généralement utilisées pour caler les modèles de recharge et d écoulement de nappe (Barrett et al., 1999). - les méthodes directes : l exfiltration est mesurée ou détectée directement dans les réseaux d assainissement à l échelle de la tranchée d assainissement et du tronçon de collecteur. On distingue deux types de méthodes, 1) les méthodes qui mettent en évidence l exfiltration dans la tranchée d assainissement par l utilisation de capteurs spécifiques comme des sondes tensiométriques, et ) les méthodes qui mesurent la perte d un volume d eaux usées à l échelle d un tronçon dont les extrémités sont obturées selon divers procédés. Ce dernier type de méthode est couramment appelé «test d étanchéité». Les méthodes indirectes permettent de se rendre du compte du phénomène et d affirmer ou non sa présence. Cependant, l exfiltration, source potentielle de recharge et de pollution des eaux souterraines urbaines, peut être confondue qualitativement avec d autres sources telles que les rejets d effluents non collectés et l infiltration des eaux pluviales. Les méthodes directes sont intéressantes car leur échelle d application est plus adaptée au phénomène étudié. Les tests d étanchéité sont des méthodes couramment appliquées qui, de plus, font partie des tests normatifs lors de la réception d un collecteur. Cependant, ce type de méthodes ne permet pas d étudier les phénomènes d exfiltration dans les conditions naturelles d un écoulement en réseau. De plus, on ne peut pas pratiquer un suivi à long terme de l exfiltration, car afin de ne pas gêner la collecte et l évacuation des eaux usées, il n est pas souhaitable d isoler trop longtemps un tronçon de collecteur. Afin de s affranchir de cette contrainte et d étudier avec plus de rigueur le phénomène d exfiltration, des expérimentations sont réalisées en laboratoire à l échelle de bancs d essai pilotes. La description des diverses méthodes de détection et/ou de quantification de l exfiltration, les ordres de grandeur de l exfiltration obtenus et les enseignements fournis par les différentes expérimentations sont présentés dans les paragraphes suivants Comparaison des méthodes de détection et de quantification de l exfiltration Les méthodes de mesure indirecte de l exfiltration Bilan des composantes du débit d eaux usées de temps sec La définition des différentes variables utilisées pour le bilan des eaux usées de temps sec, leur mode d acquisition et les hypothèses posées sont présentées dans le Tableau 1.1 (Zimmermann, 1996). 48

73 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Définition Unité Méthode d estimation Hypothèses et commentaires Q DTS Débit d eaux usées de temps sec m³/an Mesuré Incertitude relativement faible Q EU Débit d eaux usées strictes m³/an Calculé en fonction du nombre d habitants. Incertitude liée à l estimation d un débit moyen d eaux usées par habitant Q S Débit d eaux souterraines pompé et rejeté dans le réseau m³/an Enquête terrain Débit très variable Q INF Débit d eaux souterraines infiltrées m³/an Q INF = L inf.q inf Incertitude importante sur la position estimée du niveau des nappes souterraines. L état structurel du réseau est inconnu et il n est pas pris en compte Q EXF Débit d eaux usées exfiltrées m³/an Q EXF = L exf.q exf Etat structurel du réseau inconnu et hauteur d eau estimée q inf Débit d infiltration linéaire L/s/km Déterminé en fonction du niveau des eaux souterraines et des défauts d étanchéité Hypothèse d un niveau moyen des eaux souterraines. Les défauts d étanchéité sont difficilement évaluables L inf Linéaire de collecteur potentiellement infiltrant km Déterminé en comparant un plan topographique du réseau d assainissement et une carte piézométrique Hypothèse d un niveau moyen des eaux souterraines q exf Débit d exfiltration linéaire L/s/km Déterminé en fonction de la hauteur d eau dans le collecteur et des défauts d étanchéité Hypothèse d une hauteur moyenne dans le collecteur. Les défauts d étanchéité sont difficilement évaluables L exf Linéaire de collecteur potentiellement exfiltrant km Déterminé en comparant un plan topographique du réseau d assainissement et une carte piézométrique Hypothèse d un niveau moyen des eaux souterraines Tableau 1.1: Détail des variables utilisées pour le bilan des composantes du débit d eaux usées de temps sec (Zimmermann, 1996). Le débit d eaux usées de temps sec Q DTS observé à l exutoire d un bassin versant est constitué par différentes composantes : - le débit d eaux usées strictes Q EU ; - le débit d eaux souterraines pompé et rejeté au réseau d assainissement Q S (rabattements de nappe pour parking et construction par exemple) ; - le débit d infiltration d eaux claires parasites Q INF. Ces trois composantes peuvent, durant leur séjour dans le réseau, être en partie exfiltrées selon un débit Q EXF. Le bilan des composantes du débit d eaux usées de temps sec est défini comme suit : Q DTS = Q EU + Q S + Q INF - Q EXF Eq

74 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Le débit d infiltration ou d exfiltration est supposé dépendre du périmètre mouillé. Par conséquent le niveau relatif des eaux souterraines par rapport au niveau des eaux usées dans le collecteur doit être déterminé. La différence entre les deux cotes représente la hauteur pour laquelle l'exfiltration ou l'infiltration peut potentiellement se produire, cette hauteur correspondant à un périmètre mouillé. Un facteur U est introduit pour décrire le rapport R entre l'infiltration et l'exfiltration en fonction de leurs périmètres mouillés contributifs, soit : qinf R = U Eq. 1. q exf En combinant les Equations 1.6 et 1.7, on détermine le débit d exfiltration linéaire : q exf QDTS QEU QS = L R L inf exf Eq Simulation avec un modèle de recharge de nappe Le niveau piézométrique des eaux souterraines est simulé par un modèle de nappe en utilisant des données existantes sur la recharge et la transmissivité de l aquifère. La recharge est estimée en fonction de l occupation des sols et du coefficient d'imperméabilité. Des volumes estimés d exfiltration et d infiltration sont nécessaires pour caler le modèle. Des exemples de résultats obtenus sont présentés dans le paragraphe qui traite de l étude comparative des méthodes indirectes réalisées par Härig (1991) Méthodes basées sur l utilisation de traceurs L identification et la quantification de l exfiltration par l utilisation de substances indicatrices repose sur l hypothèse que l exfiltration constitue une source significative de recharge des aquifères urbains et que les eaux usées présentent une teneur en traceur constante et distincte de sa teneur dans les autres sources de recharge. Les sources de recharge d aquifères ruraux sont identifiées par Lerner (1990) comme étant : - les précipitations ; - le drainage des rivières ou autre eaux de surface ; - les flux entre aquifères ; - l irrigation. Les mêmes sources de recharge existent en milieu urbain, mais leur trajet est plus complexe. De plus il existe des sources de recharge supplémentaires : 50

75 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse - les eaux pluviales : il existe une multitude de points de recharge directe par les précipitations, comme les parcs ou les jardins. Les surfaces dites imperméables telles que les toits, les routes et les parkings contribuent aussi à la recharge des aquifères (Hollis et Ovenden, 1988). Les eaux de ruissellement peuvent s infiltrer le long des bordures de voierie, en particulier s il n y a pas de système de drainage des eaux pluviales. Il peut y avoir des infiltrations locales (Thomsom et Foster, 1986), des bassins d infiltration ou des recharges de forage (Appleyard, 1993) et les réseaux séparatifs pluviaux peuvent aussi exfiltrer. - l eau potable : les réseaux d eau potable drainent des quantités énormes d eaux à travers l ensemble d une ville (Price et Reed, 1989 ; Foster et al., 1994). A titre d exemple, dans la ville de Nottingham, l alimentation en eau potable représente 650 mm/an et l approvisionnement de certains centres commerciaux peut atteindre jusqu'à 7000 mm/an. L eau potable constitue une source de recharge potentielle des eaux souterraines, un taux de fuite de 5 % étant considéré comme courant en Grande- Bretagne (Lerner et al., 1993 ; Greswell et al., 1994). - les eaux usées : cette source de recharge additionnelle des eaux souterraines comprend l exfiltration d effluents qui transitent dans les réseaux d assainissement (Lerner et al., 1994 ; Barrett et al., 1997) et l infiltration des effluents au niveau de fosses septiques dans des zones non assainies collectivement. En raison de la complexité et de l évolution de l environnement urbain, il est difficile d identifier ces différentes sources de recharge et leurs trajets, ainsi que d estimer leurs contributions dans le cycle hydrologique des eaux souterraines. Jusqu à présent, la plupart des études réalisées dans les grandes villes reposent sur des calculs de bilan combinés avec des modèles de nappe permettant de mettre en évidence et de quantifier les recharges urbaines (Lerner et al., 1993 ; Greswell et al., 1994). L utilisation de traceurs peut permettre de palier ces inconvénients car toutes les eaux transportent des éléments dissous dont certains peuvent être utilisés comme des marqueurs ou des traceurs des différentes sources de recharges des eaux souterraines. L approche classique consiste à étudier la phase dissoute des eaux souterraines urbaines en prenant en compte plusieurs espèces chimiques simultanément et en essayant d en déduire l origine la plus probable. Ce protocole est complexe et très long (Lerner, 1990). Il est donc plus pratique de mettre en évidence certains traceurs qui peuvent permettre d identifier et de quantifier une source de recharge d origine urbaine particulière. Les protocoles utilisés dans les recherches les plus récentes consistent à chercher des traceurs idéaux en partant de la composition chimique de chacune des sources de recharge des eaux souterraines. Un traceur idéal de recharge est défini comme un élément dissous facilement analysable, propre à chaque source et à son trajet, de concentration constante et non réactif dans toutes les conditions. De tels éléments sont rares. Ellis (001) propose un inventaire des traceurs potentiels de l exfiltration d eaux usées et, plus généralement, des différentes sources de recharge des aquifères urbains. Le Tableau 1.13 présente la classification retenue. Les différents traceurs sont présentés par catégorie (chimique, microbiologique, etc) en précisant pour chacun d eux son origine, son utilisation spécifique et ses limites d application. Parmi les traceurs identifiés, certains sont potentiellement utilisables pour caractériser et quantifier l infiltration d ECP dans les réseaux d assainissement, comme les isotopes de l azote et de l oxygène ou les bactéries aérobies du sol. 51

76 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Bien que certaines études aient permis de déterminer des traceurs utilisables pour identifier des sources de recharge spécifiques, il est reconnu qu il n existe pas de traceurs idéaux, ce qui est observable à lecture de la colonne «limite d application» du Tableau Toutes les espèces de traceur sont présentes dans toutes les sources de recharge des eaux souterraines. En effet, il est impossible de distinguer, dans les eaux souterraines, les apports d eaux usées par exfiltration liées à la dégradation structurelle des réseaux d assainissement et les apports d eaux usées provenant de rejets clandestins, des fosses septiques ou des rejets d effluents bruts au niveau des ouvrages épuratoires. De plus, les teneurs en traceurs peuvent être modifiées au cours du transfert des eaux par différents processus physico-chimiques (précipitation, dissolution, adsorption, oxydation, réduction, etc). Catégories Eléments Utilisation Limites d application Majeurs Traces Ca, Mg, K, Na, HCO 3, SO 4, Cl Espèces azotées B, PO 4, Br, CN Utile généralement pour la distinction rural/ urbain NH 4 trace les eaux usées, utile si combiné avec 15 N Ils caractérisent les effluents industriels et domestiques. Le Bore est présent dans les détergents et le Bromure est un ion ion conservatif libéré dans l environnement sous formes de pesticides et d évacuations ou de fuites de composés halogènes organiques. Il est souvent associé avec l ion chlorure Cl - dans des sels inorganiques et dans des composés organiques halogènes. Des rapports Cl/Br peuvent être utilisés (Davis et al., 1998) Seuls Cl et SO 4 sont conservatifs Rapidement oxydé en NO 3 B et P sont ph dépendants et sensibles à l adsorption. Métaux lourds Fe, Mn, etc Usage très général Rapidement complexés Composés organiques Isotopes stables Produits de la chloration THM (méthane trihalogéné) Stéroïdes fécaux : Coprostanol, Aminopranone Œstrogènes synthétiques Détergents : agents de brillance, EDTA (acide éthylènediaminetétraacétique), d-limonene Solvants chlorés Bactéries et organismes pathogènes Colloïdes 15 N 18 O, 34 S, H Les THM sont des marqueurs de l eau potable en particulier le chloroforme ou trichlorométhane TCM Traceurs des effluents domestiques Traceur des effluents domestiques et industriels Traceurs des effluents domestiques et industriels Traceurs des effluents industriels Caractérisent les effluents domestiques, coliphages et bactériophages sont aisément quantifiables. Les bactéries aérobies du sol sont des traceurs potentiels de l infiltration. Infiltration et eaux souterraines δ 15 N> 10 caractérise les effluents domestiques Traceur potentiel de l exfiltration et de l infiltration si l eau potable et les eaux souterraines ont des signatures isotopiques distinctes Tableau 1.13: Les différentes espèces de traceur potentiellement utilisables pour l étude de l infiltration et de l exfiltration (Ellis, 001). Distinction difficile entre exfiltration d eaux usées et fuites du réseau d eau potable Très hydrophobes, analyse coûteuse Analyse difficile et coûteuse Présents à l état de trace dans les eaux usées Difficile de distinguer les rejets clandestins Coliformes et entérovirus sont difficiles à isoler et quantifier ; E.Coli, streptocoques fécaux et bactéries aérobies du sol meurent rapidement Analyse coûteuse, peu de connaissance sur les interactions solutés/colloïdes Problèmes de fractionnement isotopique, dénitrification et mélange des eaux souterraines Problèmes de fractionnement isotopique et recouvrement des signatures isotopiques 5

77 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Yang et al. (1999) utilisent un modèle d écoulement des eaux souterraines pour quantifier les différentes sources de recharge des aquifères dans la ville de Nottingham. Les sources potentielles de recharge considérées sont les précipitations, les fuites du réseau potable et les fuites des réseaux d assainissement. Des bilans de transfert d éléments dissous comme Cl, SO 4 et N total sont aussi utilisés pour caractériser les différentes sources de recharge. Le résultat de la modélisation est que l exfiltration représente 10 mm/an de la recharge urbaine totale de la nappe qui est de 11 mm/an. Cependant en raison d un manque de séries de données sur une longue période, les auteurs précisent que les incertitudes relatives associées à ces estimations sont très importantes (+/- 100 %) Etude comparative des méthodes indirectes Härig (1991) a étudié les effets des transferts d eaux entre les réseaux d assainissement non étanches et les eaux souterraines dans l agglomération de Hanovre (Allemagne) qui représente une surface de 04 km pour un linéaire de réseau d environ 300 km. L estimation des volumes d effluents exfiltrés est réalisée selon trois méthodes présentées précédemment : - bilan des composantes du débit d eaux usées de temps sec : utilisation du débit d eaux usées entrant dans la station d épuration enregistré pendant 1 an ; - simulation avec un modèle de recharge de nappe ; - traçage de substances indicatrices (bore et sulfate). Les résultats obtenus exprimés sous la forme d un débit d exfiltration linéaire sont présentés dans le Tableau Le linéaire de référence utilisé ne représente pas l ensemble du réseau étudié du réseau mais le linéaire potentiellement exfiltrant qui est déterminé par une analyse statistique de séries de données piézométriques. Méthode utilisée Bilan des composantes du débit de temps sec Simulation avec un modèle de nappe Ordre de grandeur du débit d exfiltration linéaire (L/s/km) 0,18 0,7 0,10 0,0 Traçage par les sulfates 0,7-0,44 Traçage par le bore 0,11 0,36 Extrema des ordres de 0,10 0,44 grandeur Tableau 1.14 : Ordres de grandeur de l exfiltration à une échelle globale selon trois méthodes indirectes (Härig, 1991). Les ordres de grandeur du débit d exfiltration linéaire estimé peuvent varier dans un rapport 1 à 4 lorsque l on s intéresse aux extrema. Les méthodes du bilan des composantes du 53

78 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse débit d eaux usées de temps sec et de simulation par un modèle de nappe fournissent des valeurs moins dispersées et tendent à sous-estimer l exfiltration par rapport aux valeurs obtenues par traçage de substances indicatrices. La surestimation de l exfiltration par la méthode de traçage peut être expliquée par le fait que les substances indicatrices des eaux usées proviennent aussi de rejets clandestins non collectés. Afin d améliorer la précision de la méthode du bilan des composantes du débit d eaux usées de temps sec développée par Härig (1991), Rietsch (1994) la met en œuvre sur un petit bassin versant d'environ 3 km de Karlsruhe-Waldstadt (Allemagne). Selon Rietsch, cette méthode n'est pas transposable pour l étude de grands bassins versants car il y trop d incertitudes associées aux hypothèses et aux approximations. Rieckermann (000) précise les différentes sources d erreur qui ne permettent pas de boucler le bilan des composantes du débit d eaux usées de temps sec. Elles sont aussi valables pour les petits bassins versants : - incertitudes liées à l estimation d un débit d eaux usées strictes en fonction du nombre d habitants ou du nombre de raccordés à l assainissement ; - manque de données sur les rejets industriels ; - incertitude associée au mesurage du débit ; - les volumes d eaux usées supplémentaires liées aux raccordements illicites ne sont pas considérés Conclusions sur les méthodes indirectes Les méthodes indirectes fournissent une estimation globale de l exfiltration à l échelle d un bassin versant ou d une agglomération. Ce type d approche permet de mettre en évidence un phénomène et d apprécier un risque global. Cependant, il ne permet pas aux gestionnaires de réseau d assainissement de localiser les exfiltrations et de développer des stratégies de réhabilitation adaptées car : - il n y a aucune prise en compte de l état structurel du réseau, les estimations étant basées sur des hypothèses grossières soit pour évaluer les composantes du débit d eaux usées, soit pour évaluer les transferts d eaux et de polluants vers les eaux souterraines ; - les estimations du débit d exfiltration linéaire sont très approximatives car la détermination du linéaire potentiellement exfiltrant est certes basée sur une bonne connaissance de la piézométrie des eaux souterraines, mais les modèles de nappe généralement développés utilisent un maillage tel qu il est impossible de prendre en compte l hétérogénéité du sous-sol urbain. De plus, la capacité de stockage et les propriétés épuratoires des sols ne sont pas prises en compte dans les modèles de nappe et les modèles de transfert de polluants Les méthodes directes La présentation des méthodes directes et des connaissances acquises au cours des diverses expérimentations réalisées est divisée en deux parties distinctes concernant 54

79 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse respectivement 1) les travaux réalisés sur le terrain avec utilisation de sondes spécifiques ou de tests d étanchéité et ) les travaux réalisés en laboratoire ou sur des bancs d essai pilotes Les expérimentations sur le terrain Détection et mesure de l exfiltration par des sondes spécifiques De projets de recherche réalisés en Allemagne dans les années 1990 ont eu pour objectifs le développement de méthodes de détection et de quantification de l exfiltration par l utilisation de sondes spécifiques comme des sondes conductimétriques, des sondes gazeuses ou des sondes à neutrons. Kreutzer (1994) a testé l étude de l exfiltration par des mesurages de conductivité ou de résistivité électrique. Deux types d approche sont développés : - la variation de l état structurel d une conduite se traduit par un changement spécifique de sa résistance électrique ; - la présence d exfiltration se traduit par une augmentation locale de la conductivité électrique dans l encaissant : tranchée d assainissement et sol. Ces techniques permettent uniquement la mise en évidence du phénomène et ne constitue en aucun cas des méthodes de mesure. Une approche semblable basée sur le mesurage de l humidité de l encaissant par une sonde à neutron a aussi été développée par Zacher (1994). Dans le cadre du programme de recherche et de développement «Leakage detection of old sewers and sewerage systems in areas with a fluctuating water table» conduit à l'université de Karlsruhe (Allemagne), diverses méthodes de mesure de l exfiltration non destructrices sont développées et testées en collaboration avec des gestionnaires de réseaux d assainissement. Eiswirth et Hotzl (1994) ont testé plusieurs méthodes de détection sur un collecteur expérimental. La conclusion de cette étude est que les inspections télévisées ne permettent pas d apprécier un risque potentiel d exfiltration. En effet, certains défauts d étanchéité ne génèrent pas d exfiltration appréciable quelle que soit la méthode de détection utilisée : traçage, analyse de la phase gazeuse du sol encaissant, hydrochimie et géochimie. L'analyse de la phase gazeuse du sol permet de mettre en évidence la présence d eaux usées dans l encaissant par une augmentation de la teneur en CO et une diminution de la teneur en O caractérisant la dégradation biologique de la matière organique Les tests d étanchéité à l eau Le principe des tests d étanchéité à l eau consiste à isoler un linéaire de tronçon par obturation de ces extrémités par divers procédés, comme des parois étanches. La mesure de l exfiltration repose alors sur la décroissance de la hauteur d eau dans le collecteur à l air libre ou sur la quantité d eau qu il faut injecter dans le collecteur pour le maintenir à une pression d eau constante. Un dispositif de mesure d'exfiltration par test de pression d eau ou test d étanchéité à l eau est développé en Allemagne : il s agit du système CORIS (Decker, 1994) qui est illustré dans la Figure

80 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Figure 1.7: Principe de fonctionnement du système CORIS (Ullmann, 1994). Le système CORIS est composé de deux parois étanches amovibles qui permettent d isoler la partie du collecteur présentant des défauts d étanchéité dans une chambre d essai. Les défauts sont repérés par deux caméras, une caméra frontale à l avant du dispositif qui permet de localiser les défauts et une deuxième caméra située dans la chambre d essai qui permet d isoler le défaut choisi entre les deux parois étanches. La chambre d essai est remplie d eau et l exfiltration est mesurée comme une perte de volume ou une diminution de la pression d eau dans la chambre d essai qui est équipée de capteurs de pression. Les tests de pression peuvent être effectués soit à l échelle d un défaut, soit à l échelle d un certain linéaire de tronçon qui n est pas spécifié. Les premières mesures réalisées sur le terrain à l'aide de ce dispositif ont été effectuées dans le réseau d assainissement d'une base militaire par Ullmann (1994) et dans le réseau d Aachen par Decker (1994). - Les travaux d Ullmann (1994) : L objectif des expérimentations est l évaluation du risque environnemental lié à l exfiltration d eaux usées. Le réseau d assainissement étudié se situe dans une zone militaire et présente un linéaire d environ 10 km posé dans un encaissant de faible perméabilité (10-7 m/s). Après une inspection télévisée préliminaire, les conduites sont auscultées à l aide du système CORIS avec pour but de : - vérifier si des conduites qui semblent étanches après une inspection télévisée n exfiltrent pas ; - étudier séparément les différents types de défaut rencontrés et les hiérarchiser en fonction de l ordre de grandeur des volumes exfiltrés afin d établir des corrélations entre résultats d inspection télévisée et volumes exfiltrés. Des défauts ponctuels et des tronçons sont examinés dans des conduites en béton de diamètre compris entre 00 et 600 mm, préalablement nettoyées à haute pression ou non. Les tests sont réalisés avec des hauteurs ou pressions d eau variables : moitié de la conduite, ou 56

81 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse conduite en charge de 0 à 5 m d eau au dessus du toit de la conduite. La durée des tests d étanchéité est d environ 10 à 15 minutes pour chaque niveau de pression. Les ordres de grandeur du débit d exfiltration exprimé en L/min/m obtenus sur des tronçons présentant un certain type de défaut sont présentés dans le Tableau Déplacement axial Fissure longitudinale Effondrement Surface libre 0,03 0 0,16 0,17 11,44 P eau = 1m 3,9 0,76 5,7 0,54 40,8 Tableau 1.15: Ordres de grandeur du débit d exfiltration mesuré avec le dispositif CORIS à l échelle du tronçon (Ullmann, 1994). Les principales conclusions tirées de cette étude sont les suivantes: - la plupart des conduites déclarées étanches après inspection télévisuelle le sont aussi après inspection par le système CORIS ; - les volumes exfiltrés dépendent principalement de la pression hydrostatique de l'eau ; - les défauts d étanchéité non ponctuels génèrent des exfiltrations qui décroissent selon le classement suivant : fissure avec déformation de la conduite, fissure sans déformation de la conduite, fissure longitudinale sur le toit et le radier de la conduite ; - les défauts d étanchéité ponctuels génèrent des exfiltrations qui décroissent selon le classement suivant : raccordement défectueux dans la partie inférieure de la conduite, grand déplacement axial, conduite et raccordement cassés, raccordement fissuré ; - quel que soit le type de défauts considéré, la taille des défauts et des déplacements a une influence sur l exfiltration ; - les exfiltrations sont plus importantes après nettoyage de la conduite, indiquant que le nettoyage de la conduite altère le processus d auto-étanchement des défauts par colmatage. Les taux d'exfiltration importants observés lors des tests à pression d eau élevée sont expliqués par le même phénomène ; - l exfiltration diminue lorsque la densité du sol encaissant augmente. Des phénomènes d infiltration sont observés après les tests ; - les volumes exfiltrés à l échelle d un tronçon calculés à partir des valeurs moyennes observées pour chaque type de défaut sont supérieurs aux volumes exfiltrés mesurés à l échelle d un même tronçon. - Les travaux de Decker (1994) : Decker (1994) a étudié, selon le protocole d Ulmann (1994), 5 défauts d étanchéité différents dans 16 tronçons de collecteur présentant des caractéristiques variables (matériau, 57

82 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse tranchée, sol, etc). Les pressions d eau utilisées lors de ces tests varient entre 0 et 4 m audessus du toit du tronçon étudié. Les conclusions tirées de cette étude sont les suivantes: - tous les types de défauts d étanchéités examinés par Ullmann et étudiés sur d autres sites par Decker génèrent une exfiltration du même ordre de grandeur lorsque les conduites ne sont pas en charge. Par contre, lorsque les conduites sont mises en pression, les volumes exfiltrés varient considérablement et sont inférieurs à ceux observés par Ullman en raison de la faible perméabilité hydraulique du sol ; - une pression d eau minimum est nécessaire pour provoquer de l'exfiltration par curage des défauts d étanchéité et de l encaissant colmatés par des sédiments et des petites particules. Une pression croissante a toujours pour conséquence une augmentation des débits d'exfiltration, cependant aucun modèle mathématique simple n a pu être défini pour représenter ce phénomène Mesure de l exfiltration sur des sites pilotes et en laboratoire Afin d étudier plus en détail les processus et les facteurs présumés qui génèrent et contrôlent les phénomènes d exfiltration, plusieurs études sur des sites pilotes et en laboratoire ont été entreprises Les essais de Decker (1994) Afin d étudier les conditions aux limites identifiées lors des expérimentations sur le terrain avec le système CORIS (hauteur d eaux usées, taille des défauts et perméabilité de l encaissant), des mesures d exfiltration ont été réalisées sur deux sites pilotes situés respectivement à Aix-la-Chapelle et à Brunswick en Allemagne. L estimation de l exfiltration repose sur deux hypothèses : - l exfiltration des eaux usées vers l encaissant suit une loi analogue à la loi de Toricelli décrivant l écoulement à travers un orifice : Q = µ A A gh Eq. 1.4 EXF avec : - Q EXF : débit exfiltré (m 3 /s) ; - A : surface des défauts (m ) ; -µ A : coefficient débitmétrique ; - g : accélération de la pesanteur (m/s ) ; - h : hauteur d eau dans la conduite (m). - la capacité d'infiltration du sol encaissant est calculée selon la loi de Darcy qui décrit les écoulements en milieu non saturé: Q INF l p + h = k θ Eq. 1.5 l p 58

83 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse et kθ = 0.5k f Eq. 1.6 avec : - Q INF : débit infiltré (m 3 / m /s) ; - k θ : conductivité hydraulique (m/s) ; - k f : coefficient de perméabilité de Darcy (m/s) ; - l p : hauteur de la zone non saturée (m). Le calcul des débits selon les équations 1.4 et 1.5 en fonction de valeurs théoriques permet de conclure que la capacité d infiltration du sol est le facteur limitant de l exfiltration car le débit théorique d infiltration dans le sol Q inf est largement inférieur au débit théorique d exfiltration hors du collecteur Q exf. Un exemple de calcul réalisé pour une fente longitudinale de 0,0 m de large et 1 m de long dans une conduite de 300 mm de diamètre est présenté dans le Tableau Données sources Toricelli A = 0,00 m ; µ A = 0,7 h = 0,3 m Darcy k f = 4,10-4 m/s ; l p = 1 m h = 0,3 m ; A = 0,00 m Résultats Q EXF = 3, m 3 /s Q INF =, m 3 /m /s Q INF /A = 5,.10-7 m 3 /s << Q EXF Tableau 1.16: Comparaison théorique du débit d exfiltration et de la capacité d infiltration de l encaissant (Decker, 1994). - Le site pilote de Brunswick : Le banc d essai est constitué de deux conduites parallèles composées chacune de 6 tronçons (grès, DN 300) qui présentent des défauts d étanchéité identiques et qui sont posées dans un encaissant différent (sol sableux avec 7 % et 18 % de limon). Les défauts d étanchéité sont une fente longitudinale dans le radier (longueur m, largeur millimètres) et un joint entre tronçons défectueux. Les collecteurs expérimentaux sont continuellement alimentés afin de maintenir une hauteur d eaux usées à mi-conduite. Au bout de 3 mois, on considère que le développement de la sédimentation et du biofilm est satisfaisant. Un dispositif de mesure semblable à celui du système CORIS est utilisé pour mesurer l'exfiltration. Les conclusions issues de ces expérimentations sont les suivantes : - l exfiltration diminue au cours de tests d étanchéité successifs, le sol encaissant étant de plus en plus saturé ; - la saturation en eau du sol a plus d influence sur l'exfiltration que la qualité des eaux collectés : eaux usées et eaux claires, ces dernières ne générant pas un colmatage des défauts d étanchéité ; - les volumes exfiltrés sont multipliés par un facteur 4 à 5 pour la conduite posée dans l encaissant contenant moins de limons ; 59

84 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse - l exfiltration au niveau des joints perméables est supérieure d environ 100 % à l exfiltration au niveau des fissures longitudinales sur radier. - Le banc d'essai du site pilote de Aachen : Le site pilote est constitué de deux conduites (DN 00 en grès et DN 300 en béton) présentant une fissure longitudinale. Les mesures d exfiltration sont réalisées pour des largeurs de fissure variables. Afin de collecter les eaux usées exfiltrées, une conduite de drainage enterrée dans la tranchée de gravier est disposée sous les conduites. Les matériaux utilisés pour la tranchée d assainissement ont des propriétés bien définies et une perméabilité d environ k f = 5, m/s. Les tests d étanchéité sont réalisés dans différentes conditions expérimentales avec eau potable ou eaux usées, avec ou sans tranchée d assainissement, sous pressions variables et une vitesse d écoulement croissante. Une campagne de mesure de l exfiltration à long terme menée durant 4 jours a montré que le débit d exfiltration décroît de manière asymptotique pour atteindre des conditions d équilibre (Figure 1.8). Après une mise en charge de la conduite, le débit d exfiltration n augmente que très faiblement. Débit d exfiltration (L/h/m) Mise en pression Temps (jour) Figure 1.8: Décroissance de l'exfiltration observée lors d une expérimentation à long terme et effet d une mise en pression pour une fissure de 4 mm de largeur et une hauteur d eau de 75 mm dans une conduite en béton de diamètre 300 mm enterrée dans du sable (Decker, 1994). Les conclusions issues de ces différents tests sont les suivantes : - lorsque la conduite n est pas enterrée, la loi de Torricelli citée précédemment est applicable et la largeur de la fissure semble avoir plus d influence que la hauteur d eau dans la conduite ; - lorsque la conduite est enterrée et que les tests sont réalisés avec de l eau potable, le débit d exfiltration décroît fortement dans le temps à l échelle de la minute et la capacité d infiltration du sol décroît pour tendre vers un équilibre ; - lorsque la conduite est enterrée et que les tests sont réalisés avec des eaux usées, on observe les mêmes tendances que pour les tests à l eau potable. Cependant, dans des 60

85 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse conditions identiques, les débits d exfiltration mesurés sont plus faibles. Ceci s explique par le colmatage des défauts d étanchéité et de la tranchée d assainissement par le dépôt des matières en suspension transportées par les eaux usées. - les effets de curage lorsque l on augmente la hauteur dans la conduite sont plus importants pour les défauts d étanchéité de grande surface. - les débits maximum d exfiltration mesurés par des tests d étanchéité à l eau sont surestimés car l équilibre décrit précédemment n est pas atteint Les essais de Rauch et Stegner Rauch et Stegner (1994) ont étudié les processus de colmatage des défauts d étanchéité avec l hypothèse que l exfiltration d eaux usées très chargées conduit à un colmatage rapide des pores du milieu encaissant. Les collecteurs étudiés présentent des diamètres qui varient entre 150 et 500 mm, des défauts d étanchéité de type orifice et ils sont posés dans des tranchées d assainissement réalisées avec du sable dont la taille de grains est inférieure à 40 mm. Les conclusions issues de ces expérimentations sont les suivantes : - le débit d exfiltration décroît rapidement, l état d équilibre est atteint en une heure ; - les particules déposées dans la tranchée d assainissement diminuent sa perméabilité ; - l épaisseur observée de la zone colmatée dans la tranchée d assainissement est comprise entre 1 et 5 cm ; - le développement et l évolution dans le temps du processus d auto-étanchement des conduites dépendent fortement de la teneur en solides des effluents et de la granulométrie du matériau utilisé pour la tranchée d assainissement. A partir de ces observations, un modèle de calcul du débit d exfiltration est proposé. L'écoulement vertical dans la zone colmatée est considéré comme un écoulement à travers un milieu semi-perméable caractérisé par un facteur de fuite L : k f L = Eq. 1.7 dl avec : - L : coefficient de fuite (s -1 ) ; - k f : coefficient de perméabilité de Darcy (m/s) ; - dl : épaisseur de la zone colmatée (m). Le débit d eaux usées qui s infiltrent dans l encaissant à travers la couche colmatée est exprimé selon la loi de Darcy : avec : Q INF = A. dh. L( t) Eq Q INF : débit d eaux usées infiltrées dans le sol (m 3 /s) - A : surface du défaut d étanchéité (m ) - dh : pression d eau (m) 61

86 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse La décroissance dans le temps du coefficient de fuite est observée pour différentes dimensions de défauts d étanchéité et différentes hauteurs d eau dans les conduites. Des coefficients de fuite compris entre 0,001 et 0,01 s -1 sont observés. Leur valeur dépend principalement de la granulométrie de l encaissant et de la fraction solide transportée dans les eaux usées. Les auteurs concluent que ce modèle constitue une bonne représentation du phénomène. Cependant l'évaluation du coefficient de fuite sur un réseau d assainissement réel est impossible car il est difficile d apprécier l épaisseur de la zone colmatée Les essais de Vollertsen et Hvitved-Jacobsen Vollertsen et Hvitved-Jacobsen (003) ont étudié les mécanismes qui régissent l exfiltration. Le dispositif expérimental est situé dans une station de mesure souterraine à l exutoire d un petit bassin versant de 85 ha à Frejlev (Danemark). Le dispositif est alimenté en eaux usées par une pompe. Un système composé de plusieurs colonnes d essai permet d étudier la variabilité de l exfiltration en fonction du type et de la taille du défaut d étanchéité, de la nature du lit de pose et de la hauteur d eau dans la conduite (Figure 1.9). Les eaux usées exfiltrées sont collectées au bas de chaque colonne par l intermédiaire d un bécher qui permet de mesurer les volumes (Figure 1.10). Figure 1.9: Dispositif expérimental pour l étude de l exfiltration à l échelle d un modèle réduit (Vollertsen et Hvitved-Jacobsen, 003). Figure 1.10: Description des colonnes du dispositif de mesure de l exfiltration (Vollertsen et Hvitved-Jacobsen, 003). Les conclusions tirées de ces expérimentations sont similaires aux enseignements apportés par les recherches antérieures, à savoir : 6

87 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse - le débit d exfiltration décroît rapidement en quelques heures et devient plus ou moins constant après quelques jours ; - l utilisation de quatre types de sable ne montre aucune influence prépondérante sur l exfiltration lorsque les conditions d équilibre sont atteintes ; - le débit d exfiltration diminue au cours des simulations d événements pluvieux jusqu'à atteindre un débit constant au bout de 5 événements successifs ; - après une simulation d événements pluvieux, la valeur du débit d exfiltration évolue vers l ordre de grandeur observé avant l événement ; - le débit d exfiltration augmente après la simulation d une infiltration ou d un curage de la conduite, puis il diminue rapidement comme l a observé Decker (1994) ; - l'inhibition de l'activité biologique génère des débits d exfiltration plus élevés ; - des dépôts de matières organiques autour des défauts d étanchéité et une zone colmatée dans le lit de pose peuvent être distingués ; - le débit d exfiltration augmente avec la surface des défauts d étanchéité ; - la zone colmatée active biologiquement semble plus influencer l exfiltration que les propriétés hydrauliques du matériau utilisé pour le lit de pose Les essais de Ellis et al. Dans le cadre du programme de recherche APUSS, Ellis et al. (00) ont étudié l influence sur l exfiltration de la sédimentation dans les collecteurs. Des essais sont conduits en laboratoire sur des bancs d essai qui permettent de mesurer l exfiltration pour différentes ouvertures de joints (1,4 ;,5 et 3,65 mm), pour des débits (0,01 à 3,4 L/s) et des hauteurs d eau variables dans le collecteur (8 à 100 mm). Les différents tests sont réalisés sans sédiments ou avec présence de sédiments artificiels et de papier toilette. Un des objectifs de ces expérimentations est d établir des relations mathématiques entre les débits d exfiltration mesurés et le débit d eaux usées, la hauteur d eaux usées dans la conduite ou la surface des défauts d étanchéité. Les débits d exfiltration mesurés présentent une croissance exponentielle avec l augmentation du débit d eaux usées et de la hauteur d eau dans la conduite lorsque la conduite est à l air libre et que les tests sont réalisés avec des eaux claires (Figure 1.11). Cette relation mathématique devient instable pour des débits d exfiltration élevés. Pour des ouvertures de joints comprises entre 1,4 et 3,65 mm, les débits d exfiltration mesurés varient entre 0,09 et 0,33 L/s pour une hauteur d eaux usées de 50 mm. Ceci est cohérent avec les résultats obtenus lors des recherches menées à Aachen où les débits d exfiltration mesurés variaient entre 0,003 et 0,049 L/s pour des hauteurs d eaux usées comprises entre 170 et 365 mm. La présence de papier toilette et de dépôts contribue au colmatage des défauts d étanchéité et entraîne une diminution de l exfiltration (Figure 1.1). L effet du colmatage persiste jusqu'à une certaine valeur de débit dans la conduite ou une certaine hauteur d eaux usées qui provoque l entraînement des sédiments déposés sur le radier. Ceci a pour conséquence un accroissement exponentiel des débits d exfiltration. Après diminution du débit d eaux usées, le joint redevient étanche si tous les sédiments n ont pas été emportés. Les 63

88 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse auteurs concluent que l'exfiltration présente une faible probabilité d occurrence dans les collecteurs sujets à la sédimentation. 60 Hauteur (mm): Débit (L/s x 10-1 ) Débit d'eaux usées Hauteur d'eaux usées y = e 3.405x R = y = e 47.38x R = Débit d'exfiltration (L/s) Figure 1.11: Corrélation entre le débit d exfiltration et la hauteur ou le débit d eaux usées pour une ouverture de joints de 1,4 mm (Ellis et al., 00) Débit d'eaux usées (L/s) y = Ln(x) R = ,05 0,1 0,15 0, 0,5 Débit d'exfiltration (L/s) Figure 1.1: Effet de la sédimentation sur le débit d exfiltration (Ellis et al., 00) Etude comparative des méthodes directes et facteurs influençant l exfiltration Il est difficile de comparer les mesures d exfiltration obtenues selon les différentes méthodes directes au cours des différentes expérimentations présentées dans les paragraphes précédents car les différents auteurs n utilisent pas le même protocole de mesure et les mêmes unités. De plus, les essais sont réalisés sur des sites différents (réel ou sur banc d essai de laboratoire), sur des types de défaut particuliers ou à l échelle du tronçon ou de plusieurs tronçons. Cependant, afin d apprécier l ordre de grandeur de l exfiltration par type de défaut, 64

89 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse une synthèse des résultats de mesure obtenus au cours de diverses études selon différentes méthodes et différents auteurs est présentée dans le Tableau Méthodes Déplacement axial Fissure longitudinale Fissure transversale Effondrement Dohmann et al. (1999) Test d étanchéité à l eau 0,1 L/min 0,7 L/min 0,6 L/min - - 0,38 L/min 0,8 L/min 0,13 L/min Ullmann (1994) Test d étanchéité à l eau. Etude la phase gazeuse du sol 0,03 L/min/m 0-0,16 L/min/m - 0,17-11,44 L/min/m Rott et Zacher (1999) Mesure de l humidité dans la zone non saturée par des sondes à neutrons - 0,0006-0,003 L/min 0,000-0,0051 L/min Tableau 1.17: Ordres de grandeur de l exfiltration estimés selon différentes méthodes directes pour un type de défaut spécifique (Rutsch, 001). - Les valeurs du débit d exfiltration peuvent varier dans un rapport de 1 à Cette hétérogénéité peut être expliquée par l utilisation de méthodes différentes dans un contexte et des conditions très variables. Cette étude comparative révèle qu il existe une forte incertitude sur l importance des volumes exfiltrés et donc sur l appréciation d un risque pour les sols et les eaux souterraines. Toutefois, les différentes recherches menées sur le terrain et en laboratoire permettent de mettre en évidence les conditions et les paramètres qui génèrent l exfiltration et qui contrôlent la variabilité du débit exfiltré : - les conditions hydrauliques : la hauteur d eaux usées dans le collecteur et ses variations ; - les conditions hydrogéologiques: le niveau piézométrique des nappes souterraines et sa variabilité, la teneur en eau du sol encaissant ; - l environnement de la conduite: caractéristiques du remblai de la tranchée d assainissement (nature, taille des grains, porosité, perméabilité, etc) ; - l état structurel des conduites: nature et taille des défauts d étanchéité ; - la qualité des effluents : sédiments, papier, dépôts ; - la technique de construction (matériaux, technique et qualité des remblais) Conclusions sur les méthodes directes Les méthodes directes permettent de détecter et de mesurer l exfiltration localement soit à l échelle d un défaut d étanchéité spécifique, soit à l échelle de plusieurs tronçons 65

90 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse successifs présentant des défauts d étanchéité. La détection et le mesurage de l exfiltration sont effectués soit dans le collecteur par des tests d étanchéité, soit dans la tranchée d assainissement du collecteur et du sol encaissant par des sondes spécifiques. Cette quantification locale de l exfiltration nécessite la détermination préalable, par des inspections télévisées ou par des modèles statistiques de prévision de défaut d étanchéité, des secteurs du réseau d assainissement qui doivent faire l objet d une mesure d exfiltration. On ne peut pas appliquer systématiquement ces méthodes sur tout le réseau, car le linéaire à inspecter est trop important, le coût est trop élevé et les dispositifs de mesures sont lourds et nécessitent des conditions d application qu il est impossible de maintenir sur une longue durée en raison du trafic urbain et du blocage des collecteurs durant les expérimentations par des parois étanches. Les méthodes directes ne sont en aucun cas des méthodes de prospection puisqu il faut connaître l état réel ou supposé du réseau pour appliquer les méthodes efficacement, ce qui constitue un obstacle majeur pour la généralisation de leur application par les gestionnaires de réseaux d assainissement. Cependant le développement de ces méthodes directes a permis, par rapport aux méthodes indirectes, de mieux comprendre et de mieux étudier le phénomène d exfiltration Les inconvénients des méthodes existantes de détection et de quantification de l exfiltration Les inconvénients des méthodes existantes peuvent être analysés selon deux aspects : - le principe de la mesure elle-même et sa représentativité ; - leur utilisation par les gestionnaires pour l appréciation d un risque pour les milieux récepteurs et la santé publique, ainsi que la définition de stratégies de réhabilitation adaptées. L étude de l exfiltration repose sur deux types d approche : - une approche globale à l échelle d un bassin versant ou d une agglomération basée sur des bilans volumétriques annuels appliqués soit aux composantes du débit d eaux usées de temps sec soit aux composantes de la recharge des aquifères urbains ; - une approche locale (défaut, tronçon) par des tests d étanchéité à l eau ou des mesures de teneur en eau dans la tranchée d assainissement. Le mesurage de l exfiltration à l échelle globale par l utilisation de méthodes indirectes est entaché d une forte incertitude en raison du manque de données nécessaires pour boucler les bilans, telles que les effluents industriels ou les pompages d eaux souterraines. Les modèles de nappe utilisés pour simuler la recharge des aquifères sont inadaptés car ils ne prennent pas en compte l hétérogénéité du sous-sol urbain. Dans ce dernier cas, des traceurs peuvent être utilisés pour caractériser la composante eaux usées, source de recharge des aquifères urbains, mais cette dernière peut alors être confondue avec 66

91 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse d autres sources de qualité identique comme les rejets clandestins ou les effluents des fosses septiques. L estimation globale permet de donner un ordre de grandeur de l exfiltration, mais ne permet pas de localiser les zones où l exfiltration a lieu et présente un risque pour la qualité des eaux souterraines. La mise en œuvre des stratégies de réhabilitation est donc compromise. Le mesurage de l exfiltration à l échelle locale par des méthodes directes comme les tests d étanchéité à l eau permet d apprécier avec précision l exfiltration réelle. Cependant, les débit d exfiltration sont surestimés car les pressions utilisées ne correspondent pas aux conditions hydrauliques réelles et elles peuvent provoquer un effet de curage des défauts d étanchéité en détruisant leur colmatage naturel et en déstabilisant la structure de la tranchée d assainissement. Les tests d étanchéité à l eau sont des méthodes «destructrices» qui ne permettent pas d observer et de mesurer l exfiltration dans des conditions réelles. Cependant, ce type de méthode a permis de montrer que les volumes d eaux exfiltrées sont peut-être limités et que les défauts d étanchéité ne génèrent pas tous des exfiltrations ; les résultats des inspections télévisées doivent donc être interprétés avec précaution. Les besoins en matière de réhabilitation pour prévenir les impacts de l exfiltration sont peut être moins importants que prévu, l auto-colmatage des défauts d étanchéité constituant un processus naturel de «réhabilitation». Les avantages et les inconvénients des méthodes existantes de détection et de quantification de l exfiltration sont résumés dans le Tableau Leur aptitude à être utilisée pour développer des stratégies de réhabilitation est précisée. Méthode Détection Quantification Aide à la décision Bilan eau potable/eaux usées Bilan utilisant des modèles de recharge de nappe et/ou de transport de polluants Traçage par des marqueurs des eaux usées Test d étanchéité (CORIS) Approche multi sensorielle Tableau 1.18: Evaluation des méthodes d étude de l exfiltration (Rieckermann, 000). - non applicable, + application limitée, ++ application recommandée La quantification de l exfiltration à une échelle intermédiaire entre celles proposées par les méthodes existantes sur des sites où le risque environnemental est réel en raison de la sensibilité du milieu et du mauvais état structurel supposé ou observé du réseau peut permettre de définir des stratégies de réhabilitation et d évaluer les impacts environnementaux et économiques de l environnement. Lorsque l on analyse le Tableau 1.18, on remarque que les méthodes directes et indirectes présentent des avantages qu il serait intéressant de regrouper dans une seule méthode. Les méthodes indirectes sont non destructrices et l utilisation de traceurs est intéressante s il n y a pas d autres sources d eaux usées. Les méthodes directes ont une échelle d application se rapprochant le plus de l échelle idéale qui est un linéaire de tronçons de quelques centaines de mètres, et la mesure d un volume d eaux usées exfiltré du collecteur constitue l approche la plus simple et la plus représentative du phénomène étudié. 67

92 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse 5. Problématique et objectifs scientifiques de ce travail de thèse dans le cadre du programme de recherche européen APUSS A ce jour, le mesurage de l infiltration et de l exfiltration n est pas réalisé avec des méthodes précises et/ou adaptées. La prise de conscience des imperfections des méthodes existantes d estimation de l infiltration d ECP et de l exfiltration d effluents, présentées respectivement dans les paragraphes 3.6 et 4.5, constitue la problématique à l origine du programme de recherche européen APUSS (Assessing infiltration and exfiltration on the Performance of Urban Sewer Systems). Les principaux objectifs scientifiques du projet APUSS sont de développer des méthodes de mesure, d identifier des modèles de simulation et de proposer des indicateurs de performance et des outils d aide à la décision qui peuvent permettre aux gestionnaires de réseaux d assainissement de prendre en compte l infiltration et l exfiltration dans une stratégie de maintenance et de réhabilitation de leur patrimoine. Les nouvelles méthodes de quantification de l infiltration des ECP et de l exfiltration d effluents reposent sur l utilisation de traceurs. Un traceur est défini comme toute espèce chimique, organique ou microbiologique présente naturellement ou artificiellement (injection volontaire) dans les eaux usées dont la teneur n est pas altérée par des phénomènes d adsorption dus à la présence de sédiments dans les collecteurs, par des phénomènes d oxydoréduction ou des variations de ph et de température. De plus il faut définir des techniques de mesures fiables, si possible directes et peu coûteuses de ces traceurs. Des contraintes pratiques sont également imposées : les méthodes développées doivent être simples, peu coûteuses, précises, non polluantes, non destructrices et ne doivent pas modifier l écoulement des eaux usées dans les collecteurs. Figure 1.13 : Organigramme du programme de recherche européen APUSS. Afin d atteindre ces différents objectifs, le projet APUSS est organisé en trois parties (Figure 1.13) dont les objectifs respectifs sont : - le développement de nouvelles méthodes de mesure de l'exfiltration et de l infiltration reposant sur l utilisation de traceurs naturels ou artificiels qui soient 68

93 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse simples, peu coûteuses, précises, non polluantes et qui ne modifient pas l écoulement des eaux usées dans les collecteurs ; - l application des méthodes sur différents sites expérimentaux et le développement de modèles qui permettent de simuler l'infiltration et l'exfiltration à l'échelle du tronçon puis à l échelle du bassin versant ; - le développement d outils d aide à la décision et des stratégies de réhabilitation à partir des résultats obtenus sur les différents sites expérimentaux. Ces trois parties sont divisées en plusieurs sous parties qui concernent des études bien spécifiques à réaliser par différents partenaires du projet APUSS. La structure du projet APUSS et les interactions entre les différentes parties ou sous-parties sont illustrées dans la Figure Une brève description de chaque sous-partie (SP) est présentée en précisant la nature des expérimentations réalisées et les partenaires intervenants. SP 1 SP SP 3 SP 4 SP 5 SP 6 SP 7 SP 8 Partenaires pilotes EAWAG (Suisse) université de Middlesex (Angleterre) université de Prague (République Tchèque) université technique de Dresden (Allemagne) université technique de Dresden (Allemagne) Hydroinform (République Tchèque) INSA Lyon (France) Hydroprojekt (République Tchèque) Objectifs Développement de méthodes de mesure de l infiltration et de l exfiltration par l utilisation de traceurs Etude des interactions entre les traceurs utilisés pour quantifier l infiltration et l exfiltration et les sédiments déposés en réseaux d assainissement Développement de méthodes de mesure de l infiltration et de l exfiltration au niveau des branchements Développement de modèles pour la simulation de l infiltration et de l exfiltration à l échelle du tronçon Développement de modèles pour la simulation de l infiltration et de l exfiltration à l échelle du bassin versant Développement de supports informatiques pour l implémentation des modèles et des données d infiltration et d exfiltration Application des méthodes de mesure de l infiltration et de l exfiltration et des modèles sur différents sites expérimentaux à Lyon, Dresden et Rome. Généralisation et dissémination des méthodes et des modèles développés SP 9 LNEC (Portugal) Développement d indicateurs de performance SP 10 SP 11 INSA Lyon (France) Emschergenossenschaft (Allemagne) Proposition de stratégie de réhabilitation prenant en compte l infiltration et l exfiltration Evaluation du coût des méthodes, des outils d aide à la décision et des stratégies de réhabilitation SP 1 INSA Lyon (France) Valorisation des méthodologies développées SP 13 INSA Lyon (France) Coordination générale du programme de recherche Tableau 1.19 : Objectifs de chaque sous-partie du programme de recherche APUSS et partenaires pilotes. 69

94 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse Ce travail de thèse s inscrit dans le cadre du programme de recherche APUSS et contribue essentiellement au sous-parties 1, 4 et, 7. Parallèlement aux objectifs scientifiques du projet APUSS abordés dans cette thèse, des objectifs propres à cette thèse sont aussi développés Objectifs scientifiques liés au programme de recherche APUSS Ce travail de thèse contribue à la deuxième partie du projet par la mise en œuvre, sur le réseau d assainissement du Grand Lyon, des méthodes mesure de l infiltration et de l exfiltration développées respectivement par O. Kracht et J. Rieckermann à l EAWAG (Suisse) sous la direction scientifique de W. Gujer. Traçage naturel pour l infiltration avec pour objectif l identification et la quantification de la composante eaux souterraines ou eaux claires parasites du débit d eaux usées et traçage artificiel pour l exfiltration avec pour objectif la mesure dans des conditions réelles par l étude de la restitution d un traceur injecté dans l écoulement Objectifs scientifiques concernant l infiltration Les nouvelles méthodes de quantification des eaux claires parasites développées dans le cadre du programme de recherche APUSS doivent permettre de distinguer l origine des eaux usées de temps sec, principalement les infiltrations d eaux souterraines, en s appuyant sur la mesure de traceurs caractéristiques de l eau potable et des eaux souterraines. Le développement de ces méthodes de traçage peut constituer une approche plus précise et plus scientifique que la décomposition des hydrogrammes journaliers de temps sec. Le principe de ces nouvelles méthodes consiste à appliquer les méthodes de traçage naturel des eaux utilisées classiquement en hydrogéologie par analyse de la composition chimique et/ou isotopique d éléments de la phase dissoute ou de la molécule d eau elle même. L utilisation de traceurs présente deux avantages majeurs : - l identification et la quantification des différentes composantes du débit d ECP ; - l évaluation de l incertitude associée aux estimations. L utilisation la plus directe des méthodes de traçage développées en hydrogéologie pour résoudre notre problématique en hydrologie urbaine consiste à faire, suite à la proposition de W. Gujer (EAWAG, Suisse), une analogie à la méthode de décomposition des hydrogrammes de crue par la mesure de traceur naturel intrinsèque à la molécule d eau : les isotopes stables de l oxygène et de l hydrogène (Blavoux, 1978). Dans le contexte spécifique des réseaux d assainissement, Kracht (001) propose deux approches qui sont développées dans le cadre du programme de recherche européen APUSS : l analyse de séries de données de polluants mesurés en continu, en particulier la DCO, et l analyse de la composition isotopique de l oxygène de la molécule d eau, exprimée couramment sous la forme δ 18 O, dans les eaux usées, l eau potable et les sources potentielles d infiltration d eaux claires parasites (eaux souterraines, cours d eau, captage de sources). En 70

95 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse l état actuel d avancement du projet, la méthode basée sur le mesurage en continu de polluants dans les eaux usées par spectrométrie UV est en cours de développement et n est donc pas testée dans le cadre de cette thèse. Dans le cadre de cette thèse, seule la méthode de mesurage de l infiltration par l utilisation des isotopes naturels de la molécule d eau développée à l EAWAG (Suisse) par Kracht (001) est mise en œuvre dans le réseau d assainissement du Grand Lyon. Cette méthode a été initialement testée et développée sur le site expérimental de Rümlang (Suisse) et les expérimentations réalisées ont conduit à l élaboration d un protocole expérimental provisoire (Kracht, 003). Cependant, les conditions hydrogéologiques du site de Rümlang ne permettent pas l application de la méthode de mesure de l infiltration par l utilisation des isotopes naturels de la molécule d eau, ce qui n est pas le cas sur le Grand Lyon (Kracht et al., 003). De ce fait, cette méthode est essentiellement mise en œuvre sur le Grand Lyon dans le cadre de cette thèse. De nombreuses campagnes de mesure ont été réalisées de mars 00 à avril 003 afin d apprécier la faisabilité et les conditions d emploi et de validité de cette méthode à Lyon ainsi qu à Nantes. Une approche du calcul de l incertitude analytique associée aux estimations d infiltration d ECP est proposée et l impact de la stratégie d échantillonnage sur l ordre de grandeur de l incertitude est étudié Objectifs scientifiques concernant l exfiltration Le principe des nouvelles méthodes développées dans le cadre du programme de recherche européen APUSS consiste à appliquer les méthodes de traçage artificiel couramment utilisé en hydrologie urbaine pour le mesurage de débit en réseaux d assainissement. Un traceur artificiel est défini dans notre contexte, comme un élément chimique absent dans les eaux usées ou présent en faible quantité dont la concentration est imposée dans le milieu par une injection massive ponctuelle ou continue. Rierckermann (00) propose, dans le cadre du programme de recherche APUSS, le développement d une méthode de mesurage de l exfiltration, dérivée de la méthode de mesurage du débit par traçage, qui est appelée méthode QUEST (Quantification of Exfiltration from Sewers with artificial Tracers). L application de cette méthode nécessite des traceurs identiques à ceux couramment utilisés pour le mesurage du débit tels que le chlorure de sodium (NaCl), le chlorure de lithium (LiCl) ou la rhodamine WT. La méthodologie QUEST est initialement testée et développée sur le site expérimental de Rümlang (Suisse) et les expérimentations réalisées ont conduit à l élaboration de protocoles expérimentaux provisoires (Rieckmermann, 003) spécifiques à chacun des traceurs énoncés précédemment. Dans le cadre de cette thèse, seul le mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl selon la méthode QUEST est mis en œuvre sur le réseau d assainissement de Lyon. Les expérimentations réalisées sur le Grand Lyon contribuent à étoffer la base de données du projet APUSS qui permet le développement de modèles et d outils d aide à la décision. De plus, la mise en œuvre de ces méthodes sur des sites présentant des caractéristiques différentes de celui où elles sont développées initialement et les résultats obtenus contribuent à l amélioration des protocoles expérimentaux provisoires. 71

96 Partie 1. Infiltration et exfiltration : état de l art, problématique et objectifs scientifiques de la thèse 5.. Objectifs scientifiques spécifiques à cette thèse La mise en œuvre sur le réseau d assainissement du Grand Lyon des méthodes de mesurage de l infiltration et de l exfiltration développées à l EAWAG (Suisse) respectivement par O. Kracht et J. Rieckermann permet de contribuer à la finalisation des protocoles expérimentaux par la prise en compte des contraintes d application liées aux caractéristiques intrinsèques des sites étudiés. De plus, une attention particulière est portée à l estimation de l incertitude de mesure et à l appréciation de la validité des méthodes. Le développement de nouvelles méthodes implique la nécessité de réaliser une étude comparative avec les méthodes existantes afin d apprécier leur potentiel dans l objectif d une application routinière. Pour l infiltration deux études comparatives sont réalisées respectivement dans le cadre d une étude diagnostic classique réalisée sur le bassin versant de l Yzeron situé à l ouest de Lyon et dans le contexte de l acquisition de mesure en continu à l exutoire du bassin versant d Ecully qui est un des sites expérimentaux de l OTHU (Observatoire de Terrain en Hydrologie Urbaine). L objectif d une étude comparative est d apprécier la variabilité des valeurs estimées du débit d infiltration d ECP et de leurs incertitudes associées. Cette variabilité peut avoir un impact non négligeable sur les conclusions issues d une étude diagnostic, comme la hiérarchisation des apports d ECP à l échelle de plusieurs sous bassin versants. Pour l exfiltration, il est impossible de réaliser une étude comparative entre la méthode QUEST et les méthodes classiques présentées précédemment dans l état de l art. Afin d apprécier la validité d une mesure d exfiltration acquise selon la méthode QUEST par traçage artificiel au NaCl, nous proposons de retrouver par le calcul une valeur estimée d un débit d exfiltration simulé par pompage des eaux usées directement dans l écoulement du tronçon de collecteur étudié. L appréciation de l incertitude associée à une mesure d exfiltration permet d apprécier la pertinence des valeurs mesurées et d approcher le seuil de détection de la méthode QUEST. Le développement de méthodes de mesure de l infiltration et de l exfiltration constitue l objectif essentiel du programme de recherche européen APUSS. Une réflexion sur l utilisation du mesurage de l infiltration et de l exfiltration par les gestionnaires de réseaux d assainissement pour le diagnostic permanent et la maintenance de leur patrimoine est proposée avec le développement d un jeu d indicateur qui peut permettre d établir des stratégies de prospection des infiltrations et des exfiltrations. Les données et les outils de gestion et de traitement nécessaires pour la construction, le test et l application de ce jeu d indicateur sont précisés. Il faut noter que pour l infiltration, ces stratégies de prospection ne reposent pas sur l utilisation des méthodes de mesure développées dans le cadre du programme de recherche APUSS, mais sur l application des méthodes existantes avec les données acquises dans le cadre de l autosurveillance légale des réseaux d assainissement. 7

97 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Partie Mesurage des eaux claires parasites dans les réseaux d assainissement et évaluation de l incertitude associée : méthodes conventionnelles, développement de la méthode du δ 18 O ; études comparatives. 73

98 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Partie : Mesurage des eaux claires parasites dans les réseaux d assainissement et évaluation de l incertitude associée : méthodes conventionnelles, développement de la méthode du δ 18 O ; études comparatives. 1. Introduction Les méthodes traditionnelles d estimation des eaux claires parasites dans les réseaux d assainissement Les méthodes débitmétriques La méthode du débit journalier d eaux usées de temps sec Méthode du débit de temps sec bis Méthode du "density average" Méthode de Annen et Mueller La méthode du triangle Méthode du minimum mobile Différence des débits journaliers de hautes et basses eaux Différence des débits nocturnes de hautes et basses eaux Méthode du débit nocturne minimum Méthode du débit nocturne corrigé Méthode du débit nocturne corrigé "bis" Méthodes des paramètres de forme des hydrogrammes Les méthodes chimiques ou par l étude de la dilution Méthode des données d Imhoff Méthode suisse Méthode Horizon ou méthode hybride Analyse synthétique des méthodes traditionnelles d estimation des ECP Mesurage des eaux claires parasites par traçage naturel des isotopes stables de la molécule d eau : la méthode du δ 18 O Principe de la méthode du δ 18 O et application à la mesure de l infiltration Définition du δ 18 O Principe de la mesure du δ 18 O Application à la mesure de l infiltration Objectifs et mise en œuvre des premières campagnes de mesure Faisabilité de la méthode du δ 18 O et premières mesures d infiltration d ECP Application de la méthode du δ 18 O sur le Grand Lyon Campagne de mesure de mars

99 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Faisabilité de la méthode du δ 18 O sur le Grand Lyon Les sites expérimentaux Conclusions Campagne de mesure de septembre Confirmation de la faisabilité de la méthode du δ 18 O sur le Grand Lyon Les sites expérimentaux Conclusions Campagne de mesure de Mars Le collecteur principal de la Commune d Albigny Le collecteur principal de Collonges Application de la méthode du δ 18 O à Nantes Faisabilité de la méthode du δ 18 O sur la Communauté Urbaine de Nantes Les sites expérimentaux : estimation de l infiltration et étude comparative Conclusions Conclusions générales sur l applicabilité de la méthode du δ 18 O Etude comparative des méthodes d estimation des ECP Les sites expérimentaux et les données disponibles Le bassin versant de l Yzeron Le bassin versant d Ecully Description du site et des données expérimentales Etude comparative sur le bassin versant de l Yzeron Application de la méthode du δ 18 O Etude comparative des méthodes traditionnelles et de la méthode du δ 18 O Etude comparative à l échelle de la chronique Etude comparative à l échelle du jour des prélèvements Etude comparative à l échelle du jour de temps sec Validité de la méthode du δ 18 O par rapport aux méthodes traditionnelles Conclusion de l étude comparative sur le bassin versant de l Yzeron Etude comparative sur le bassin versant d Ecully Application de la méthode du δ 18 O Représentativité de la méthode du δ 18 O Influence du protocole d échantillonnage sur la précision des estimations Etude comparative des méthodes traditionnelles et de la méthode du δ 18 O Etude comparative à l échelle de la chronique Etude comparative à l échelle du jour des prélèvements Etude comparative à l échelle de chaque jour de temps sec Validité de la méthode du δ 18 O par rapport aux méthodes traditionnelles Conclusion de l étude comparative sur le bassin versant d Ecully

100 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 76

101 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 1. Introduction La conclusion principale de l analyse des études comparatives existantes des méthodes d estimation de l infiltration d ECP est que toutes les méthodes répertoriées n ont jamais été comparées simultanément sur un même site. Les raisons peuvent être multiples : - la non connaissance de toutes ces méthodes ; - le manque d ouverture aux méthodes et aux pratiques développées et utilisées couramment dans d autres pays ; - la non disponibilité de séries de données débitmétriques suffisamment longues ; - la non disponibilité de séries de données de polluants. Une étude comparative complète de toutes les méthodes d estimation des ECP ne peut être réalisée que si l on dispose de séries de données débitmétriques suffisamment longues à l échelle annuelle par exemple ou si l on dispose de deux campagnes de mesure mensuelles respectivement en périodes de hautes et basses eaux. Dans le cadre du programme APUSS, on ne dispose pas à ce jour des données suffisantes pour réaliser une étude comparative complète. Les données manquantes sont le mesurage en continu des polluants qui rendent impossible l application de la méthode chimique suisse (Hager et al., 1985). Les séries de données de débit annuelles sont généralement disponibles dans le contexte de l autosurveillance des réseaux d assainissement, en entrée de station d épuration par exemple. L objectif du programme APUSS n est pas de développer, de tester et de comparer des méthodes d estimation des ECP applicables dans le cadre de l autosurveillance, car ce n est pas dans ce contexte que les volumes d ECP sont généralement appréciés. Cependant, l estimation des ECP dans le cadre de l autosurveillance peut présenter un intérêt majeur pour le diagnostic permanent des réseaux d assainissement et la définition d actions prioritaires à réaliser en matière d inspection et de réhabilitation. Les principes généraux de ce type d approche sont détaillés dans la quatrième partie ce mémoire. Deux études comparatives ont été réalisées dans le cadre de cette thèse, en se plaçant dans les conditions d une étude diagnostic de réseau d assainissement. Les deux études ont été réalisées dans des contextes et pour des objectifs différents : - l étude sur le bassin versant de l Yzeron a été réalisée dans le cadre d une étude diagnostic classique effectuée par le bureau d étude Hydratech à la demande de la direction de l eau du Grand Lyon. L objectif de l étude était de faire une étude comparative de méthodes d estimation des ECP et d apprécier l impact de la variabilité des estimations sur la hiérarchisation des apports à l échelle de sous-bassins versants définis par divers points de mesure en réseau d assainissement. - l étude sur le bassin versant d Ecully a été réalisée dans le cadre de l OTHU (Observatoire de Terrain en Hydrologie Urbaine). Ce site fait partie des cinq sites sélectionnés dans le cadre de ce programme de recherche, qui se déroule en partenariat entre le Grand Lyon et plusieurs organismes de recherche dont l Unité de Recherche en Génie Civil de l INSA de Lyon. Des dispositifs de mesure en continu du débit par des capteurs de hauteur et de vitesse, de polluants par différents capteurs tels turbidimètres et DCO-mètres sont installés à l exutoire des différents bassins versants. 77

102 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée D autres grandeurs physiques comme la conductivité, le ph et la température des effluents sont aussi mesurées. L objectif sur ce site a été d effectuer également une étude comparative des méthodes d estimation des ECP, mais dans un contexte où la maîtrise des dispositifs de mesure permet d évaluer l incertitude sur le mesurage du débit et son impact sur les volumes d ECP estimés. Après l appréciation préalable de sa faisabilité et de sa validité dans le contexte particulier du Grand Lyon, la méthode d estimation de l infiltration d ECP par traçage des isotopes de l oxygène, ou méthode du δ 18 O a été testée lors de ces deux études. Avant la présentation des résultats et des conclusions issues des deux études comparatives dans un troisième chapitre, nous décrivons de manière détaillée dans les chapitres 1 et les méthodes d estimation de l infiltration d ECP. Le chapitre 1 concerne les méthodes existantes dites aussi méthodes traditionnelles. Des exemples de résultats obtenus lors des études réalisées sur les sites du bassin versant de l Yzeron et d Ecully sont utilisés pour illustrer la description des différentes méthodes. Le calcul de l incertitude associée à la valeur estimée du volume d ECP est explicité pour chacune des méthodes. Le chapitre concerne le développement de la méthode du δ 18 O entre mars 00 et mars 003. Les expérimentations réalisées et les résultats obtenus sont présentés dans l ordre chronologique, l objectif des premières expérimentations réalisées étant d apprécier la faisabilité de la méthode du δ 18 O sur le Grand Lyon et Nantes. L application de la méthode du δ 18 O lors des deux études comparatives réalisées permet d apprécier la fiabilité de cette nouvelle méthode ainsi que ces conditions d emploi et de validité. Les deux études comparatives de méthodes d estimation des ECP présentées dans le chapitre 3 sont réalisées selon un même protocole de traitement et d analyses des résultats qui permet d apprécier les volumes d ECP estimés par les différentes méthodes et la variabilité de l écart entre les différentes estimations : - dans le temps en étudiant la capacité des méthodes d estimation à reproduire la décroissance de l infiltration d ECP après un jour de pluie et en étudiant l influence du nombre de jours de temps sec sur l incertitude associée à la valeur estimée d un volume total d ECP ; - dans l espace par une hiérarchisation des apports. La dimension spatiale ne peut être abordée lors de l étude sur le bassin versant d Ecully car on ne dispose que d un seul point de mesure. Plusieurs aspects sont analysés au cours des études comparatives : - le calcul de l incertitude absolue associée aux valeurs estimées de l infiltration d ECP par les différentes méthodes ; - l analyse des écarts entre les différentes valeurs estimées et le calcul de l incertitude associée à ces écarts ; - l évolution de l incertitude sur l estimation des ECP en fonction de l échelle temporelle à laquelle le volume d ECP est estimé ; - l origine et la nature des eaux qui contribuent au débit total d eaux usées ; 78

103 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée. Les méthodes traditionnelles d estimation des eaux claires parasites dans les réseaux d assainissement La présence d ECP dans les réseaux d assainissement a pour effet d une part l augmentation des débits d eaux usées et d autre part la dilution des effluents bruts. Les méthodes permettant d estimer les volumes d ECP reposent sur l analyse de séries de données de débit et/ou sur l étude de polluants caractérisant la dilution des effluents bruts. Quelle que soit la méthode utilisée, la mesure du débit total d eaux usées Q T est indispensable, ce dernier étant constitué de deux composantes : - le débit d eaux usées strictes Q EU comprenant les effluents domestiques et industriels ; - le débit d eaux claires parasites au sens large Q ECP comprenant tous les types d ECP définis dans les classifications présentées dans la partie 1 : Q T = Q EU + Q ECP Eq..1 La quantification des ECP consiste à décomposer le débit total d eaux usées en une part «eaux usées strictes» et une part «eaux claires parasites». Le débit d eaux claires parasites Q ECP est obtenu par soustraction entre le débit total d eaux usées mesuré Q T et le débit théorique d eaux usées strictes estimé Q EU : Q ECP = Q T - Q EU Eq.. La dilution des effluents bruts D est définie par le rapport entre le débit d ECP et le débit d eaux usées strictes : Q ECP D = Eq..3 QEU La fraction d eaux claires parasites F ECP est définie par le rapport entre le débit d ECP et le débit total d eaux usées mesuré : Q ECP F ECP = Eq..4 QT Selon la méthode d estimation considérée, ce principe général s applique à un débit total d eaux usées annuel, journalier, horaire ou instantané. Les variables définies ici sont reprises dans tout le reste du document. Afin d éviter des confusions entre le débit total d eaux usées Q T et le débit d eaux usées strictes Q EU, on simplifie en employant le terme «débit total» pour Q T. Ce dernier est obtenu directement par des mesures en réseaux d assainissement et, selon la méthode d estimation considérée, le débit d eaux usées strictes Q EU est apprécié plus ou moins approximativement en fonction des périodes de mesure, de la 79

104 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée durée des campagnes de mesure, des hypothèses posées et des techniques de calcul utilisées. Le débit journalier d eaux usées strictes est généralement déterminé en utilisant : - les relevés de consommation annuelle d eau potable sur la bassin versant étudié ; - le nombre d habitants et des valeurs de référence de rejet moyen journalier d effluents par habitant ; - des mesures de polluants comme DCO, DBO, NH 4, PO 4, ainsi que des valeurs estimées de rejet moyen journalier de polluants par habitant ; Les méthodes qui utilisent ce type d approche sont dites statistiques car elles utilisent des valeurs de référence de consommation d eau potable ou de rejets de polluants par habitant pour estimer un débit théorique d eaux usées strictes. Après le recensement et l étude des méthodes d estimations des ECP développées depuis le début des années 1980, qui sont présentées succinctement dans la partie 1, on propose de distinguer deux types de méthodes: - les méthodes purement débitmétriques. - les méthodes chimiques qui couplent données débitmétriques et mesures de polluants pour caractériser la dilution des effluents bruts ou eaux usées strictes ; Nous avons recensé 15 méthodes : 1 méthodes sont débitmétriques et 3 méthodes sont chimiques. Ces méthodes sont décrites dans ce chapitre en précisant pour chacune d entre elles les hypothèses, le principe du calcul, l évaluation de l incertitude (que nous avons effectué en appliquant la loi de propagation des incertitudes), les conditions d emploi et de validité, les avantages et les inconvénients. Des exemples de résultats obtenus sur les sites expérimentaux d Ecully et de l Yzeron sont utilisés pour illustrer la décomposition d hydrogrammes de débit total par chacune des méthodes..1. Les méthodes débitmétriques Les méthodes débitmétriques reposent sur l analyse de données de débit acquises soit en entrée de station d épuration, soit en réseau d assainissement dans le cadre d une étude diagnostic. Deux hypothèses sont généralement posées : - l assimilation du débit nocturne au débit d ECP ; - la reproductibilité des apports journaliers d eaux usées strictes. En théorie, la première hypothèse est acceptable pour les bassins versants de petite taille ou à forte pente car le temps de séjour des eaux usées y est relativement court (ressuyage du réseau négligeable). Selon les caractéristiques du réseau d assainissement étudié, des méthodes plus élaborées prennent en considération un débit résiduel nocturne d eaux usées strictes. Un abattement du débit nocturne de 0 à 0 % est couramment appliqué. La deuxième hypothèse concernant la reproductibilité des rejets d eaux usées domestiques est largement 80

105 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée acceptée, on parle souvent de profil type décrit par un hydrogramme journalier de débits horaires. Cependant, ce profil type varie selon deux échelles de temps en fonction de l activité anthropique, une échelle hebdomadaire avec un profil spécifique pour les week-ends et jours fériés et une échelle saisonnière où les habitudes en terme de consommation d eau sont très variables. De plus la reproductibilité des rejets domestiques est sensiblement altérée par l activité industrielle dont les rejets sont plus ou moins aléatoires La méthode du débit journalier d eaux usées de temps sec - Principes du calcul : La méthode du débit de temps sec repose sur un traitement des données du débit total de temps sec. Dans un premier temps, il faut isoler les jours de temps sec sur la chronique de débit total disponible en se référant à la chronique pluviométrique correspondante. Le débit journalier d eaux usées strictes est estimé en fonction de la consommation annuelle d eau potable sur le bassin versant. Le débit journalier moyen d eaux usées strictes obtenu en divisant la consommation annuelle d eau potable par 365 est considéré comme reproductible. Un pourcentage de perte de 10 % peut être appliqué au débit moyen journalier d eaux usées car l eau consommée n est pas forcément rejetée au réseau dans sa totalité (arrosage, ménage, etc). Pour chaque jour de temps sec sélectionné, le débit journalier d ECP est calculé en soustrayant le débit journalier moyen d eaux usées strictes déterminés précédemment au débit total journalier mesuré selon l Equation.. Un exemple d hydrogramme de débit total journalier décomposé selon la méthode du débit de temps sec est illustré dans la Figure.1. Décomposition d'un hydrogramme de débit total journalier par la méthode du débit de temps sec Débit (m 3 /jour) ECP EU Pluie Pluie (mm/jour) Mars 003 Figure.1: Exemple de décomposition par la méthode du débit de temps sec du débit total journalier mesuré à l exutoire du bassin versant d Ecully (003). - Calcul de l incertitude associée à l estimation des ECP : La loi de propagation des incertitudes, dont le principe est détaillé dans l annexe 1, appliquée à l Equation. permet de déterminer l incertitude absolue QECP associée à la valeur estimée Q ECP du débit journalier d ECP comme suit : 81

106 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée soit : or d où : u Q Q ECP ( Q ) = u( Q ) + u( Q ) ECP ECP T T EU ( Q ) = u( Q ) u( Q ) ECP T EU u + Q = ECP ( Q ) u ECP ( Q ) u( Q ) u T EU Q Q ECP Q = + Eq..5 avec : - u(q T ) : l incertitude type sur le débit total journalier ; - u(q EU ) : l incertitude type sur le débit journalier d eaux usées strictes. EU L incertitude type ( ) u Q T sur la valeur calculée Q T du débit total journalier est déterminée en fonction de l incertitude type associée aux valeurs de débit instantané qui constituent l hydrogramme journalier. Le principe général de l évaluation de l incertitude sur le mesurage du débit en réseaux d assainissement et son utilisation pour l évaluation de l incertitude sur l estimation des ECP est détaillé dans l annexe en prenant pour exemple les mesures de débit acquises à l exutoire du bassin versant d Ecully. L incertitude type ( ) u Q EU sur le débit journalier d eaux usées strictes Q EU est calculée en considérant une incertitude relative de 10 % sur la consommation moyenne journalière en eau potable sur le bassin versant étudié qui constitue le débit journalier d eaux usées strictes : 0,1Q EU u ( QEU ) = Eq..6 Cette incertitude relative de 10 % correspond à un ordre de grandeur réaliste. En effet, un pourcentage de perte de l ordre de 10 % est généralement appliqué car l eau potable consommée n est pas rejetée au réseau dans sa totalité (Weiss et al., 00). De plus un rejet d eaux usées domestiques compris entre 150 et 180 litres par jour et par habitant est considéré comme courant. La méthode du débit de temps sec permet d estimer, pour chaque jour de temps sec i, une valeur Q ECP du débit journalier d ECP. Si l on souhaite estimer la valeur V i ECP du (total ) volume total d ECP sur l ensemble de la série de données de débit total utilisée, il suffit de sommer les n valeurs estimées QECP du débit journalier d ECP des n jours de temps sec et de i les extrapoler sur la durée totale de chronique, comme suit : 8

107 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée V ECP(total) n j QECP i = i= 1 n Eq..7 avec : - V ECP(total) : volume d ECP total sur la chronique (m 3 ) ; - Q ECPi : débit journalier d ECP sur un jour de temps sec i (m 3 /jour) ; - n : nombre de jours de temps sec ; - j : nombre total de jours de la chronique. Cependant, les n valeurs QECP de débit journalier d ECP sont corrélées car elles sont i calculées en fonction d une valeur de référence Q EU du débit journalier d eaux usées strictes. Afin de prendre en compte cette corrélation dans la calcul de l incertitude associée à la valeur V ECP du volume total d ECP sur l ensemble de la série de données de débit total utilisée, (total ) il nécessaire de réécrire l Equation.7 en faisant apparaître toutes les variables qui interviennent dans le calcul : V ECP n j QT i nqeu i=1 ( total ) = Eq..8 n avec : - Q Ti : débit total journalier sur un jour de temps sec i (m 3 /jour). L incertitude absolue V ECP(total ) associée à la valeur calculée V ECP(total ) du volume total d ECP vaut alors : n ( Q ) T i i= 1 V ECP(total) = j + u n u ( Q ) EU Eq..9 De même le calcul de l incertitude associée à la valeur estimée F ECP de la fraction journalière d ECP ou à la valeur estimée F ECP(total) de la fraction totale d ECP sur l ensemble de la série de données de débit total utilisée est réalisée en prenant en compte la corrélation entre le débit total mesuré Q T et le débit d eaux claires parasites estimé Q ECP. L Equation.3 est réécrite en faisant apparaître toutes les variables qui interviennent dans le calcul de F ECP et de F ECP(total) : F ECP Q Q T EU = Eq..10 Q T et 83

108 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée n QT i nqeu i= 1 F ECP(total) = Eq..11 n Q i= 1 T i L incertitude absolue journalière d ECP vaut : F ECP associée à la valeur calculée F ECP de la fraction QEU F ( ) ECP = u(qt ) + u QEU Q T Q Eq..1 T L incertitude absolue totale d ECP vaut : F ECP(total) associée à la valeur calculée F ECP(total) de la fraction n n EU F ECP(total) = u(qt i ) n + n i= 1 QT i QT i i= 1 i= 1 Q u ( Q ) EU Eq Avantages et inconvénients : La méthode du débit de temps sec est très simple d utilisation, cependant l hypothèse d un débit journalier d eaux usées strictes constant ne permet pas de prendre en compte la variabilité journalière et saisonnière de la consommation en eau potable. De ce fait, il peut être impossible d apprécier correctement la décroissance des apports d ECP après un événement pluvieux et la variabilité des apports d ECP liée aux variations du niveau piézométrique des eaux souterraines car la valeur estimée du débit journalier d ECP est seulement influencée par la valeur du débit journalier total mesuré (Figure.1)..1.. Méthode du débit de temps sec bis - Principes du calcul : La méthode du débit de temps sec bis (Hager et al., 1985) repose sur des principes identiques à ceux présentés pour la méthode du débit de temps sec. La différence entre les deux méthodes réside dans le calcul du débit journalier d eaux usées strictes qui est estimé en fonction du nombre d habitants et d une relation empirique déterminée par l analyse statistique de séries de données de débit total journalier observé dans des réseaux 84

109 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée d assainissement exempts d ECP. La relation empirique établie par Hager et al. (1985) donne une valeur théorique du débit journalier moyen d eaux usées strictes exprimée en m 3 /jour : 170p 1 p Q EU = 1 + log Eq avec p le nombre d habitants sur le bassin versant étudié. Les auteurs précisent que cette relation reste valide pour des bassins versants de population variant entre 500 et habitants. Dans le cas d une station d épuration située à l exutoire de plusieurs bassins versants, le débit journalier moyen d eaux usées strictes QEU correspond à la somme des Q EUi estimés pour chaque bassin versant i : n Q = Eq..15 EU Q EU i i= 1 Le domaine de validité de l Equation.14 indique que le débit journalier moyen d eaux usées strictes Q EU varie de 144 à 340 L/j/hab (Figure.). Cet ordre de grandeur est compatible avec celui cité par Grommaire-Mertz (1998) d après des données communiquées par la Compagnie des Eaux de Paris : 160 L/jour/hab d eau potable pour l usage domestique et 160 L/jour/hab d eau potable pour l usage professionnel, soit un total de 30 L/jour/hab. Relation entre le nombre d'habitants et le débit d'eaux usées strictes produit par habitant selon Hager et al. (1985) QEU (L/jour/hab) Habitants Figure.: Relation empirique entre le débit d eaux usées strictes produit par habitant et le nombre d habitants selon Hager et al. (1985). La relation déterminée par Hager prend donc en compte les rejets liés à l activité industrielle, puisque pour des petites communes de 500 habitants où généralement l activité industrielle n est pas ou peu développée, le débit journalier moyen d eaux usées strictes 85

110 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée estimé Q EU est proche de la consommation d eau potable pour l usage domestique (144 et 160 L/jour/hab), alors que pour de grandes agglomérations de habitants, Q EU estimé est proche de la consommation d eau potable pour l usage domestique et professionnel (30 et 340 L/jour/hab). Cette observation n est peut-être qu une coïncidence, car l usage de l eau potable à Paris doit être sensiblement différent de celui pratiqué dans les villes suisses. Toutefois, il se peut que l application de cette méthode sur des bassins versants à faible activité industrielle entraîne une surestimation du débit d eaux usées strictes et donc une sousestimation du débit d ECP. Le phénomène inverse peut aussi être observé sur des petits bassins versants présentant une forte activité industrielle. Afin d illustrer ces propos, la Figure.3 qui représente la décomposition selon la méthode du débit de temps sec bis du même hydrogramme que sur la Figure.1 montre que la composante ECP est moins importante. En effet, la consommation moyenne journalière d eau potable par habitant sur le bassin versant d Ecully est d environ 170 L/jour/habitant et le nombre d habitants est d environ 7670, ce qui selon l Equation.14 représente une production d eaux usées strictes de 45 L/jour/habitant. Le bassin versant d Ecully correspond à une zone résidentielle où l activité industrielle est peu développée, le débit d ECP est vraisemblablement sous-estimé par la méthode du débit de temps sec bis. Décomposition d'un hydrogramme de débit total journalier par la méthode du débit de temps sec bis Débit (m 3 /jour) ECP EU Pluie Pluie (mm/jour) Mars 003 Figure.3: Décomposition par la méthode du débit de temps sec bis du débit total journalier mesuré à l exutoire du bassin versant d Ecully (003). - Calcul de l incertitude associée à l estimation des ECP : Le calcul des incertitudes absolues associées aux valeurs estimées Q ECP du débit journalier d ECP, V ECP du volume total d ECP sur l ensemble de la série de données de (total ) débit total utilisée et de leurs fractions d ECP correspondantes est identique à celui présenté dans le chapitre précédent pour la méthode du débit de temps sec. Seule, la définition de l incertitude type u ( Q EU ) sur la valeur estimée Q EU du débit journalier d eaux usées strictes est différente. Cette dernière est calculée en considérant une incertitude relative p/p de 10 % sur le nombre d habitants p recensés sur le bassin versant étudié, soit : 86

111 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 0,1 p u ( p) = Eq..16 L incertitude type u( Q EU ) associée à la valeur estimée Q EU du débit journalier d eaux usées strictes vaut : ( p) 170u 1 p 1 u( QEU ) = ln10 + ln + Eq ln Avantages et inconvénients : Les avantages et inconvénients de la méthode du temps sec bis sont identiques à ceux de la méthode du débit de temps sec. Cependant, il existe un inconvénient supplémentaire qui est la sensibilité à l activité industrielle développée sur le bassin versant étudié Méthode du "density average" - Principes du calcul : Selon Dlauhy (001), dans un premier temps, comme pour la méthode du débit de temps sec, on procède à un traitement de la série de données de débit total journalier en isolant les jours de temps de sec. Les données sont ensuite triées et présentées dans un tableau avec une répartition fréquentielle sous forme de classes. La largeur des classes est définie comme suit : ( Q Q ) max min L = Eq..18 N avec : - L : largeur de classe ; - N : nombre de classes. L auteur précise que Q max et Q min ne sont pas nécessairement les valeurs extrêmes observées du débit total, mais peuvent être des valeurs choisies arbitrairement par l utilisateur. Pour chaque classe, on indique le nombre de valeurs du débit total journalier mesuré recensées dans cet intervalle. La classe qui présente le plus grand nombre d individus est considérée comme représentative du débit total de temps sec pour des raisons qui ne sont pas explicitées clairement par l auteur : les deux premières classes correspondent aux valeurs de temps sec en été puis viennent ensuite les classes correspondants aux valeurs de temps sec pendant la période humide de printemps. Une valeur moyenne du débit total journalier est calculée pour cette classe, puis cette valeur est extrapolée sur toute la durée de la chronique disponible afin d estimer le volume total de temps sec auquel on soustrait la consommation d eau potable pour estimer le volume total d ECP. 87

112 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée - Avantages et inconvénients : La méthode du density average ne permet pas d étudier les variations événementielles et saisonnières des apports d ECP. De plus le principe de calcul est très confus car l auteur ne précise pas le nombre de classes à choisir alors qu il doit s agir en première approche du paramètre le plus important. Sur le principe, cette méthode est analogue à la méthode du débit de temps sec et présente donc les même inconvénients, mais pas les mêmes avantages car le traitement de la série de données de débit total journalier est plus long et peu explicite. Pour ces raisons, la méthode du «density average» n est pas utilisée pour nos études comparatives Méthode de Annen et Mueller - Principes du calcul : La méthode de Annen et Mueller (Annen, 1980) selon Hubert cité par Dlauhy (001) repose sur le traitement d une série de données de débit journalier total qui consiste à trier les valeurs mesurées par ordre croissant. La courbe obtenue comprend généralement deux parties distinctes : une partie relativement linéaire correspondant aux débits journaliers de temps sec, puis une partie marquée par une inflexion rapide de la courbe ou virage correspondant aux débits journaliers par temps de pluie qui sont proportionnels à la durée et à l intensité de l événement pluvieux (Figure.4). Malheureusement, en pratique, ce virage n est pas toujours très marqué et la transition entre les deux parties de la courbe n est pas très distincte (Figure.5) Tri croissant des débits journaliers selon Annen-Muller Débit journalier (m 3 /jour) Les deux parties de la courbe sont identifiables, le choix du virage est plus aisé Jour Figure.4: Application de la méthode de Annen Muller sur le point de mesure 6 du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0), La position de ce point d inflexion est importante car elle influe sur la définition des jours de temps sec et sur le calcul du débit total journalier moyen de temps sec qui est obtenu en moyennant les valeurs qui constituent la partie linéaire de la courbe. 88

113 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Tri croissant des débits journaliers selon Annen-Muller Débit journalier (m 3 /jour) Les deux parties de la courbe ne sont pas identifiables, le choix du virage n est pas aisé Jour Figure.5: Application de la méthode de Annen Muller sur le point de mesure 4 du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0) Décomposition d'un hydrogramme de débit total journalier selon la méthode de Annen et Muller Débit (m 3 /jour) Eaux pluviales ECP Eaux usées Jour Figure.6: Application de la méthode de Annen Muller sur le point de mesure 6 du bassin versant de l Yzeron, (0/11/0 au 09/1/0). Le débit journalier moyen d eaux usées strictes Q EU estimé, comme pour la méthode du débit de temps sec, à partir de la consommation annuelle en eau potable sur le bassin versant étudié, est soustrait à la valeur Q T du débit total journalier moyen de temps sec (Figure.6) afin d obtenir la valeur estimée Q ECP du débit journalier moyen d ECP. Ce dernier est ensuite extrapolé sur la durée de la chronique en le multipliant par le nombre total de jours j afin d obtenir la valeur estimée VECP (total) du volume total d ECP : V ECP(total) = j( Q Q ) Eq..19 T EU 89

114 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée soit la fraction totale d ECP correspondante : F ECP (total) Q Q T EU = Eq..0 Q T - Calcul de l incertitude associée à l estimation des ECP : L incertitude absolue d ECP vaut : V ECP(total) associée à la valeur estimée VECP(total) du volume total ECP(total) ( Q ) u( Q ) V = j u + Eq..1 T EU L incertitude absolue totale d ECP vaut : F ECP(total) associée à la valeur estimée F ECP(total) de la fraction Q EU F ( ) ECP(total) = u( QT ) + u QEU Eq.. Q T Q T Le débit total journalier moyen de temps sec Q T est calculé en moyennant les débits totaux journaliers QT observés durant les n jours de temps sec déterminés en fonction de i l allure de la courbe de tri croissant du débit total journalier : Q T n QT i i= = 1 Eq..3 n L incertitude type u ( Q T ) sur le débit total journalier moyen Q T est calculée en fonction de l incertitude type u( Q T ) associée aux n valeurs de débit journalier i Q T i, ellesmêmes calculées en fonction de l incertitude type associée aux valeurs de débit instantané qui constituent l hydrogramme journalier, selon le principe présentée dans l annexe. La loi de propagation des incertitudes appliquée à l Equation.3 permet de déterminer l incertitude type u ( QT ) associée à la valeur calculée Q T du débit total journalier moyen de temps sec, comme suit : u( Q T ) ( Q ) n u T i i= 1 = Eq..4 n 90

115 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée L incertitude type u ( Q EU ) sur le débit journalier d eaux usées strictes est calculée, comme pour la méthode du débit de temps sec, en considérant une incertitude relative égale à 10 % de la consommation journalière en eau potable sur le bassin versant étudié. - Avantages et inconvénients : La méthode de Annen et Muller est simple à mettre en œuvre mais reste discutable en raison de la définition très délicate des jours de temps sec. En effet, le choix du point d inflexion sur la courbe des débits journaliers triés par ordre croissant est parfois difficile. Cette méthode est intéressante si l on ne dispose pas de données pluviométriques qui permettant d apprécier préalablement la position du virage connaissant le nombre de jours de temps sec et de temps de pluie sur la chronique de débit étudiée. Pour les raisons déjà évoquées pour la méthode du débit de temps sec, la méthode de Annen et Muller ne permet pas d apprécier la variabilité événementielle des ECP liée au drainage rapide des eaux pluviales par la tranchée d assainissement. De plus, on ne peut apprécier la variation journalière des ECP car ces dernières sont estimées sous la forme d un volume total sur l ensemble d une série de données de débit. En théorie, le mode de calcul utilisé doit exclure la composante drainage rapide de l infiltration qui est comprise dans la composante eaux pluviales. Cependant, en fonction de l intensité et de la durée de l évènement pluvieux, ainsi que de la durée de temps sec entre deux événements, cette distinction entre ECP et eaux pluviales, principalement celle de la composante drainage rapide de l infiltration, n est pas rigoureuse. En effet, un jour de temps de pluie avec de faibles précipitations peut être confondu avec un jour de temps sec suivant un jour de temps de pluie avec des fortes précipitations entraînant un ressuyage important La méthode du triangle - Principes du calcul : La méthode du triangle (Weiss et al., 00) a été développée dans le cadre d un programme de recherche sur la performance du traitement des eaux pluviales en réseaux unitaires débutant en 1998 dans l état fédéral de Baden-Wuerttemberg (Allemagne) par Umwelt-und Fluid Technik. Cette méthode repose sur un traitement des données de débit total journalier mesuré. Dans un premier temps, les débits journaliers sont classés par ordre croissant, puis ils sont exprimés en pourcentage du débit journalier maximum observé dans la série de données étudiée. On trace ensuite la courbe de distribution temporelle de cette variable en fréquence cumulée qui est illustrée par la courbe caractéristique (1) dans la Figure.7. Le débit journalier d eaux usées strictes calculé en fonction de la consommation annuelle d eau potable est supposé constant et exprimé en pourcentage du débit journalier maximum observé dans la série de données étudiée. Il est représenté par la droite horizontale () dans la Figure.7, la surface rectangulaire sous cette droite représentant le volume total d eaux usées strictes. La surface comprise entre la courbe (1) et la droite () représente le volume total d eaux pluviales et d ECP. Afin de séparer ces deux composantes, on pose l hypothèse que d une part les apports d ECP sont maximums après des périodes pluvieuses et que d'autre part, ils sont minimums voire nuls aussi longtemps que les collecteurs drainent des eaux pluviales. La droite (3) tracée dans la Figure.7 illustre ce modèle. 91

116 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Le point d intersection de la droite (3) avec la courbe (1) est déterminé en fonction du nombre de jours de temps de pluie qui est défini ici comme tout jour où des eaux pluviales sont présentes dans le réseau. Le nombre de jours de temps de pluie exprimé en % de la durée totale de la chronique est reporté sur l axe des abscisses en le retranchant au 100 % de la durée totale étudiée. La surface au-dessus de la droite (3) représente le volume total d eaux pluviales et la surface au-dessous représente le volume total d ECP. Le triangle des ECP est défini par la droite des eaux usées strictes () et la courbe en gras qui comprend la droite (3) et une partie de la courbe de distribution du débit total journalier mesuré (1). Un exemple de décomposition d un hydrogramme de débit total journalier est présenté dans la Figure Traitement d'un hydrogramme de débit total journalier selon la méthode du triangle Débit (% de Qmax) Tri croisant du Qtotal Triangle des ECP Droite des eaux usées strictes Temps de pluie () (3) (1) Temps avec Qtotal inférieur à la valeur indiquée (% du temps total) Figure.7: Application de méthode du triangle sur le point de mesure 6 du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0) Décomposition d'un hydrogramme de débit total journalier selon la méthode du triangle Débit (m 3 /jour) Eaux pluviales ECP Eaux usées Jour Figure.8: Application de la méthode du triangle sur le point de mesure 6 du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0). 9

117 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée La détermination graphique du volume total d ECP exprimé en pourcentage du débit total journalier maximum observé sur la série de données de débit étudiée selon la procédure détaillée précédemment rend le calcul du volume d ECP plus complexe qu il ne l est en réalité. De manière simplifiée, le volume total d ECP sur les j jours de la série de données correspond à la somme d un volume total d ECP sur les n jours de temps sec V ECP(sec) et d un volume total d ECP sur les j-n jours temps de pluiev ECP(pluie) définis comme suit : n V = Q nq Eq..5 ECP(sec) i= 1 T i EU j V = Q ( j n)q Eq..6 ECP(pluie) i= n+ 1 T i EU Dans l Equation.6, le débit total de temps sec linéaire comme suit : avec : Q T i ( Q Q )( i n) n EU = Q T T Eq..7 n n 1 Q T i est défini par interpolation - Q T (n) : la valeur du débit total journalier observée le premier jour de temps de pluie définissant le sommet du triangle des ECP (m 3 /jour) ; Le volume total d ECP V ECP(total) sur la série de données de débit étudié est alors défini comme suit : V ECP(total) Q Q ( Eq..8 n j T n EU = QT i + j n)qt n i= 1 n 1 i= n+ 1 ( i n) jqeu soit la fraction totale d ECP correspondante : F ECP(total) jqeu = 1 n j QT Q n EU QT i + ( j n)qt n n 1 i= 1 ( i n) i= n+ 1 Eq..9 - Calcul de l incertitude associée à l estimation des ECP : La loi de propagation des incertitudes appliquée à l Equation.8 permet de déterminer l incertitude absolue V ECP(total) associée à la valeur estimée V ECP(total) du volume total d ECP, comme suit : 93

118 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée V ECP (total) = n 1 i= 1 + u u ( Q ) + u( Q ) T i ( Q ) EU j ( i n) i= n+ 1 T n n j n j j ( i n) i= n+ 1 n 1 Eq..30 La loi de propagation des incertitudes appliquée à l Equation.9 permet de déterminer l incertitude absolue F ECP(total) associée à la valeur estimée F ECP(total) de la fraction totale d ECP, comme suit : F ECP(total) = j n 1 i= 1 + u u ( Q ) Q + u( Q ) EU n ( Q ) Q + (j n)q T ( i n) EU n i= 1 T i Q Ti EU n i= 1 Ti + (j n)q T n T n Q Q T n T 1 + n Q n 1 Q n 1 EU j n i= n+ 1 j j i= n+ 1 j i= n+ 1 ( i n) ( i n) n 1 Eq..31 L incertitude type u( Q T ) i associée aux n valeurs de débit journalierq est calculée en fonction de l incertitude type associée aux valeurs de débit instantané qui constituent l hydrogramme journalier, selon le principe présentée dans l annexe. L incertitude type u( QEU ) associée à la valeur estimée Q EU du débit journalier moyen d eaux usées strictes est calculée comme pour la méthode du débit de temps sec en considérant une incertitude relative égale à 10 %. T i - Avantages et inconvénients : La méthode du triangle se rapproche sensiblement de la méthode de Annen et Muller et présente les mêmes avantages et inconvénients. Le traitement des données est plus complexe mais aussi plus rigoureux car la détermination du point d intersection entre la courbe (1) et la droite (3), qui est équivalent au point d inflexion de la méthode de Annen et Muller, est réalisée en fonction de la pluviométrie et non en fonction d un choix plus ou moins arbitraire de l opérateur. De plus la distinction des ECP liées au drainage rapide des eaux pluviales par la tranchée d assainissement est aussi plus rigoureuse puisque le modèle représenté par la droite (3) prend en considération l importance des événements pluvieux, contrairement à la méthode de Annen et Muller. 94

119 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée La méthode de Annen et Muller et la méthode du triangle présentent toutes deux un avantage important qui est de pouvoir apprécier et comparer l importance des ECP sur différents points de mesure sans procéder systématiquement à une décomposition des hydrogrammes. En effet, l allure de la courbe de distribution des débits journaliers d eaux usées est un indicateur de la prépondérance des ECP (Figure.9). En général, ce type de courbe montre un plateau relativement bas à gauche correspondant au débit de temps sec et un accroissement relativement prononcé à droite correspondant au débit par temps de pluie. Lorsque l on compare plusieurs courbes correspondant à plusieurs points de mesure, un plateau relativement haut suggère que la composante ECP est plus importante. L analyse de la Figure.9 suggère que la composante ECP est plus importante par exemple sur les points de mesure 9 et 5 du bassin versant de l Yzeron, que sur les points 7 et 3. Nous verrons par la suite si cette tendance est confirmée lors de la présentation des résultats de l étude comparative réalisée sur ce site expérimental. 100 Comparaison des courbes de distribution du débit total journalier sur les points de mesure du bassin versant de l'yzeron Qtotal (% Q max) Beaucoup d ECP 0 10 Peu d ECP Temps avec Qtotal inférieur à la valeur indiquée (% du temps total) Figure.9: Mise en évidence de la présence d ECP selon l allure de la courbe de distribution du débit total journalier. p1 p p3 p4 p5 p6 p7 p9 p10 p11 pcem.1.6. Méthode du minimum mobile - Principes du calcul : La méthode du minimum mobile (Weiss et al., 00) repose sur un traitement des données de débit total journalier mesuré consistant à poser l hypothèse que, quel que soit le jour considéré, la somme du débit journalier d eaux usées strictes Q EU et du débit journalier d eaux claires parasites Q ECP est égale au débit total journalier minimum observé durant les k jours précédant le jour considéré. Ce délai de k jours représente la mémoire à long terme du système, considérant ainsi l augmentation du volume d ECP générée par les derniers évènements pluvieux qui se cumulent aux effets des périodes humides antérieures. De plus, comme le drainage rapide des eaux pluviales augmente et diminue assez rapidement après la fin de l évènement pluvieux (quelques heures à quelques jours), k permet de filtrer le signal débitmétrique en excluant le drainage rapide des eaux pluviales et en isolant les composantes 95

120 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée eaux usées strictes et infiltration d ECP. Les auteurs ne précisent pas une méthodologie bien précise ou une formulation mathématique pour choisir ou calculer la valeur de k. Le choix est fonction de tests de sensibilité qui permettent d obtenir un bon compromis afin d exclure le drainage rapide des eaux pluviales, une valeur faible de k entraînant une surestimation des volumes d ECP. On suppose donc que le choix de k est fonction des caractéristiques du réseau d assainissement étudié et de la fréquence des événements pluvieux. En général, la valeur de k est choisie de manière à obtenir un volume total d ECP identique à celui fourni par la méthode du triangle. Le résultat de ce traitement de données est un hydrogramme caractérisé par une succession de paliers successifs qui représente la somme des débits journaliers d eaux usées strictes et d ECP. Le débit journalier moyen d eaux usées strictesq EU estimé, comme pour la méthode du débit de temps sec, à partir de la consommation annuelle en eau potable sur le bassin versant étudié, est soustrait à l hydrogramme résultant afin d obtenir la valeur estimée Q du débit journalier d ECP (Figure.10). ECP 6000 Décomposition d'un hydrogramme de débit total journalier selon la méthode du minimum mobile 0 Débit (m 3 /jour) k = 7 jours k = 7 jours Eaux pluviales ECP Eaux usées Précipitations Précipitations (mm/jour) ) Mars 003 Figure.10: Application de la méthode du minimum mobile sur le bassin versant d Ecully, décomposition de l hydrogramme de débit total journalier Calcul de l incertitude associée à l estimation des ECP : Les valeurs estimées de leurs incertitudes absolues associées respectives QECP du débit journalier d ECP et V ECP du volume total d ECP et QECP et F ECP sont calculées selon un principe proche de celui présenté pour la méthode du débit de temps sec dans le chapitre.1.1. Les différences sont la prise en compte du débit total journalier minimum observé durant les k jours précédents le jour où le calcul d ECP est réalisé et la non extrapolation du volume total d ECP par temps sec car la méthode du minimum mobile permet d estimer, pour chaque jour i, la valeur Q ECP i du débit journalier d ECP. 96

121 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée - Avantages et inconvénients : La méthode du minimum mobile est très simple d application, il n y aucune sélection arbitraire de jours de temps sec de référence car elle prend en compte autant les jours de temps sec que les jours pluvieux. De ce fait, la méthode du minimum mobile présente aussi l avantage de pouvoir étudier aisément et avec plus de précision la variabilité temporelle des apports d ECP car les débits d ECP sont estimés en continu à l échelle journalière. Contrairement aux méthodes précédentes, aucune procédure d extrapolation pour estimer les volumes annuels d ECP n est utilisée, il suffit simplement de faire la somme des débits journaliers d ECP estimés. Les auteurs précisent que la méthode du minimum mobile est purement phénoménologique et manque de sens physique. C est une approche conceptuelle qui permet pour la plupart des systèmes étudiés d estimer un volume total d ECP proche de celui estimé selon la méthode du triangle, si cette dernière avait été appliquée Différence des débits journaliers de hautes et basses eaux - Principes du calcul : Selon Joannis (1994), après avoir réalisé deux campagnes de mesure du débit total d une durée de quelques jours à quelques semaines, respectivement en période de hautes et basses eaux, la différence entre le débit total journalier moyen de temps sec observé durant ces deux périodes QT (he) et QT donne une estimation du débit journalier moyen d ECP non (be) permanentesq ECP durant la période de temps sec de référence en hautes eaux, lié aux fluctuations du niveau piézométrique des nappes souterraines entre les périodes de hautes et basses eaux : Q ECP = Q Q Eq..3 T ( he) T ( be) - Calcul de l incertitude: L incertitude absolue Q ECP associée à la valeur calculée Q ECP du débit journalier moyen d ECP non permanentes vaut : ECP ( Q ) u( Q ) Q = u + Eq..33 T ( he) T ( be) Les incertitudes types u ( Q T (he) ) et ( Q T (be) ) u sur les valeurs calculées de Q T (he) et Q T (be) du débit total journalier moyen hautes et basses eaux sont déterminées en fonction de l incertitude type associée aux n valeurs de débits total journalier de temps sec Q T ( he ) et i Q T ( be ) observées respectivement durant les campagnes de mesure en hautes eaux et basses i eaux, comme suit : 97

122 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée u ( Q ) T ( he) = n i= 1 u ( Q ) n T ( he) i soit : n 1 ( ) ( ) Q = u Q u T ( he) T ( he) Eq..34 i n i= 1 de même : n 1 ( ) ( ) Q = u Q u T ( be) T ( be) Eq..35 i n i= 1 Les incertitudes types u ( Q T ( he) ) et u ( Q T be) ) i ( sont calculées en fonction de l incertitude type associée aux valeurs de débit total instantané qui constituent l hydrogramme journalier selon le principe présenté dans l annexe. i - Avantages et inconvénients : Cette méthode ne permet de quantifier que les infiltrations d ECP non permanentes liées aux fluctuations du niveau piézométrique des eaux souterraines, soit les ECP générées par les défauts d étanchéité situés dans les parties du réseau d assainissement temporairement dans la nappe. Les apports permanents de nappe ne sont pas identifiés, ni aucun autre apport permanent présent par temps sec, comme le drainage des fuites des réseaux d eau potable ou les eaux de refroidissement. Cependant les mesures réalisées pendant la période de nappes basses permettent d établir un état de référence Différence des débits nocturnes de hautes et basses eaux - Principes du calcul : La procédure de calcul est identique à celle de la méthode précédente, excepté que l on étudie le débit total nocturne en périodes de hautes et basses eaux (Joannis, 1994). La différence entre le débit total nocturne moyen de temps sec observé durant ces deux périodes donne une estimation des apports d ECP saisonniers liés aux fluctuations du niveau piézométrique des nappes souterraines. Le débit nocturne peut être soit le débit nocturne minimum observé soit le débit moyen nocturne sur une plage horaire choisie en fonction de l allure de l hydrogramme journalier (voir chapitre.1.1). - Calcul de l incertitude : Le calcul de l incertitude absolue Q ECP associée à la valeur calculée Q ECP du débit journalier moyen d ECP non permanentes durant la période de temps sec de référence en 98

123 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée hautes eaux est identique à celui présenté pour la méthode de la différence du débit journalier. Il suffit de remplacer dans l Equation.33, les débits journaliers moyens de hautes et basses Q et QT par les débits nocturne moyens de hautes et basses eaux Q (be) N (he) et eaux T (he) Q N ou les débits minimum nocturnes moyens de hautes basses eaux Q (be) MIN (he) et Q MIN : (be) et ECP ( Q ) u( Q ) Q = u + Eq..34 ECP N ( he) N ( be) ( Q ) u( Q ) Q = u + Eq..35 MIN ( he) MIN ( be) u sur les valeurs calculées Q N (he) et Q N (be) du débit nocturne moyen de hautes et basses eaux sont déterminées en fonction de l incertitude type associée aux n valeurs de débit nocturne de temps sec Q N ( he ) et Q i N ( be ) observées i respectivement durant les campagne de mesure de hautes eaux et basses eaux, comme suit : Les incertitudes types u ( Q N (he) ) et ( Q N (be) ) et n 1 ( ) ( ) Q = u Q u N ( he) N ( he) Eq..36 i n i= 1 n 1 ( ) ( ) Q = u Q u N ( be) N ( be) Eq..37 i n i= 1 Les incertitudes types u ( Q N(he)i ) et u ( Q N be) ) ( sont calculées en fonction de l incertitude i types associées aux valeurs de débit total instantané qui constituent la période nocturne de l hydrogramme journalier, selon le principe présenté dans l annexe. Le principe est u sur les valeurs identique pour le calcul des incertitudes types u ( ) et ( ) calculées de Q MIN (he) et Q MIN (be) Q MIN (he) Q MIN (be) du débit nocturne minimum moyen de hautes et basses eaux.. - Avantages et inconvénients : Comparée à la différence des débits journaliers, la différence des débits nocturnes permet d améliorer la représentativité de l estimation des ECP en s affranchissant de la variabilité des apports d eaux usées strictes qui sont moins importants en période nocturne. Cependant, selon les activités développées et surtout selon les caractéristiques intrinsèques du bassin versant étudié (linéaire, pente, ), il ne faut pas négliger respectivement les apports aléatoires liés à l activité industrielle et au ressuyage du réseau. 99

124 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée.1.9. Méthode du débit nocturne minimum - Principes du calcul : La méthode du débit nocturne minimum (Renault, 1983) repose sur l analyse des hydrogrammes journaliers du débit total et sur les hypothèses que le débit d ECP est constant sur une journée et que le débit d eaux usées strictes est nul en période nocturne (Figure.11). De plus, on considère qu il n y a pas de rejets continus liés à des activités industrielles. Détermination du minimum nocturne sur un hydrogramme journalier point 1 (73 ha) point 7 (31 ha) 600 Débit au point 1 (m 3 /h) Q ECP = Q NM Débit au point 7 (m 3 /h) :00 04:00 08:00 1:00 16:00 0:00 00:00 Heure Figure.11: Détermination du débit nocturne minimum sur un hydrogramme journalier. Effet de la taille des bassins versants sur la position du minimum nocturne. Dans ces conditions, le débit nocturne minimum Q MIN exprimé en m 3 /h est assimilé au débit moyen journalier d ECPQ. Le débit journalier Q ECP vaut : ECP Q ECP = 4Q MIN Eq..38 La méthode du débit nocturne minimum permet d estimer, pour chaque jour de temps sec i, une valeur Q ECP du débit journalier d ECP. Si l on souhaite estimer la valeur V i ECP (total ) du volume total d ECP sur l ensemble de la série de données de débit total utilisé, il suffit de sommer les n valeurs estimées Q du débit journalier d ECP des n jours de temps sec et de ECP i les extrapoler sur la durée totale de chronique selon l Equation.7, définie dans le chapitre.1.1, pour la méthode du débit de temps sec. Le calcul de la fraction journalière d ECP et de la fraction totale d ECP est plus complexe car le débit nocturne minimum Q MIN est corrélé avec le débit total journalierq T, qui, selon le principe présenté dans l annexe, est calculé en fonction des n valeurs instantanées de débit totalq exprimé en m 3 /h dont une constitue le débit nocturne minimum. La fraction journalière d ECP et la fraction totale d ECP sont alors définies comme suit : T i 100

125 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée n Q F Eq..39 et MIN = ECP n = 70 QT i' i = 1 n QMIN i i= 1 F = ECP(total) n n = 70 Eq..40 Q i= 1 n i = 1 T i' i - Calcul de l incertitude associée à l estimation des ECP : Le calcul de l incertitude absolue journalier d ECP est simple, car QECP associée à la valeur estimée QECP QECP correspond à l incertitude absolue T i' du débit Q associée à la valeur mesurée Q du débit total instantané qui constitue le débit nocturne minimum observé T i' sur l hydrogramme journalier correspondant : Q = Q ECP T i' Eq..41 L incertitude absolue V ECP (total ) associée à la valeur calculée du volume total d eaux claires parasites VECP (total) vaut : V ECP(total) j n u ( Q ) MIN i i= 1 = Eq..4 n L incertitude absolue d ECP vaut : F associée à la valeur estimée F de la fraction totale ECP ECP n = 70 n = 70 n' F = ( ) + ( ) ( ) Q Q u Q Q u Q u Q Eq..43 ECP T i' MIN MIN MIN T i' MIN n = 70 i = 1 i = 1 QT i' i = 1 L incertitude absolue totale d ECP vaut : F ECP(total) associée à la valeur estimée F ECP(total) de la fraction ( Q ) n n = 70 n n Q Q u + T i'i MIN i MIN i n' i= 1 i = 1 i= 1 i= 1 F = Eq..44 ECP(totale) n n = 70 n n n = 70 n Q T i'i Q u( Q ) u( Q ) MIN T MIN i i'i i i= 1 i = 1 i= 1 i= 1 i = 1 i= 1 101

126 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée - Avantages et inconvénients : L avantage de cette méthode est que le débit journalier d eaux usées strictes n est pas constant (Figure.1) et que cette appréciation de la variabilité journalière des apports d eaux usées strictes permet aussi de mieux étudier la variabilité journalière des ECP, notamment la décroissance du débit journalier d ECP après un événement pluvieux (Figure.13). Débit (m 3 /h) Décomposition d'un hydrogramme de debit total journalier par la méthode du débit nocturne minimum ECP EU Jour Figure.1: Décomposition par la méthode du débit nocturne minimum de l hydrogramme de débit total journalier observé sur le point de mesure 1 du bassin versant de l Yzeron du 13/11/0 au 9/1/0. Décroissance journalière des ECP après un événement pluvieux QECP ou QNM (m 3 /h) ECP Pluie Précipitations (mm/jour) ) Jour Figure.13: Hydrogramme de débit journalier d ECP de temps sec estimé sur le point de mesure 1 du bassin versant de l Yzeron du 13/11/0 au 9/1/0. Observation de la variabilité journalière des ECP en fonction de l importance d un événement pluvieux et de sa durée. La méthode du minimum nocturne est très simple d application. Cependant la valeur du débit d ECP est certainement surestimée en raison de l hypothèse d un débit d eaux usées 10

127 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée strictes nul en période nocturne. Pour les bassins versants étendus, un débit d eaux usées strictes résiduel doit être considéré dans le débit nocturne. Selon la taille du bassin versant étudié, la position du débit nocturne minimum est variable, plus la surface du bassin est élevée et plus le débit nocturne minimum est observé tard dans la période nocturne. On peut observer ce phénomène sur la Figure.11 qui représente deux hydrogrammes journaliers observés au niveau des points de mesure 1 et 7 du bassin versant de l Yzeron qui constituent l exutoire de deux sous-bassins versants de surfaces respectives 73 et 31 ha. L inconvénient majeur de cette méthode est que le débit nocturne minimum ne correspond pas uniquement aux d infiltrations d ECP, il représente en fait tous les apports permanents comme les fuites des réseaux d eau potable, les pompes de refroidissement, etc. Les ECP estimées sont considérés comme des ECP au sens large du terme qui ne reflète pas, sinon partiellement, l état de dégradation structurelle du réseau d assainissement Méthode du débit nocturne corrigé - Principes du calcul : Le principe de la méthode du débit nocturne corrigé (Renault, 1983) est analogue à la méthode du débit nocturne minimum, mais on pose ici l hypothèse plus réaliste qu il existe un débit résiduel nocturne d eaux usées strictesq NR, défini comme une fraction k du débit moyen journalier d eaux usées strictes Q EU : Q NR = kq EU (m 3 /h) Eq..45 k étant défini comme le coefficient de débit résiduel. Diverses études montrent qu en absence d apports permanents, il existe un débit nocturne d eaux usées strictes lié aux temps de transit dans le réseau et au fonctionnement des appareils électroménagers pendant les heures creuses du tarif d électricité. L analyse des consommations d eau potable et du fonctionnement des stations d épuration ne recevant pas d effluents dilués a permis de définir un ordre de grandeur du coefficient de débit résiduel k en fonction des caractéristiques du réseau d assainissement qui influent sur le temps de transit, à savoir sa pente et son linéaire : - réseau long et faible pente : k = 0,5 à 0,40 - réseau court et forte pente : k = 0,15 à 0,5 Selon l Equation.45, le débit nocturne minimum Q MIN est défini comme suit : Q = Q + kq (m 3 /h) Eq..46 MIN ECP EU 103

128 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée De plus le débit total moyen journalier QT correspond à la somme du débit moyen journalier d eaux usées strictes Q EU et du débit moyen journalier d eaux claires parasitesq, soit : ECP Q = Q + Q (m 3 /h) Eq..47 T ECP EU Le débit moyen journalier d eaux claires parasites d eaux usées strictes sont alors exprimés comme suit: QEU Q ECP et le débit moyen journalier Q ECP Q = MIN kq 1 k T (m 3 /h) Eq..48 et Q EU Q = T Q 1 k MIN (m 3 /h) Eq..49 Un exemple de décomposition d un hydrogramme de débit total journalier selon la méthode du minimum nocturne corrigé est présentée dans la Figure.14. Débit (m 3 /h) Décomposition d'un hydrogramme de debit total journalier par la méthode du débit nocturne corri gé ECP EU résiduelles EU Figure.14: Décomposition par la méthode du débit nocturne corrigé de l hydrogramme de débit total journalier observé sur le point de mesure 1 du bassin versant de l Yzeron du 13/11/0 au 9/1/0. Jour Le calcul du débit journalier d ECP est plus complexe car le débit nocturne minimum Q MIN est corrélé avec le débit total journalierq T. Afin de prendre en compte cette corrélation pour le calcul de l incertitude, il est nécessaire de réécrire l Equation.48 en faisant 104

129 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée apparaître toutes les variables qui interviennent dans le calcul. Le débit journalier d ECP exprimé en m 3 /jour est alors défini comme suit : Q ECP = 4 n' Q MIN k n' (1 k) n 70 = QT i' i = 1 Eq..50 soit la fraction journalière d ECP correspondante : n = 70 i = 1 n' Q k Q MIN T i' F ECP = i = 1 n = 70 Eq..51 (1 k) Q T i' La méthode du débit nocturne corrigé permet d estimer, pour chaque jour de temps sec i, une valeur Q ECP du débit journalier d ECP. Si l on souhaite estimer la valeur V i ECP du (total ) volume total d ECP sur l ensemble de la série de données de débit total utilisé, il suffit de sommer les n valeurs estimées Q du débit journalier d ECP des n jours de temps sec et de ECP i les extrapoler sur la chronique qui comprend j jours. Le volume total d ECP est alors défini comme suit : V ECP(total) = 4j n' n i= 1 Q MIN i k n i= 1 nn' (1 k) n = 70 i = 1 Q T i' i Eq..5 soit la fraction totale d ECP correspondante : n' n Q i= 1 MIN i T i'i i= 1 i= 1 i = 1 F = Eq..53 ECP(total) n n = 70 (1 k) k n n = 70 i = 1 Q T i' i Q - Calcul de l incertitude associée à l estimation des ECP : L incertitude absolue d ECP vaut : QECP associée à la valeur calculée Q ECP du débit journalier 105

130 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Q ECP = 48 u ( Q ) ( n' k) + k u( Q ) u( Q ) MIN T i' MIN + u ( k) n' Q MIN n = 70 i = 1 n = 70 Q i = 1 T i' ( 1 k) n' ( 1 k) Eq..54 L incertitude absolue journalière d ECP vaut : F associée à la valeur calculée F ECP ECP de la fraction F ECP u n' Q Q T i' MIN = ( ) i 1 Q + u( k) MIN n = 70 QT i' + n = 70 i = 1 u n = 70 i = 1 ( Q ) u ( Q ) T i' MIN n' (1 k) n = 70 T i' i = 1 = n = 70 i = 1 Q Q Q MIN T i' n' Q n = 70 i = 1 ( 1 k) MIN Q T i' Eq..55 L incertitude absolue d ECP vaut : V associée à la valeur calculée V du volume total ECP(total) ECP(total) V ECP(total) = 48j n i= 1 + u u n n = 70 n ( Q ) ( n' k) + k u( Q ) u( Q ) MIN i T i'i MIN i ( k) n' n i= 1 Q n n = 70 Q i= 1 i = 1 ( 1 k) nn' ( 1 k) MIN i i= 1 i = 1 T i' i i= 1 Eq..56 L incertitude absolue totale d ECP vaut : F associée à la valeur calculée F de la fraction ECP(total) ECP(total) 106

131 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée F ECP(total) n i= 1 + u + u ( Q ) ( k) i= 1 MIN i n' n n = 70 i = 1 u i= 1 i= 1 i = 1 i= 1 ( 1 k) n ( Q ) u( Q ) T i' i MIN i i= 1 (1 k) i= 1 i= 1 i = 1 n n = 70 i = 1 = n n = 70 n n' Q MIN i n n = 70 Q T i'i n n = 70 i = 1 Q Q Q T i'i T i'i i= 1 T i'i n Q n' MIN i i= 1 n i= 1 n n = 70 i = 1 Q Q MIN i T i'i Eq..57 Compte tenu des valeurs de k proposées par l auteur, nous proposons d effectuer le calcul du débit d ECP en choisissant une valeur moyenne de k égale à 0,75 avec une incertitude absolue k égale à 0,15, soit : 0,15 u ( k) = = 0,065 Eq Avantages et inconvénients : La méthode du débit nocturne corrigé présente les mêmes propriétés que la méthode du débit nocturne minimum. La correction du débit nocturne par un débit résiduel d eaux usées strictes est plus représentative des conditions réelles. Cependant, la définition de ce débit résiduel reste approximative d une part car il est fonction du débit d ECP et du débit journalier d eaux usées strictes dont les valeurs respectives sont estimées, et d autre part, il n est pas précisé quels débits journaliers d ECP et d eaux usées strictes doivent être pris pour référence : celui du jour étudié ou celui de la veille. En effet, les calculs sont réalisés sur une journée type avec généralement une valeur du débit nocturne minimum observée entre 0h00 et 05h00. Par conséquence la valeur du débit résiduel nocturne d eaux usées strictes dépend du débit journalier d eaux usées strictes de la veille. Ce n est pas le cas dans les Equations.46 et.47. En réalité, les variables Q EU utilisées dans ces deux équations ne devraient pas être considérées comme identiques et l Equation.48 déduite des deux précédentes n est donc pas valable. Cependant cet artefact est intégré dans la définition du paramètre k qui permet de calculer la valeur du débit résiduel nocturne d eaux usées strictes en fonction du débit journalier d eaux usées strictes du jour pour lequel l estimation des ECP est réalisée. Les valeurs de référence de k présentent des variations importantes (0,15 à 0,40) en fonction des caractéristiques du bassin versant étudié qui influe sur le temps de séjour des effluents dans le réseau : sa longueur et sa pente. De plus, les recommandations pour un choix 107

132 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée adéquat d une valeur de k sont très sommaires, réseau long ou court, pente faible ou forte, aucune valeur de ces grandeurs physiques n est précisée. Dans l idéal, la méthode du débit nocturne corrigé devrait être appliquée sur une plage horaire 06h00-06h00 afin de prendre pour référence le débit nocturne correspondant aux rejets journaliers du jour pour lequel l estimation des ECP est réalisée. Cette remarque est aussi valable pour la méthode du débit nocturne minimum Méthode du débit nocturne corrigé "bis" - Principes du calcul : De manière analogue à la méthode du débit nocturne corrigé, Hager et al. (1985) posent l hypothèse qu il existe un débit nocturne résiduel d eaux usées strictes Q NR que l on soustrait au débit nocturne minimum, afin de déterminer le débit moyen journalier d ECP exprimé en m 3 /h: Q ECP = Q Q Eq..59 MIN NR Après de nombreuses expériences menées dans différentes communes en Suisse, Hager et al. (1985) établissent, par une analyse statistique des hydrogrammes journaliers observés à l exutoire de réseaux d assainissement exempts d ECP, une relation empirique qui permet de définir, à partir du nombre d habitants sur le bassin versant étudié, une valeur théorique du débit résiduel nocturne d eaux usées strictes exprimé en L/s : p p Q NR = 0,5 + log Eq avec p le nombre d habitants sur le bassin versant étudié. Les auteurs précisent que cette équation reste valide pour des communes dont la population varie entre 500 et habitants. Dans le cas où une station d épuration est située à l exutoire de plusieurs bassins versants, le débit nocturne résiduel d eaux usées strictesq NR correspond à la somme des Q NRi estimés pour chaque bassin versant i : n Q = Eq..61 NR Q NR i i= 1 Fischer (1990) définit également des valeurs théoriques q d un débit nocturne résiduel d eaux usées strictes exprimé en L/s pour 1000 habitants qui sont définies en fonction du nombre d habitants et du temps de transit des eaux usées dans le réseau d assainissement. Les valeurs théoriques du facteur q sont présentées dans le Tableau

133 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Domaine d application q (l/s/1000 EH) Réseaux d assainissement homogènes pour 5000 EH sans stations de relevage ou de pompage. 0,3 Réseaux d assainissement de 5000 à EH. 0,5 Réseaux d assainissement supérieurs à EH ou pour des temps de transit par temps sec supérieurs à 10 heures. 1,0 Tableau.1: Valeurs de référence du facteur q (Fischer, 1990). Les valeurs de référence du débit nocturne résiduel d eaux usées strictes sont extraites des travaux de Hager et al. (1985) et de Fischer (1990), avec un minimum de 0.1 L/s/1000 EH pour les communes n excédant pas 700 habitants. D autres valeurs de référence sont définies dans la littérature, elles sont synthétisées dans la Figure.15. Figure.15: Comparaison des différentes valeurs de référence du débit résiduel nocturne d eaux usées strictes estimé en fonction du nombre d habitants (Warnecke, 1996). L étude comparative réalisée par Warnecke (1996) montre qu il existe de fortes différences entre les valeurs de référence du débit résiduel nocturne d eaux usées, principalement entre celles définies pour les communes inférieures à 5000 habitants. Seule la relation empirique définie par Hager et al. (1985) est utilisée pour les deux études comparatives réalisées, d une part car la valeur de référence du débit résiduel nocturne d eaux usées strictes qu elle fournit pour les communes inférieures à 5000 habitants n est pas surestimée par rapport aux autres valeurs de référence présentées dans la Figure.15 et d autre part car la valeur de référence qu elle fournit évolue proportionnellement et en continu en fonction du nombre d habitants contrairement aux autres valeurs de référence qui évoluent par paliers. Un exemple de décomposition d un hydrogramme de débit total journalier selon la méthode du minimum nocturne corrigé bis est présentée dans la Figure

134 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 7000 Décomposition d'un hydrogramme de debit total journalier par la méthode du débit nocturne corrigé "bis" Débit (m 3 /h) k = 0,5 ECP EU résiduelles EU Jour Figure.16: Décomposition par la méthode du débit nocturne corrigé bis de l hydrogramme de débit total journalier observé sur le point de mesure 1 du bassin versant de l Yzeron du 13/11/0 au 9/1/0. Le calcul de la fraction journalière d ECP est plus complexe car le débit nocturne minimum Q MIN est corrélé avec le débit total journalierq T. Afin de prendre en compte cette corrélation pour le calcul de l incertitude, la fraction journalière d ECP est définie comme suit : n' ( Q Q ) MIN NR F = Eq..6 ECP n = 70 QT i' i = 1. Le volume total d ECP est défini comme suit : V ECP(total) = 4j n i= 1 Q MIN i n nq NR Eq..63, soit la fraction totale correspondante : n n' Q nq MIN i NR i= 1 F = Eq..64 ECP(total) n n = 70 Q i= 1 i = 1 T i'i - Calcul de l incertitude associée à l estimation des ECP : L incertitude absolue journalier d ECP vaut : QECP associée à la valeur estimée Q ECP du débit moyen 110

135 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée ECP ( Q ) u( Q ) Q = u + Eq..65 MIN NR L incertitude absolue journalière d ECP vaut : F associée à la valeur calculée F ECP ECP de la fraction n' u + Q Q Q T i' MIN NR i = 1 ( Q ) + u( Q ) MIN NR n = 70 QT i' n = 70 i = 1 u n = 70 i = 1 ( Q ) u( Q ) T i' MIN ( Q Q ) MIN n = 70 i = 1 Q T i' NR = ECP n = 70 F Eq..66 Q i = 1 T i' L incertitude absolue d ECP vaut : V associée à la valeur calculée V du volume total ECP(total) ECP(total) n ( Q ) MIN i i= 1 V = 48j + + ECP(total) u n u ( Q ) NR Eq..67 L incertitude absolue totale d ECP vaut : F associée à la valeur calculée F de la fraction ECP(total) ECP(total) n' u Q Q nq T i'i MIN i NR = = = ( ) i 1 i 1 i 1 Q + n u( Q ) MIN NR n n = 70 QTi'i + i= 1 i = 1 n n = 70 u n n = 70 i= 1 n ( Q ) u( Q ) T i'i MIN i i= 1 n i = 1 n i= 1 Q i= 1 MIN i n n = 70 i = 1 nq Q T i' i NR = ECP(total) n n = 70 F Eq..68 Q i= 1 i = 1 T i'i 111

136 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée L incertitude type ( ) d eaux usées strictes vaut : u Q NR associée à la valeur estimée NR Q du débit nocturne résiduel u ( Q ) NR u(p) p 1 = 0,5 + log + Eq ln10 L incertitude type u( p) est, comme pour la méthode du débit de temps sec bis, calculée en considérant une incertitude relative p/p de 10% sur le nombre d habitants p recensé sur le bassin versant étudié, soit : 0,1 p u ( p) = Eq Avantages et inconvénients : Les propriétés de cette méthode sont identiques à celles de la méthode du débit nocturne minimum et de la méthode du débit nocturne corrigé. Cependant, elle présente un inconvénient supplémentaire qui est l utilisation d une relation empirique entre le nombre d habitants et le débit résiduel nocturne d eaux usées strictes dont la validité sur d autres bassins versants que ceux où elle a été établie peut être mise en question. De plus, le débit résiduel nocturne d eaux usées strictes résiduelles estimé est constant et donc ne prend pas en compte la variabilité journalière et saisonnière du débit journalier d eaux usées strictes (Figure.16) Méthodes des paramètres de forme des hydrogrammes - Principes du calcul : Selon Joannis (1994), les données de débit sont utilisées ici pour décrire la forme ou la géométrie de l hydrogramme journalier qui est généralement caractérisé par 4 valeurs de débit moyen horaire. La forme d un hydrogramme journalier peut être décrite par différents paramètres calculés à partir de ces 4 valeurs de débits : - le rapport du débit minimal sur le débit de pointe ; - le rapport du débit minimal sur le débit moyen journalier ; - le rapport du débit moyen nocturne sur le débit de pointe ; - le rapport du débit de pointe sur le débit moyen journalier ; - le rapport du débit nocturne sur le débit diurne ou rapport nycthéméral R N ; - le rapport du débit nocturne sur le débit journalier moyen ou fraction nocturne F N. 11

137 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Par un exemple très simple, on peut montrer l influence de la présence d ECP sur un hydrogramme journalier en utilisant comme paramètre de forme le rapport nychtéméral. Un réseau d assainissement exempt d ECP présente un hydrogramme journalier à son exutoire très contrasté (Figure.17) avec des débits beaucoup plus faibles en période nocturne qu en période diurne. La présence d ECP translate l hydrogramme vers le haut et atténue le contraste entre débit nocturne et débit diurne (Figure.18). Il apparaît clairement que la présence d ECP provoque une augmentation du rapport nycthéméral. Dans l exemple de la Figure.17 et de la Figure.18, on passe d un rapport nycthéméral de 0,37 défini pour un hydrogramme journalier à l exutoire d un réseau d assainissement exempt d ECP (période de basses eaux ou réseau en bon état structurel) à un rapport de 0,59 pour le même hydrogramme auquel on a rajouté un hydrogramme d ECP (période de hautes eaux) représenté en blanc. Débits horaires (m 3 /h) Débits horaires Hydrogramme simplifié Q nocturne = 0.37 Q diurne Heure (h) Figure.17: Définition d un coefficient de forme pour caractériser un hydrogramme journalier Eaux usées Eaux parasites Hydrogramme simplifié Débits horaires (m 3 /h) Q nocturne = 0.59 Q diurne Heures (h) Figure.18: Impact du débit d eaux parasites d infiltration sur le coefficient de forme. 113

138 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Le principe de la méthode des paramètres de forme repose sur le fait que l allure d un hydrogramme journalier peut être caractérisée par divers paramètres dont la valeur dépend de la quantité d ECP. La valeur de ce coefficient de forme est ensuite comparée à une valeur de référence qui caractérise l absence d ECP ou la période de nappe basse. La représentativité de cette méthode dépend donc du choix de la référence. Dans le cadre d une étude diagnostic de réseau s assainissement, deux paramètres de forme sont généralement utilisées : le rapport nycthéméral R N et la fraction nocturne F N. La définition de ces deux paramètres réside dans la notion de débit nocturne : il peut s agir d un débit minimal observé sur un pas de temps à définir ou d un débit moyen sur une plage horaire fixée à l avance. Le choix d une période nocturne et d une période diurne consiste à définir deux plages horaires dans lesquelles le débit moyen total est sensiblement différent. Ce contraste étant naturellement marqué par les activités humaines, on choisit couramment des périodes nocturnes du type H00-07H00 ou encore 00H00-06H00. L allure des hydrogrammes journaliers observés durant la campagne de mesure permet de choisir la période nocturne adéquate (Figure.19). La période nocturne correspond aux heures où le débit observe une certaine constance après une phase de décroissance et avant une phase de croissance prononcée. De manière générale, la durée de la période nocturne diminue avec l augmentation de la surface ou la diminution de la pente des bassins versants étudiés. Débit moyen horaire (m 3 /h) Hydrogrammes journaliers observés à l'exutoire du bassin versant d'ecully Période nocturne 0h00-06h h00 0h00 04h00 06h00 08h00 10h00 1h00 14h00 16h00 18h00 0h00 h00 Heure Figure.19: Détermination de la période nocturne en fonction de l allure des hydrogrammes journaliers. Exemple des hydrogrammes journaliers observés à l exutoire du bassin versant d Ecully en mars 003. La période nocturne étant choisie, le rapport nycthéméral et la fraction nocturne sont définis comme suit : Q N R N = Eq..71 et Q D Q N F = Eq..7 N Q T, avec : - Q N : débit moyen nocturne (m 3 /h) ; - Q D : débit moyen diurne (m 3 /h) ; - Q T : débit moyen journalier (m 3 /h). 114

139 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Par définition, les deux paramètres de forme réagissent différemment aux variations du choix des plages horaires. La fraction nocturne diminue avec la durée de la période nocturne, alors que le rapport nycthéméral réagit moins sensiblement car le choix d une période nocturne se répercute sur les deux termes du rapport. En pratique on ne calcule qu un seul des deux paramètres, car ils peuvent se déduire l un de l autre : R N FN( 4 = 4 H F H) N Eq..73 et F N = 4 RN 4 + Eq..74 [( R 1) H ] N avec H : durée de la période nocturne (h). Afin de déterminer le débit d ECP, il faut attribuer des valeurs de référence F N0 et R N0 aux paramètres de forme F N et R N qui caractérisent l allure d un hydrogramme journalier de débit total que l on observerait sur un réseau exempt d ECP équivalent au réseau étudié ou que l on observe sur le réseau étudié en période de nappe basse. La valeur de référence de la fraction nocturne F N0 correspond à un coefficient de débit résiduel nocturne d eaux usées analogue au coefficient k défini précédemment pour la méthode du débit nocturne corrigé. La mesure du débit en période de nappe haute permet de calculer les valeurs de F N et R N en fonction des hydrogrammes journaliers observés. A partir des valeurs de F N0 et F N ou de R N0 et R N, le débit moyen journalier d ECP peut être exprimé en fonction du débit moyen journalier d eaux usées strictes ou en fonction du débit moyen journalier total comme suit : et QECP N N N N0 Q EU 4 (R R ) F F = = Eq ( 1 R )( [ HR ) + 4 H ] 1 F N N N Q Q ECP T 4 ( R R ) F F N N0 N = ( 1 R )[ HR + 4 H ] 1 F N0 N N0 = Eq..76 N0 avec : - H : durée de la période nocturne (h) ; - Q EU : débit moyen journalier d eaux usées strictes (m 3 /h) ; - Q ECP : débit moyen journalier d eaux claires parasites (m 3 /h) ; - Q T : débit moyen journalier total (m 3 /h). A partir de l Equation.76 et de l Equation.7, le débit journalier d ECP exprimé en m 3 /jour est défini comme suit : Q ECP ( 4 F H ) Q F ( 4 H ) QN N0 D N0 = Eq F N0 soit la fraction journalière d ECP correspondante : 115

140 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée F ECP ( 4 F H ) Q F ( 4 H ) N N0 D N0 ( 1 F )( HQ + ( 4 H ) Q ) Q = Eq..78 N0 N D Le volume total d ECP est défini comme suit : V ECP(total) = j n i= 1 Q N i n ( 4 F H ) Q F ( 4 H ) N0 n( 1 F i= 1 N0 ) D i N0 Eq..79 soit la fraction totale d ECP correspondante : F ECP(total) = n i= 1 Q N i ( 4 F H ) F ( 4 H ) n n ( 1 F ) H Q + ( 4 H ) Q N0 N0 i= 1 N i N0 i= 1 n i= 1 Q D i D i Eq Calcul de l incertitude associée à l estimation des ECP : L incertitude absolue d ECP vaut : QECP associée à la valeur estimée Q ECP du débit journalier Q ECP = 1 F N0 u ( Q ) ( 4 F H ) + u( Q ) F ( 4 H ) + u N ( F ) N0 Q N N0 D N0 (4 H) Q (H 4) D ( 1 F ) N0 Eq..81 L incertitude absolue journalière d ECP vaut : F associée à la valeur estimée F ECP ECP de la fraction F ECP = u ( Q ) + u N D ( HQ + ( 4 H ) Q ) ( ) ( Q Q )( H 4) D N F N0 4Q N (1 H) ( 1 F N0 ( 1 F ) N0 D ( Q ) ( HQ + ( 4 H ) Q ) ) N + u D N ( HQ + ( 4 H ) Q ) D 4Q N (4 H) D Eq

141 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée d ECP vaut : L incertitude absolue V associée à la valeur estimée V du volume total ECP(total) ECP(total) V ECP n i= 1 u n ( Q ) ( 4 F H ) + u( Q ) F ( 4 H ) N i N0 i= 1 n n = Q (4 H) 1 F N i N 0 i 1 i 1 u( F ) = = + N0 (1 FN0 Q ) D i D i N0 (H 4) Eq..83 L incertitude absolue totale d ECP vaut : F associée à la valeur estimée F de la fraction ECP(total) ECP(total) F ECP(total) = n i= 1 + n i= 1 + u u ( Q ) u ( Q ) ( F ) N0 N i (1 F N D i H n i= 1 H 4(1 H) Q n i= 1 N i + ( 4 H ) 4(4 H) Q N i + n n Q Q D i i= 1 i= 1 (1 F n ) H Q + 0 N i i= 1 i= 1 ( 4 H ) N i N0 n ) Q n i= 1 D i i= 1 ( H 4) n ( 4 H ) QD i n Q i= 1 N i Q n i= 1 D i Q D i Eq..84 L incertitude type u ( Q N ) associée à la valeur estimée Q du débit moyen nocturne N calculée en fonction de l incertitude type associée aux valeurs de débit total instantané qui constituent la période nocturne de l hydrogramme journalier selon le principe présenté dans l annexe. L incertitude type u ( Q T ) associée à la valeur estimée Q du débit moyen total T journalier est calculée en fonction de l incertitude type associée aux valeurs de débit total instantané qui constituent l hydrogramme journalier. Compte tenu des valeurs de F N0 ou k proposées par l auteur, nous proposons d effectuer le calcul du débit d ECP en choisissant une valeur moyenne de F N0 égale à 0,75 avec une incertitude absolue égale à 0,15, soit : 117

142 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 0,15 ( ) = 0, 065 u F N = Eq Dans le cas où la valeur de FN 0 période de basses eaux, l incertitude type ( ) F N0 est déterminée en fonction de mesures réalisées en u associée à la valeur calculée de FN selon 0 l Equation.7 dépend de incertitudes types respectives associées au débit moyen nocturne u, comme suit : u ( ) et au débit moyen journalier en période de basses eaux ( ) Q N(be) Q T (be) u ( F ) ( Q ) u Q = Eq..86 ( Q ) N(be) N(be) + u N0 T (be) Q Q T T - Avantages et inconvénients : Les propriétés de cette méthode sont identiques à celles précisées pour la méthode du débit nocturne minimum et la méthode du débit nocturne corrigé. Le débit nocturne est souvent assimilé au débit d ECP, même si pour certaines méthodes, il est corrigé par un facteur choisi plus ou moins arbitrairement. Cela suppose donc que le débit d ECP est important dès lors que le débit nocturne l est aussi. Les coefficients de forme prennent en considération les débits diurnes pour le calcul du débit résiduel nocturne. Il faut aussi souligner que les coefficients de forme sont peu sensibles aux variations des débits d eaux usées strictes. Cependant il ne faut pas que ces variations affectent différemment l amont et l aval du bassin versant, car cela impliquerait un impact différent sur les débits nocturnes et diurnes. Cette hypothèse est vraisemblable pour les débits domestiques, par contre elle l est plus difficilement pour les rejets industriels, dont les sources ne sont pas réparties dans l espace de manière homogène. Le point faible de cette méthode est qu en l absence de mesures de débit en période basses eaux, elle repose sur le choix de valeurs de référence F N0 et R N0. Dans la littérature, on trouve des valeurs de référence définies pour certaines caractéristiques du réseau, à savoir sa longueur et sa pente qui sont les paramètres les plus influents sur le ressuyage du réseau. Renault (1983) propose pour la fraction nocturne standard les échelles de variations suivantes : - réseau long et/ou faible pente : F N0 = 0,5 à 0,40 ; - réseau court et/ou forte pente : F N0 = 0,15 à 0,5. Il n y pas de valeur de référence indiquée pour le rapport nycthéméral, mais une valeur comprise entre 0,15 et 0,5 est fréquemment utilisée. Compte tenu de la relation linéaire entre F N et R N, ces valeurs correspondent à des valeurs de F N0 comprises entre 0. et 0.3, ce qui correspond à des valeurs intermédiaires pour les deux types de réseaux décrits précédemment. 118

143 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée La méthode de calcul par les fractions nocturnes est en fait une méthode dérivée de la méthode du débit nocturne corrigé décrite par Renault (1983). La seule différence est que la fraction nocturne est calculée en utilisant le débit moyen nocturne observé pendant la période nocturne alors que la méthode du débit nocturne corrigé utilise la valeur du débit nocturne minimum observé. Les remarques effectuées pour le choix de la valeur de k dans le chapitre décrivant la méthode du débit nocturne corrigé sont aussi valables pour le choix des valeurs de F N0 et R N0. Dans le cas idéal, les valeurs de référence F N0 et R N0 sont déterminées par des mesures en période de nappe basse. On considère alors que le bassin versant étudié n est pas affecté par l infiltration d ECP. Si ce n est pas le cas, seules les infiltrations d eaux de nappes non permanentes liées aux battements des nappes superficielles sont estimées. Dans tous les cas une évaluation approximative des paramètres de forme de référence F N0 et R N0 entraîne une incertitude plus ou moins forte sur l estimation du débit d ECP. Débit (m 3 /h) Décomposition d'un hydrogramme de debit total journalier par la méthode des paramètres de forme F N0 = 0, Jour ECP EU Figure.0: Décomposition par la méthode des paramètres de forme de l hydrogramme de débit total journalier observé sur le point de mesure 1 du bassin versant de l Yzeron du 13/11/0 au 9/1/0. Lorsque la méthode des paramètres de forme est appliquée uniquement avec des données de débit acquises en période de nappe haute, elle se rapproche de la méthode du débit nocturne corrigé excepté que le calcul repose sur l observation du débit moyen nocturne et non du débit minimum nocturne. Selon la durée de la période nocturne, la valeur du débit moyen nocturne peut être sensiblement supérieure au débit minimum nocturne. Il en résulte donc une surestimation du débit d ECP. Ce phénomène est clairement observable sur la Figure.0 illustrant la décomposition du même hydrogramme de débit total journalier présenté pour la méthode du débit nocturne corrigé (Figure.14). Les débits journaliers d ECP sont sensiblement supérieurs et parfois tellement surestimés qu ils peuvent être supérieurs au débit total observé comme pour le jour 14. Cependant, cela est en partie dû à la présence d eaux pluviales dans le débit nocturne en raison de l importance des événements pluvieux antérieurs (60 mm) et peut-être au choix de la valeur de F N0. De plus, il faut évaluer les incertitudes afin d apprécier la représentativité du débit d ECP calculé. 119

144 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée.. Les méthodes chimiques ou par l étude de la dilution La présence d ECP dans les réseaux d assainissement provoque une diminution de la concentration des polluants dans les eaux usées en raison de la dilution des effluents. La mesure de la teneur en polluants dans les eaux usées peut permettre de reproduire le cycle journalier des apports d eaux usées strictes caractérisé généralement par deux périodes de pointe respectivement en début de soirée et de matinée. En effet, la teneur en polluants observe les mêmes variations que le débit total mesuré, ce qui est clairement identifiable sur la Figure.1 qui représente un hydrogramme journalier mesuré à l exutoire du bassin versant d Ecully ainsi que différents pollutogrammes (MES, DCO, N K et P t ). Variabilité horaire de la teneur en polluants dans les eaux usées en corrélation avec la variabilité du débit moyen horaire total ) Teneur en polluant (mg/l MES DCO brute NKjeldahl Ptotal Débit total 10h00 1h00 14h00 16h00 18h00 0h00 h00 00h00 0h00 04h00 06h00 08h Débit total (m 3 /h) Heure Figure.1: Hydrogramme journalier et pollutogrammes observés à l exutoire du bassin versant d Ecully (1/04/03). La diminution prononcée de la teneur en polluants dans le débit total traduit la diminution des rejets d eaux usées strictes durant la période nocturne, mais aussi la dilution des eaux usées strictes résiduelles par les ECP car la fraction d ECP est plus importante en période nocturne. Selon la méthode chimique utilisée, le débit d eaux usées strictes est évalué : - à l échelle journalière en considérant des valeurs de référence du rejets moyen journalier de polluants par habitant : méthode des données d Imhoff ; - en continu par l utilisation de capteurs spécifiques in situ ou par analyse sur des échantillons successifs d eaux usées : méthode suisse ; - à l échelle des périodes diurne et nocturne par comparaison du débit moyen total et des teneurs moyennes en polluants durant ces deux périodes respectives : méthode hybride ou méthode horizon. 10

145 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Les méthodes chimiques reposent les hypothèses que le débit d ECP et la teneur de certains polluants dans les eaux usées strictes restent constants au cours d une journée et que la pollution véhiculée par les ECP est négligeable. Le choix des polluants ou des espèces chimiques dépend des conditions suivantes : - procédure d analyse simple (en laboratoire ou en continu par des capteurs spécifiques) ; - absence de dégradation biologique dans les réseaux d assainissement ; - absent ou présent en quantité négligeable dans les eaux parasites et dans les eaux potables ; - flux journalier de polluant constant...1. Méthode des données d Imhoff - Principes du calcul : Les données d Imhoff (Renault, 1983) reposent sur une analyse statistique des rejets d eaux usées strictes qui permet de définir des valeurs moyennes de rejets journaliers par habitant telles que : 150 L/jour et 54 g/jour de DBO5. En comparant ces valeurs théoriques, dites aussi «ratio standard» ou «concentration standard», avec celles mesurées en réseau d assainissement, on peut en déduire le débit d ECP. total journalier les eaux usées : La charge journalière d un polluant QT et de la concentration moyenne journalière M polluant est déterminée par le produit du débit CT du polluant considéré dans M polluant = QT C T Eq..87, avec : - Q T : débit total journalier (m 3 /jour) ; - C T : concentration moyenne journalière (g/m 3 ) ; - M polluant : charge journalière du polluant (g/jour). Connaissant la valeur de référence M ref du rejet moyen journalier du polluant considéré par habitant, on déduit le nombre N d équivalent habitant correspondant : M polluant N = Eq..88 M ref Les valeurs de référence de la teneur en polluants dans une eau usée urbaine et du rejet moyen journalier par habitant utilisées généralement sont présentées dans le Tableau.. 11

146 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Paramètres analysés Ratio standard (g/jour/eh) Concentration standard pour EU (mg/l) DBO à 400 DCO à 800 Matières en suspension (MEST) à 500 Azote Kjeldahl (N-NTK) à 100 Phosphore total (P) 3 10 à 0 Tableau.: Ratios standards et concentrations standards pour une eau usée urbaine (Saunier Environnement, 003). L équivalent habitant correspond à un rejet journalier d eaux usées d environ 0,15 m 3 /jour, mais dans la réalité cette valeur est très variable et dépend des activités développées sur le bassin versant étudié. Nous proposons d utiliser la valeur Q ref de la consommation moyenne journalière d eau potable par habitant calculée en fonction de la consommation annuelle d eau potable et du nombre d habitants sur le bassin versant étudié. Cette valeur de référence Q ref permet d estimer Q EU le débit journalier d eaux usées strictes : Qref QT C T Q EU = Qref N = Eq..89 M ref La différence entre le débit total journalier mesuré Q T et le débit journalier d eaux usées strictes estimé Q EU donne une estimation de Q ECP, le débit journalier d ECP : Q ref CT Q = ECP QT 1 Eq..90 M ref En général, les données relatives aux polluants sont acquises par des analyses sur échantillons moyens journaliers d eaux usées prélevés quotidiennement ou hebdomadairement en entrée de station d épuration dans le cadre de l autosurveillance et par des analyses sur des échantillons moyens diurnes et nocturnes prélevés dans le cadre d une étude diagnostic. Dans ce dernier cas, il faut sommer la charge polluante nocturne et la charge polluante diurne pour appliquer la méthode des données d Imhoff. - Calcul de l incertitude associée à l estimation des ECP : L incertitude absolue d ECP vaut : QECP associée à la valeur estimée Q ECP du débit journalier 1

147 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée u ( Q ) ( M Q C T ) + u( Q ) ( Q C T ) + u( C T ) ( Q Q ) T ref Q ECP = Q + ( ) T Qref C Eq..91 T M ref u M ref M ref ref ref T T ref ( ref L incertitude type u Q ) est, par analogie à la méthode du débit de temps sec, calculée en considérant une incertitude relative Q ref /Q ref de 10 % sur la consommation journalière, soit : 0,1Q ref u ( Qref ) = Eq..9 L incertitude type u( C T ) est calculée en considérant une incertitude relative C T/ C T de 15 % associée à la valeur C T de la concentration moyenne journalière du polluant considéré qui est fournie par le laboratoire d analyses, soit : ( C T ) 0,15C T u = Eq..93 Il est difficile de prendre en compte l incertitude type u ( M ref ) associée à la valeur de référence du rejet journalier par habitant du polluant considéré. En effet, aucune valeur de l incertitude absolue associée à ces valeurs de référence n est précisée. L incertitude type u( M ref ) n est donc pas prise en compte dans le calcul de l incertitude absolue QECP associée à la valeur estimée Q ECP du débit journalier d ECP, soit : Q = u( Q ) ( M Q C ) ( ) ( ) ( ) ( ) ECP T ref ref T + u Q Q C ref T T + u CT Q Q Eq..94 T ref M ref Cependant, il sera intéressant de comparer l ordre de grandeur de l incertitude sur le débit journalier d ECP et l écart entre des débits journaliers d ECP estimés en faisant varier la valeur de référence du rejet journalier par habitant du polluant considéré afin d apprécier l influence de ce paramètre sur l estimation du débit d ECP et sa représentativité par rapport à l incertitude de calcul. - Avantages et inconvénients : La méthode des données d Imhoff est très simple à appliquer. Cependant les résultats obtenus sont très approximatifs. En effet le choix de valeurs de référence fixes pour les rejets moyens journaliers par habitant ne prend pas en compte la variabilité du débit journalier 13

148 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée d eaux usées strictes. De plus, en admettant que ces valeurs correspondent bien aux rejets effectués dans le réseau d assainissement, la décantation et la dégradation de la pollution organique qui s effectue dans les collecteurs en fonction du débit et du temps de séjour des eaux usées a pour effet de diminuer le flux polluant à l exutoire. Le nombre d équivalent habitant évalué est alors sous-estimé. La conséquence est une minoration du débit d eaux usées strictes et une majoration du débit d ECP, soit une surestimation de la dilution des effluents. L inconvénient de cette méthode réside dans l hypothèse que les ECP ont une teneur en polluants négligeable. En effet, les eaux souterraines susceptibles de s infiltrer pourraient présenter une teneur en polluants non négligeable en raison de l exfiltration d eaux usées et des diverses sources de recharges des aquifères urbains. Lorsque l on compare les débits d ECP estimés par la méthode d Imhoff à partir des mesures de divers polluants (DBO et DCO) acquises sur les 13 points de prélèvement du bassin versant de l Yzeron, on observe que la valeur estimée du débit d ECP dépend du polluant considéré (Figure.) Comparaison des débits d'ecp estimés selon la méthode d'imhoff en fonction de différents polluants Débit journalier d'ecp (m 3 /jour) DBO DCO Points de mesure Figure.: Débit d ECP estimé par la méthode d Imhoff lors du bilan 4 heures réalisés sur les 13 points de mesure de l étude diagnostic du bassin de l Yzeron (04/1 au 07/1/0). Effet du choix du polluant utilisé sur l estimation du débit journalier d ECP. La valeur estimée du débit d ECP par mesure de la DBO est toujours supérieure à celle estimée par mesure de la DCO. Cela peut s expliquer par le fait que la DCO des eaux souterraines n est pas négligeable ou alors par le fait qu il y a biodégradation de la DBO le long du réseau. L évolution de l écart entre les deux courbes permet d opter pour la deuxième explication. En effet, les 13 points de mesure définissent des bassins versants de surface et de pente variables, paramètres contrôlant le temps de séjour des eaux usées dans le réseau et donc partiellement la biodégradation de la pollution organique. A priori, la biodégradation de la pollution organique doit être plus importante pour des effluents qui transitent sur des bassins versant de surface importante avec un réseau d assainissement de pente moyenne faible. La Figure.3 montre que l écart entre le débit d ECP estimé par mesure de la DBO et celui estimé par mesure de la DCO semble augmenter linéairement avec le rapport surface du bassin versant/pente moyenne du réseau. Cette observation n est peut-être qu une tendance, des expérimentations complémentaires sont nécessaires pour apprécier plus rigoureusement ce 14

149 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée phénomène, notamment la mesure de polluants dans les eaux souterraines susceptibles de s infiltrer dans le réseau d assainissement. Ecart entre les débits d'ecp estimés respectivement par mesurage de la DBO et de la DCO en fonction du rapport surface/pente 5000 Ecart de QECP (m 3 /jour) y = 0,036x R = 0, Surface/pente (ha/m/m) Figure.3: Variabilité en fonction du rapport surface/pente de l écart entre les valeurs estimées du débit d'ecp selon la méthode d Imhoff sur 13 points de mesure du bassin versant de l Yzeron par mesure de la DBO et de la DCO. Dans le cadre de l étude comparative des méthodes d estimation des ECP réalisée sur le bassin versant de l Yzeron, les deux valeurs estimées du débit d ECP, fournit par la méthode d Imhoff fournit en un même point de mesure à partir respectivement des données de DBO et de DCO, sont utilisées pour calculée une valeur moyenne du débit journalier d ECP.... Méthode suisse - Principes du calcul : Selon Hager et al., 1985, l estimation du débit d ECP repose sur une analyse couplée des hydrogrammes et pollutogrammes obtenus par la mesure en continu des paramètres suivants : - le débit journalier de temps sec Q T (m 3 /h) ; - la concentration en polluant : C T : (g/l). L analyse de ces séries de données permet de déterminer les différentes variables qui sont utilisées pour le calcul du débit d ECP : - le débit total moyen journalier en temps sec : Q T, m (m 3 /h) ; 15

150 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée - le débit total minimum journalier en temp sec : Q T, min (m 3 /h) ; - la concentration moyenne journalière en polluant : C T, m (g/l) ; - la concentration minimum journalière en polluant : C T, min (g/l) ; - le flux de polluant ou le débit massique : S (kg/h). Les minimums sont observés en période nocturne. La quantification des ECP repose sur les deux relations suivantes : Q ECP = Q Q Eq..95 T EU S C = Eq..96 Q, l Equation.96 est valable pour le débit d eaux usées strictesqeu et le débit totalq T. La valeur Q ECP du débit d ECP est inconnue et la concentration C EU des polluants dans les eaux usées strictes est calculée selon une procédure itérative dont le principe est le suivant : - première itération (indice 1) : d après l Equation.96 et en posant l hypothèse que la concentration en polluants dans les eaux usées strictes est constante (C EU, min ~ C EU, m ), on calcule : C Q Q Eq..97 T, min EU, min, 1 T, min CT,m Selon l Equation.95, on écrit : Q ECP, C 1 1 Eq..98 ( ) = T, min Q T QEU, 1 Q min T, min C = T,m En appliquant l Equation.96 pour la concentration moyenne journalière en polluants dans les eaux usées, on obtient : C EU, 1 S S kg/h = = 3 QEU,m, 1 QT,m QECP, 1 m /h Eq

151 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée et C S, 1 = Q T,m -Q S T, min C 1- C T, min T,m ( g/l ) Eq..100 Conformément à l Equation.96, la masse de polluant est définie comme suit : d où : S = C Q = C Q Eq..101 EU EU C T,min Q T,min T,min Q EU = T,min Eq..10 CEU - Deuxième itération (indice ) : d après l Equation.101 et en posant toujours l hypothèse que la concentration en polluants dans les eaux usées strictes est constante (C EU, min ~ C EU, m et C EU, 1 ~ C EU, ), on calcule : Q EU, Q = T, minct, min C T, min QT,m QT, min 1 Eq..103 S CT,m Selon l Equation.95, on écrit: d où : Q Q ( QT Q ) min = Eq..104 ECP, EU, C = T, min C T, QT, min QT,m QT, min S CT,m min ECP, 1 1 Eq..105 La définition des paramètres ci-dessous simplifie l Equation.105 : Q ECP f = Q Eq..106 et T, m c C T, min = Eq..107 C T,m Q T,m m = Eq..108 et Q T,min C.Q s T, min T, = min Eq..109 S 17

152 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée on obtient alors l expression simplifiée de la fraction d ECP : f Q = Q T = [ 1 s( m 1 c) ] ECP + m Eq Avantages et inconvénients : La méthode suisse développée par Hager et al. (1985) n utilise pas de valeur de référence du rejet journalier moyen de polluants par habitant, une enquête pour le recensement des habitants n est donc pas nécessaire. Cependant, le protocole expérimental reste très lourd puisque la mesure en continu de polluants est nécessaire. Une solution possible consiste à effectuer des prélèvements toutes les 15 minutes pendant 4 heures, un échantillon moyen horaire étant constitué à partir de 4 échantillons. Tous les prélèvements recueillis pendant la période nocturne et un échantillon moyen journalier reconstitué proportionnellement aux débits mesurés sont analysés. Les auteurs préconisent des conditions favorables pour l utilisation de cette méthode et donnent quelques conseils pratiques : - période préférentielle : soit avril-octobre en excluant les jours de vacances, soit en hiver si ce dernier est sec. - choix des jours : le samedi et le dimanche ; - choix des nuits : samedi à dimanche et de dimanche à lundi ; - bien différencier les bassins versants ; - vérifier l absence d apports industriels, L estimation des ECP par la mesure de polluants doit être appliquée avec précaution dans les zones qui présentent des activités industrielles générant des rejets d effluents très chargés. Dans ce cas, les auteurs préconisent de réaliser les campagnes de mesure en fin de semaine ou pendant les jours de fermeture annuelle. En raison du protocole expérimental qui nécessite des mesures en continu des polluants ou de nombreux prélèvements, cette méthode est difficilement applicable dans le cadre d une étude diagnostic de réseau d assainissement, ainsi que pour l estimation des ECP sur le long terme. Pour ces raisons, la méthode chimique développée par Hager et al. (1985) n est pas utilisée lors nos études comparatives...3. Méthode Horizon ou méthode hybride Cette méthode a été utilisée au cours d une étude diagnostic réalisée par le bureau d étude Horizon (199) sur le bassin versant de Pierre-Bénite (Grand Lyon). La méthode Horizon est intéressante car le rapport nycthéméral déterminé classiquement à partir de 18

153 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée mesures de débit est aussi calculé à partir de mesures de polluants. Des échantillons moyens diurnes et nocturnes sont constitués pour la mesure de polluants, généralement DCO et DBO. - Principes du calcul : Dans un premier temps, on utilise les débits moyens horaires diurne Q pour calculer un rapport nycthéméral Y : N Q et nocturne D Q N Y = Eq..111 Q D avec : -Q : débit moyen nocturne (m 3 /h) ; N -Q : débit moyen diurne (m 3 /h). D En posant l hypothèse que la teneur en polluants est négligeable dans les ECP, le rapport entre la concentration moyenne nocturne en polluants C N et la concentration moyenne diurne en polluants C D permet d estimer le rapport entre le débit moyen nocturne d eaux usées strictes Q EU ( N ) et le débit moyen diurne Q EU ( D) d eaux usées strictes, appelé rapport nycthéméral X : Q C X = EU ( N ) N = Eq..11 QEU ( D) C D avec : - Q EU ( N ) : débit moyen nocturne d eaux usées strictes (m 3 /h) ; Q - EU ( D) : débit moyen diurne d eaux usées strictes (m 3 /h). Le débit journalier total d eaux usées Q T est constitué par le débit diurne d eaux usées strictes Q EU(D), le débit nocturne d eaux usées strictes Q EU(N) et le débit journalier d ECP Q ECP. De plus, le débit moyen nocturneq N et le débit moyen diurne Q correspondent chacun à la D somme d un débit moyen d eaux usées strictes QEU et d un débit moyen d ECP QECP définis sur leurs plages horaires respectives, soit : QT = QEU(D) + QEU(N ) + QECP (m 3 /j) Eq..113 avec : - Q T : débit total journalier mesuré (m 3 /j) ; - Q ECP : débit journalier d eaux parasites (m 3 /j) ; - Q EU(N) : débit nocturne d eaux usées strictes (m 3 /j) ; - Q EU(D) : débit diurne d eaux usées strictes (m 3 /j). 19

154 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Q = Q + Q (m 3 /h) Eq..114 N EU(N) ECP Q = Q + Q (m 3 /h) Eq..115 D EU(N) ECP En combinant ces trois équations et les rapports nycthéméraux X et Y définis précédemment, la valeur estimée Q ECP du débit moyen d ECP exprimé en m 3 /h peut être calculée selon les expressions suivantes : Q ECP 4 Q ( Y X ) T ( Y XY ) + ( 4 - H )( 1- X ) = Eq..116 H, avec : - H : durée de la plage horaire nocturne (h) ; Q : débit moyen journalier total (m 3 /h). - T Q ECP ( Y X ) QN = Eq..117 Y XY Q ECP ( Y X ) QD = Eq X Le calcul de l incertitude associée à la valeur estimée du débit moyen journalier d ECP est plus aisé lorsque l on utilise l Equation.117 ou l Equation.118. Toutefois, il faut considérer la corrélation entre le débit moyen nocturne Q ou le débit moyen diurne Q et le N D rapport nycthéméral Y selon l Equation.111. Afin de prendre en compte cette corrélation dans le calcul d incertitude, il est nécessaire de réécrire l Equation.118 en faisant apparaître toutes les variables qui interviennent dans le calcul : Q ECP ( Q X Q ) 4 N D = Eq X soit la fraction journalière d ECP correspondante : F ECP 4( Q X Q ) N D ( HQ + 4 H Q ) = Eq..10 ( 1 X ) ( ) N D 130

155 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée - Calcul de l incertitude associée à l estimation des ECP : L incertitude absolue d ECP vaut : Q associée à la valeur calculée Q du débit journalier ECP ECP Q ECP 48 1 X ( Q ) + u( Q ) X + u( X ) Q Q 1 X N D = u Eq..11 N D L incertitude absolue journalière d ECP vaut : F associée à la valeur calculée F ECP ECP de la fraction F ECP ( Q ) ( Q ) ( HQ + ( 4 H ) Q ) N 4Q (4 XH H) 4Q (H - XH - 4) D N u + + u N D HQ ( 4 H ) Q HQ ( 4 H ) Q + N D + N D 4( Q Q ) N D u( X ) + 1 F N0 = Eq..1 (1 X) D L incertitude type u ( X ) associée à la valeur calculée X du rapport nycthéméral vaut : u C N = Eq..13 C D C D 1 ( X ) u( C N ) + u( C D ) Les incertitudes types u( C D ) et u( C N ) sont calculées en considérant pour toutes deux une incertitude relative de 15 % associée aux valeurs des concentrations moyennes diurne et nocturne du polluant considéré dans les eaux usées prélevées qui sont fournies par le laboratoire d analyses, soit: et ( C D ) 0,15C D u = Eq..14 ( C N ) 0,15C N u = Eq

156 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée - Avantages et inconvénients : Les propriétés de la méthode Horizon sont voisines de celles de la méthode chimique développée par Hager et al. (1985), l avantage principal étant de ne pas utiliser de valeur de référence du rejet journalier par habitant. Cependant, l application de la méthode Horizon ne nécessite pas un protocole d échantillonnage complexe puisque seuls deux échantillons moyens prélevés respectivement sur une période diurne et une période nocturne choisies soigneusement sont nécessaires. A l instar de la méthode de Hager et al. (1985), la méthode Horizon présente un inconvénient lié à l hypothèse que la teneur en polluant est négligeable dans les ECP. Lorsque l on compare les débits d ECP estimés selon la méthode Horizon par la mesure de divers polluants (DBO DCO, NH 4 ) sur les 13 points de prélèvement du bassin versant de l Yzeron, on observe que la valeur estimée du débit d ECP dépend du polluant considéré (Figure.4). La valeur anormale observée pour le point 9 peut être expliquée par un rejet nocturne très chargé ou par un problème lors de l analyse car la DBO mesurée dans l échantillon moyen nocturne est supérieure à celle mesurée dans l échantillon moyen diurne. Débit journalier d'ecp (m 3 /jour) DBO DCO NH Evénements Figure.4: Débit d ECP estimé par la méthode Horizon lors du bilan 4 heures réalisé sur les 13 points de mesure de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron (04/1 au 07/1/0). Effet du choix du polluant utilisé sur la valeur estimée du débit journalier d ECP. Contrairement aux débits d ECP estimés par la méthode d Imhoff, on n observe pas une surestimation systématique du débit d ECP selon le polluant utilisé. Il se peut que le phénomène observé pour la méthode d Imhoff soit uniquement lié à l utilisation d une valeur de référence pour le rejet moyen journalier de DBO et de DCO par habitant. Cependant, on observe aussi que pour plus de la moitié des points de mesure, l utilisation de la DBO fournit un débit d ECP plus important. L influence de la biodégradation de la pollution organique le long du réseau qui entraîne une diminution de la DBO et une surestimation des ECP opère également lorsque que l on utilise la méthode Horizon. Il est important par contre de souligner que l application de la méthode Horizon avec le mesurage de la teneur en ammonium NH 4 tend à sous-estimer le débit d ECP par rapport à l utilisation de la DCO. Le débit d eaux usées strictes est donc surestimé. Ceci peut s expliquer par la minéralisation de la matière organique dans les réseaux d assainissement en fonction des conditions de ph et d oxygène dissous. 13

157 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée.3. Analyse synthétique des méthodes traditionnelles d estimation des ECP Les différentes méthodes présentées dans ce chapitre reposent sur la soustraction d un débit estimé d eaux usées strictes au débit total de temps sec, à l exception de la méthode du minimum nocturne. Le débit d eaux usées strictes ou domestiques est apprécié soit à partir des relevés de consommation d eau potable, soit à partir de données de débit en nappe basse, soit en fonction du nombre d habitants connectés au réseau, soit à partir de mesures de polluants, soit en fonction des caractéristiques du réseau étudié. Les hypothèses de calcul sont plus ou moins différentes et plus ou moins approximatives en raison de la non prise en compte de la variabilité des apports d eaux usées strictes, de l extrapolation des débits d ECP et de l utilisation de valeurs de référence définies empiriquement en fonction des caractéristiques du réseau d assainissement étudié. Les apports d eaux claires parasites ont plusieurs origines ou composantes qui présentent une forte variabilité temporelle. Selon les méthodes d estimation et leurs hypothèses respectives, on ne quantifie pas les mêmes composantes. Certaines méthodes sont plus spécifiques à une source d apport, principalement les ECP liées aux infiltrations de nappe alors que d autres caractérisent des apports permanents et constants ou des apports non pollués, c est à dire des ECP au sens large. De plus, l estimation des ECP est faite à des échelles de temps différentes, de l échelle journalière à l échelle de la chronique étudiée. Les propriétés des différentes méthodes traditionnelles d estimation d ECP sont synthétisées dans le Tableau.3 et le Tableau.4. Il existe des similitudes fortes entre certaines méthodes, comme les méthodes débitmétriques D6, D7, D9 et D11 qui en théorie sont équivalentes pour l estimation des infiltrations d ECP non permanentes, mais qui dans la pratique se différencient par leur sensibilité aux variations du débit d eaux usées domestiques. Elles présentent néanmoins toutes un caractère arbitraire lié au choix d un coefficient et/ou d une période de référence (période nocturne ou période de basse eaux). En première approche, les méthodes du débit nocturne corrigé D9 et des paramètres de forme D11 semblent être les mieux adaptées pour la quantification de l infiltration d eaux souterraines. Méthodes chimiques Méthode Données Hypothèses Type d ECP Echelle Avantages Inconvénients C1 Données d Imhoff (Renault, 1983) Débit total journalier Pluviométrie Nombre d habitant Mesure journalière de polluants : DCO, DBO, etc. Préconisation de valeur moyenne de rejets par habitants Toutes ECP confondues Journalière Très simple à appliquer Approximation liée au choix des valeurs standard Sensible aux effluents industriels C Méthode suisse (Hager et al., 1985) Débit total horaire Mesure de polluants en continu ; DCO, NH 4, etc. La teneur des polluants dans les EU strictes reste constante au cours d une journée Toutes ECP confondues Journalière Prise en compte de la dilution et du débit minimum Vraisemblance des hypothèses posées. Suivi de polluants en quasi-continu C3 Hybride (Horizon, 199) Débit total horaire Données de DCO et DBO diurnes et nocturnes La teneur en polluants est négligeable dans les ECP Toutes ECP confondues Journalière Prise en compte de la dilution et du rapport nycthéméral Vraisemblance des hypothèses posées. Tableau.3: Synthèse des caractéristiques des différentes méthodes chimiques pour l estimation des ECP. 133

158 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Méthodes débitmétriques Méthode Données Hypothèses Type d ECP Echelle Avantages Inconvénients D1 D1 bis Débit de temps sec Débit total journalier Pluviométrie Eau potable (nombre d habitants) Débit constant d EU strictes. Extrapolation du débit de temps sec en périodes pluvieuses ECPI d eaux souterraines Journalière Simple à appliquer Choix arbitraire des jours de temps sec D Density average (Dlauhy, 001) Débit total journalier Eau potable (nombre d habitants) Débit constant d EU strictes ECPI d eaux souterraines Chronique - Choix des classes Saisonnalité des ECP non étudiées D3 Annen & Muller (Annen, 1980) Débit total journalier Eau potable (nombre d habitants) Débit constant d EU strictes ECPI d eaux souterraines Chronique Simple à appliquer Définition approximative des jours de temps sec D4 Triangle (Weiss et al., 001) Débit total journalier Pluviométrie Eau potable (nombre d habitants) Débit constant d EU strictes ECPI d eaux souterraines et de drainage rapide des eaux pluviales Chronique Simple à appliquer Visualisation graphique Définition graphique très approximative des ECP. Débit d EU strictes constant D5 Minimum mobile (Weiss et al., 001) Débit total journalier Pluviométrie Eau potable (nombre d habitants) Débit constant d EU strictes ECPI d eaux souterraines Journalière et chronique Pas d influence de l utilisateur Etude de la saisonnalité des ECP Un lag time court prend en compte le drainage rapide, mais rend difficile l isolation des jours de temps sec D6 D7 Différence des débits journaliers (Joannis, 1994) Différence des débits nocturnes (Joannis, 1994) Débit journalier d EU en HE et BE Pluviométrie Piézométrie. Débit total nocturne en HE et BE Pluviométrie Piézométrie. Pas d influence saisonnière sur le débit d EU strictes par temps sec Pas d influence saisonnière sur le débit de temps sec ECPI d eaux souterraines liées aux battements des nappes ECPI d eaux souterraines liées aux battements des nappes Journalière Journalière Simple à appliquer Plus de précision qu avec les débits journaliers Choix de la période de référence. Pas de prise en compte de la saisonnalité du débit d EU strictes Apports permanents non identifiés D8 Débit nocturne minimum (Renault, 1983) Débit total horaire d EU Pluviométrie. Débit nocturne minimum égal au débit d ECP ECP permanente Journalière Simple à appliquer Sensible au ressuyage du réseau D9 Débit nocturne corrigé (Renault, 1983) Débit horaire en HE Longueur ou pente moyenne du réseau Pluviométrie Piézométrie. Le débit nocturne comprend une part d eaux usées résiduelles ECP permanente Journalière Prise en compte de la présence d un débit d EU strictes résiduelles Utilisation de valeur de référence pour caractériser le ressuyage D10 Débit nocturne minimum Suisse (Hager et al., 1985) Débit total horaire Pluviométrie Nombre d habitants. Débit d EU strictes théorique ou résiduel estimé empiriquement par habitant Toutes ECP confondues Journalière Simple à appliquer Calcul empirique d un débit constant d EU strictes D11 Paramètres de forme (Joannis, 1994) Débit total horaire en HE (et en BE) Longueur ou pente moyenne du réseau Pluviométrie Piézométrie. Le débit nocturne comprend une part d EU strictes résiduelles ECPI d eaux souterraines liées aux battements des nappes Journalière Peu sensible aux variations du débit d EU strictes Utilisation de valeur de référence si on dispose que de données en HE. Tableau.4: Synthèse des caractéristiques différentes méthodes débitmétriques pour l estimation des ECP. 134

159 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée En conclusion, il existe de nombreuses méthodes pour estimer les ECP, mais aucune n est parfaite et ne peut être généralisée pour tous les contextes. Toutefois, on peut utiliser simultanément certaines de ces méthodes sur un même site en fonction de la diversité et de la nature des données disponibles. L intérêt d appliquer simultanément plusieurs méthodes est que les différentes estimations obtenues permettent de mieux apprécier l ordre de grandeur des volumes d ECP. De plus, cela permet de réaliser des études comparatives qui apportent beaucoup d informations sur les conditions d emploi et de validité des méthodes. Les deux études comparatives réalisées sur le bassin versant de l Yzeron et sur le bassin versant d Ecully sont présentées dans le chapitre

160 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 3. Mesurage des eaux claires parasites par traçage naturel des isotopes stables de la molécule d eau : la méthode du δ 18 O. La synthèse bibliographique des méthodes d estimation des ECP réalisée dans la partie 1 montre qu il résulte une incertitude aussi bien sur l origine des ECP quantifiées que sur la validité de la valeur estimée. Les méthodes de traçage développées dans le cadre du programme de recherche européen APUSS présentent deux avantages majeurs : - identification et quantification des différentes composantes du débit d eaux usées ; - obtention de l incertitude sur les débits d ECP. La méthode de mesure de l infiltration d ECP par traçage naturel des isotopes stables de la molécule d eau est développée et testée dans le cadre de cette thèse par analogie à la méthode de décomposition des hydrogrammes de crue qui repose sur l étude des variations de teneur en 18 O ou δ 18 O dans l écoulement, dont le principe général est présenté par la suite dans le chapitre L utilisation ce cette méthode a été proposée initialement par Gujer (EAWAG, Suisse) lors de la création du projet APUSS et sous sa direction Kracht (003) a produit un protocole expérimental provisoire. La faisabilité de la «méthode du δ 18 O» a été testée sur le Grand Lyon grâce à des campagnes de mesure réalisées de mars 00 à mars 003, ainsi qu à Nantes en janvier 003. Les résultats prometteurs de ces expérimentations préliminaires ont conduit à l utilisation de la méthode du δ 18 O lors de l étude diagnostic du réseau d assainissement du bassin versant de l Yzeron, ce qui a permis de réaliser une étude comparative avec les méthodes traditionnelles. La méthode du δ 18 O a également été appliquée sur le bassin versant d Ecully avec pour objectif l évaluation et la prise en compte des incertitudes. Le principe de la méthode du δ 18 O, les résultats obtenus et les conclusions qui permettent de définir les conditions d emploi et de validité de cette nouvelle méthode sont présentés dans ce chapitre Principe de la méthode du δ 18 O et application à la mesure de l infiltration Définition du δ 18 O Isotope Abondance relative en % Nature 1 H 99,98 stable Hydrogène H 0,0 stable 3 H à 10-9 radioactif (T 1/ = 1.43 ans) 16 O 99,76 stable Oxygène 17 O 0,04 stable 18 O 0, stable Tableau.5: Abondance relative moyenne et naturelle des isotopes de la molécule d'eau (Rocchiccioli-Deltcheff, 1971). La molécule d'eau est constituée de deux éléments, l oxygène et l hydrogène qui possèdent chacun trois isotopes stables ou radioactifs. L'abondance relative d'un isotope 136

161 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée dépend de plusieurs facteurs dont le lieu de précipitation de la pluie (altitude, latitude, distance à l'océan), le cycle d'évaporation/condensation et les échanges avec les minéraux (Rocchiccioli-Deltcheff, 1971 ; Letolle, Mariotti et Bariac, 1991). L abondance relative moyenne et naturelle des isotopes de la molécule d'eau est présentée dans le Tableau.5. Dans l eau, l'abondance relative des isotopes stables lourds H et 18 O est exprimée par rapport à celle existant dans l'étalon international V-SMOW (Vienna Standard Mean Oceanic Water) qui représente la composition isotopique moyenne des océans (Epstein et Mayeda, 1953). Les rapports isotopiques H/ 1 H et 18 O/ 16 O sont représentés par la variation delta (δ) exprimée en, qui, pour le cas de l oxygène, est définie comme suit : ( O/ O) ( échantillon ( δ O) = échantillon ( O/ O) 18 O/ standard 16 O) standard * 1000 Eq..16 Par définition, δ 18 O (V-SMOW) = Principe de la mesure du δ 18 O La mesure du δ 18 O est réalisée par spectrométrie de masse à source gazeuse après préparation des échantillons d eau selon la technique d'équilibration avec CO (Epstein et Mayeda, 1953). Le principe de la préparation consiste en la mise en présence dans une enceinte thermostatée de l eau à analyser avec un gaz carbonique de référence. Après équilibration, la composition isotopique de ce gaz est modifiée, et le résultat de son analyse permet ensuite de remonter à la composition isotopique de l eau. Il est primordial lors de l échantillonnage et du stockage de l eau d éviter le contact avec d autres substances oxygénées et en particulier l air. La préparation proprement dire se déroule en trois phases : - le dégazage de l échantillon d eau par congélation et décongélation successives, puis mise en contact de l échantillon d eau avec du CO de référence ; - l équilibration ou échange isotopique entre H O et CO ; - l extraction du CO pour l analyser au spectromètre de masse. Les analyses réalisées dans le cadre des différentes campagnes de mesure de cette thèse ont été effectuées par le Laboratoire d Hydrogéologie de l Université d Avignon et le service analyse du BRGM à Orléans. L incertitude absolue sur un résultat de mesure de δ 18 O est de l ordre de 0, Application à la mesure de l infiltration La quantification de l infiltration d ECP par traçage des isotopes de l oxygène consiste à faire une analogie avec la méthode de décomposition des hydrogrammes de crue développée en hydrogéologie qui permet de distinguer dans le débit de crue d un cours d eau, les 137

162 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée proportions respectives du débit de temps sec dit aussi débit de base lié à la vidange des aquifères et du débit lié au ruissellement des eaux pluviales sur le bassin versant étudié. Cette méthode ne peut être utilisée que si la composition isotopique de l oxygène ou de l hydrogène des précipitations est différente de celle des eaux souterraines. Une eau de pluie dont la composition isotopique se distingue suffisamment de la composition isotopique moyenne des eaux souterraines est considérée comme un apport de traceur sur le bassin versant. Grâce à ce marquage naturel, la contribution de l eau de pluie au débit total à l exutoire peut être estimée. Le principe du calcul est basé sur une équation de mélange (Equation.19) dont le principe est le suivant. En période d étiage le débit d une rivière Q est uniquement due au débit de vidange des aquifères du bassin q s soit : Q = q s Eq..17 La composition isotopique δ de la rivière correspond alors à la composition isotopique δ s de l écoulement souterrain. En période de crue, l écoulement total Q provient de la superposition de l écoulement souterrain q s et du ruissellement total q r. Le ruissellement retardé est inclus dans l une ou l autre des composantes. On a alors : Q = qs + Eq..18 q r Chaque composante a sa composition isotopique qui reste plus ou moins constante pendant la crue, δ s pour la composante souterraine et δ r pour le ruissellement. On écrit alors l équation de mélange : Qδ = qsδ + δ Eq..19 s q r r En combinant les Equations.18 et.19, on obtient : q s (δ δr ) = Q Eq..130 (δ δ ) r s et q r (δ δs ) = Q Eq..131 (δ δ ) r s L analogie consiste à poser que l hypothèse que le cours d eau est le réseau d assainissement, le débit de ruissellement est la composante du débit d eaux usées qui a pour origine l eau potable dont la majeure partie est constituée par les eaux usées strictes, et le débit souterrain est la composante du débit d eaux usées qui a pour origine les eaux souterraines dont une partie est constituée par les infiltrations d ECP. Selon ce principe, il semble possible d apprécier l origine des eaux usées de temps sec dans les réseaux d assainissement et de quantifier le débit d eaux usées domestiques et en particulier la composante qui nous intéresse le débit d infiltration d ECP. De plus, l incertitude absolue qui 138

163 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée lui est associée est facilement calculable connaissant l incertitude de mesure sur la teneur isotope δ et le débit Q. L inconvénient majeur est que les composantes du débit d eaux usées de temps sec peuvent avoir la même origine et donc la même teneur en traceur. Selon les contextes, l eau potable et les eaux souterraines susceptibles d infiltrer le réseau d assainissement peuvent provenir d un même aquifère. La distinction des différentes composantes du débit de temps sec et leur quantification est alors très compromise. Des expérimentations préliminaires sont donc nécessaires. La méthode de décomposition des hydrogrammes de crue par traçage des isotopes stables de la molécule d eau est peu appliquée en hydrologie urbaine. Une étude réalisée aux Etats-Unis montre que l analyse de la composition isotopique de l hydrogène de la molécule d eau permet par temps de pluie de distinguer dans un cours d eau les apports liés aux fuites d un réseaux d eau pluviales de toutes les autres composantes que sont le débit de base, le débit par ruissellement superficiel et le débit par ruissellement retardé (Sidle et Lee, 1999). Si l eau potable et les eaux souterraines n ont pas la même origine, les différences de compositions isotopiques peuvent permettre d utiliser la méthode de décomposition des hydrogrammes de crues pour la mesure de l infiltration d eaux souterraines dans les réseaux d assainissement. Par temps sec, on admet alors que le mélange du débit d eaux usées strictes Q EU (effluents domestiques et industriels) dont l origine est la consommation d eau potable et le débit d eaux claires parasites Q INF dont l origine est l infiltration d eaux souterraines constitue le débit total d eaux usées Q T : Q = Q + Q Eq..13 T EU INF A l échelle d un sous-bassin versant et par temps sec, on fait l hypothèse que les ECP proviennent uniquement de l infiltration d eaux souterraines. La valeur δ INF du δ 18 O mesurée dans un échantillon d eaux souterraines sert de valeur de référence pour la composante ECP. La valeur δ EU du δ 18 O mesurée dans un échantillon d eau potable sert de valeur de référence pour la composante eaux usées strictes. La méthode du δ 18 O ne peut donc être utilisée que si δ INF et δ EU sont significativement différents et si ces valeurs de référence sont homogènes sur l ensemble du bassin versant étudié. Si ces conditions sont satisfaites, le mesurage du δ 18 O sur des échantillons d eaux usées δ T, d eau potable δ EU et d eaux souterraines δ INF prélevés simultanément permet de déterminer les proportions respectives de ces deux composantes en utilisant une équation de mélange dont le principe est le suivant : Q δ = Q δ + Q δ Eq..133 T T EU EU INF INF δ = aδ + bδ Eq..134 T EU INF Q EU a = Eq..135 Q T Q INF b = Eq b = 1 Q T a Eq..137 Les variables a et b représentent respectivement la fraction d eau potable et la fraction d infiltration d ECP ou fraction d EPI qui sont exprimées en pourcentage du débit total 139

164 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée instantané de temps sec Q T lors du prélèvement de l échantillon d eaux usées. Il peut s agir, comme dans l exemple développé ici, d un échantillon instantané, mais on peut aussi réaliser un échantillon moyen journalier ou des échantillons moyens nocturne et diurne. La composante qui nous intéresse, la fraction d infiltration b, est définie comme suit : b δ δ T EU = Eq..138 δ INF δ EU et la fraction d eau potable a, comme suit : a δ δ δ δ T INF = Eq..139 EU INF L incertitude b sur la valeur calculée b de la fraction d infiltration vaut : ( δt δeu ) ( δ δ ) 1 δ ( ) ( ) ( ) T δinf u b = u δ + ( ) T + u δeu ( ) u δinf Eq..140 δinf δeu δinf δeu INF EU L incertitude absolue δ garantie par le laboratoire d analyse sur un résultat de mesure de δ 18 O est de l ordre de 0,1, donc l incertitude type u(δ) est de 0,05. On pose alors : ( ) u( δ ) = u( δ ) = u( δ ) = 0, 05 u δ Eq..141 = T EU INF d où : ( ) ( ) ( ) ( ) ( ) 1 δ T δinf δ + T δeu u b = u δ + Eq..14 δinf δeu δinf δeu δinf δeu vient : Les Equations.137,.138 et.139 permettent de simplifier l Equation.14 et il δ b = δ δ INF EU b b + 1 Eq..143 L incertitude absolue b sur la valeur calculée b de la fraction d infiltration est fonction de l incertitude de mesure δ sur le δ 18 O, de la valeur b de la fraction d infiltration et de la différence entre les valeurs de référence de la composante eau potable δ EU et de la composante infiltration d ECP δ INF. L Equation.14 permet d évaluer l incertitude analytique sur le calcul de b lorsque δ INF et δ EU sont homogènes sur le bassin versant. Si ce n est pas le cas, b est augmentée des incertitudes d échantillonnage spatial de δ INF et δ EU. 140

165 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Afin d évaluer cette incertitude, différents échantillons d eau potable et d eaux souterraines peuvent être réalisée sur le bassin versant étudié. Les i échantillons d eau potable qui présentent une teneur δ et les i échantillons d eaux souterraines qui présentent une teneur EU i δ INF i permettent de calculer deux valeurs de référence moyenne δ EU et δ INF : δ EU n δeu i i= = 1 n Eq..144 et δ INF = n i = 1 δ INF i n Eq..145 Les incertitudes absolues référence moyenne δ EU et δ INF valent : δeu et δinf associées respectivement aux valeurs de tu(δ ) δ EU = Eq..146 et n tu(δ ) δ INF = n avec t la valeur du centile définie par la loi de Student pour un niveau de confiance de 95 % et un degré de liberté ν qui vaut respectivement n-1 et n -1. Eq..147 Différentes courbes d incertitude sur la fraction d infiltration en fonction d un écart théorique entre δ INF et δ EU peuvent être tracées, elles sont illustrées dans la Figure Incertitude absolue sur b (%) δ INF _δ EU b=b Série Fraction d'infiltration b (% ) Figure.5: Courbes d incertitude associées à l estimation de la fraction d infiltration b pour différents contextes expérimentaux. On observe que l incertitude sur la fraction d infiltration b est d autant plus faible que b est proche 0,5 et que l écart entre δ INF et δ EU est élevé, ce dernier facteur étant prépondérant. La détermination de l incertitude sur la fraction d infiltration permet de conclure si une valeur estimée de b est significative ou pas, une valeur estimée étant significative lorsque son 141

166 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée incertitude relative est inférieure à 100 %, soit b/b inférieur à 1. Si l incertitude relative est supérieure à 1 (zone hachurée sur la Figure.5), nous considérons que la méthode du δ 18 O ne fournit pas une estimation pertinente de l infiltration d ECP. Les intersections entre la droite en gras et les différentes courbes d incertitude définissent les valeurs du seuil de détection de la méthode du δ 18 O en fonction de l écart entre les valeurs de référence δ INF et δ EU. L incertitude absolue Q INF associée à la valeur estimée Q INF du débit d infiltration d ECP vaut : ( b) Q u( Q ) Q = u b Eq..148 INF T + T Objectifs et mise en œuvre des premières campagnes de mesure L objectif de ces campagnes de mesure est d apprécier la faisabilité de la méthode du δ 18 O par la mise en évidence de différences significatives de δ 18 O entre les deux composantes principales qui contribuent au débit total d eaux usées : l eau potable (eaux usées strictes) et les eaux souterraines. Une étude du contexte géologique et hydrogéologique local a été réalisée afin de comprendre et de définir les interactions possibles entre les différentes sources d apports d eau et le réseau d assainissement. La première étape est la définition de l origine de l eau potable et la localisation des captages. La deuxième étape consiste à étudier les différents aquifères locaux et à recenser les données piézométriques disponibles afin de préciser les secteurs du réseau d assainissement qui peuvent être affectés par l infiltration. Différents points d échantillonnage de l eau potable, des eaux souterraines et des eaux usées sont déterminés. Les échantillons sont instantanés, prélevés le même jour et représentent un volume de 500 ml ou 1 L. Les échantillons sont ensuite filtrés avec des filtres coniques et expédiés au laboratoire d analyse dans des flacons sirop de 60 ml, quelques millilitres sont nécessaires pour la mesure du δ 18 O par spectrométrie de masse à source gazeuse. La faisabilité de la méthode du δ 18 O a été évaluée selon ce protocole sur le Grand Lyon et Nantes, à une échelle globale et à l échelle de sites expérimentaux. Les résultats obtenus sont présentés en deux parties. La première partie concerne les résultats obtenus pour les différentes composantes du débit total d eaux usées, ils permettent d apprécier la faisabilité et la fiabilité de la méthode. La seconde partie concerne les résultats obtenus sur les différents sites expérimentaux où les échantillons d eaux usées sont prélevés, ils permettent de préciser le champ d application de la méthode et les futures expérimentations pour optimiser son utilisation. 3.. Faisabilité de la méthode du δ 18 O et premières mesures d infiltration d ECP Application de la méthode du δ 18 O sur le Grand Lyon Les eaux d alimentation du Grand Lyon sont captées dans l aquifère des alluvions modernes du Rhône, au nord est de l agglomération. Un échantillon d eau potable est prélevé à l usine de production de Croix-Luizet. La valeur du δ 18 O de l eau potable sert de référence 14

167 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée pour la composante eaux usées strictes δ EU. Les infiltrations d ECP par temps sec dans les réseaux d assainissement du Grand Lyon peuvent avoir deux origines principales : - le Rhône ou sa nappe alluviale ; - la Saône ou sa nappe alluviale Campagne de mesure de mars 00 Des échantillons d eaux du Rhône et de la Saône ainsi que des échantillons de leurs nappes alluviales respectives sont prélevés en amont de Lyon. Les valeurs de δ 18 O obtenues constituent la référence pour la composante infiltration d eaux parasites δ INF. Des échantillons d eaux usées sont prélevés sur 5 sites expérimentaux (Figure.6) : - les stations d épuration de Pierre-Bénite et de Saint-Fons ; - le collecteur principal de la commune d Albigny ; - le collecteur principal du Quai Jayr ; - le bassin versant du Campus de La Doua. Les sites expérimentaux et les différents points de prélèvements sont représentés sur la Figure.6. Site d Albigny Saône Eau Potable Eaux souterraines Cours d eau Eaux usées (STEP, collecteur) Site du Quai Jayr Rhône Site du Campus de la Doua Pierre-Bénite Saint-Fons Figure.6: Localisation des points de prélèvement et des sites expérimentaux sur le Grand Lyon (mars 00). 143

168 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Faisabilité de la méthode du δ 18 O sur le Grand Lyon Les valeurs mesurées du δ 18 O pour chacune des composantes du débit total d eaux usées sont présentées dans le Tableau.6. Description des échantillons δ 18 O ( ) Eau potable. Usine de production de Croix-Luizet -9,44 Rhône en amont de Lyon. Pont Poincarré -11,05 Nappe alluviale du Rhône. Campus de la Doua -10,81 Saône en amont de Lyon. Commune d Albigny -8,11 Nappe alluviale de la Saône. Commune d Albigny. -8,03 Tableau.6: Valeurs du δ 18 O des principales composantes du débit total d eaux usées du Grand Lyon (mars 00). Un écart moyen de l ordre de 1,5 étant observé entre l eau potable et toutes les sources possibles d infiltration d ECP, la méthode du δ 18 O peut être appliquée à la mesure de l infiltration. Des analyses supplémentaires sont nécessaires afin d apprécier la variabilité spatio-temporelle de cet écart. En tenant compte de ces valeurs de référence et en appliquant l Equation.143, on trace la fonction d évolution de l incertitude absolue b associée à la valeur estimée b de la fraction d infiltration d ECP ou fraction d EPI dans les conditions spécifiques de cette campagne de mesures (Figure.7). 1 Evolution de l'incertitude sur la fraction d'epi 10 8 b (%) Fraction d'epi (%) Figure.7: Incertitude sur l estimation de la fraction d infiltration dans le réseau d assainissement du Grand Lyon (mars 00). L estimation de la fraction d infiltration est significative à partir d une valeur calculée d environ 9 % du débit de temps sec qui correspond à l intersection de la fonction d évolution de l incertitude et de la droite en trait épais qui représente la fonction b=b. A titre d exemple 144

169 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée pour une fraction d infiltration estimée de 50 % du débit total de temps sec, l incertitude absolue associée est de l ordre de 8, % ou b = 0,5 ± 0, Les sites expérimentaux - Les stations d épuration : Les valeurs du δ 18 O des eaux usées entrant dans les deux principales stations d épuration du Grand Lyon, Pierre-Bénite et Saint-Fons, qui représentent plus de d Eq/hab, sont présentées dans le Tableau.7. Description des échantillons δ 18 O ( ) Eau potable. Usine de production de Croix-Luizet -9,44 Station d épuration de Pierre Bénite -9,43 Station d épuration de Saint-Fons. Collecteur principal -9,63 Station d épuration de Saint-Fons. Collecteur latéral -9,5 Tableau.7 : Valeurs du δ 18 O des effluents entrant dans les deux principales stations d épuration du Grand Lyon (mars 00). Une faible variation de δ 18 O est observée entre eau potable et eaux usées. En première approche, la conclusion est qu il n y a pas ou peu d infiltration d ECP sur les bassins versants des stations d épuration de Pierre-Bénite et de Saint-Fons. Cependant, ce résultat peut également être interprété comme une compensation entre les apports d ECP provenant du Rhône et de la Saône et de leurs nappes alluviales respectives car la station de Pierre Bénite reçoit des eaux usées provenant de la presqu île (Figure.6) dont une partie provient très probablement de l infiltration d eaux souterraines de la nappe alluviale du Rhône. On peut donc penser que la quantité d ECP provenant de la presqu île est équivalente à celle provenant de la nappe alluviale de la Saône sur le reste du bassin versant de Pierre-Bénite. La valeur du δ 18 O des eaux usées entrant dans la station d épuration de Saint-Fons tend légèrement vers la valeur de référence définie pour les infiltrations d ECP qui ont pour origine le Rhône ou sa nappe alluviale. Toutefois, la variation de δ 18 O observée est du même ordre de grandeur que l incertitude de mesure sur le δ 18 O (0,1 ). Le seuil de détection de la méthode du δ 18 O ne permet pas d identifier clairement et de quantifier la composante infiltration d ECP. - Le collecteur principal de la commune d Albigny : Le collecteur principal de la commune d Albigny est situé en bordure de la rive droite de la Saône. Lors d une visite préliminaire en janvier 00, de nombreuses infiltrations visibles sont observées sur un linéaire de 500 m en amont de la station de relevage de Couzon. Six échantillons d eau sont prélevés respectivement dans la Saône, dans sa nappe alluviale, sur le réseau d eau potable et dans le collecteur (amont, aval, infiltration). La localisation des points de prélèvement et les valeurs de δ 18 O obtenues sont présentées sur la Figure

170 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Amont - 8,9 Eau potable - 9,7 Saône - 8,1-8,1-8,0 Aval - 9,1 Eau Potable Eau souterraine Rivière Eaux usées Infiltration d ECP Figure.8: Localisation des points d échantillonnage et valeurs correspondantes du δ 18 O sur le site expérimental d Albigny (mars 00). La variation de δ 18 O dans les eaux usées entre l amont et l aval du tronçon de collecteur étudié est très faible et de plus elle tend légèrement vers la valeur de référence de l eau potable. Le seuil de détection de la méthode du δ 18 O ne permet pas d identifier clairement et de quantifier la contribution de la composante infiltration d ECP à l échelle d un collecteur de quelques centaines de mètres. Cependant, la valeur du δ 18 O dans les eaux usées est significativement différente de celle de l eau potable, un écart d environ 0,6 étant constaté. Il y a donc en amont de ce site expérimental des infiltrations d ECP conséquentes ayant pour origine la Saône ou sa nappe alluviale qui peuvent être estimées par la méthode du δ 18 O. Les infiltrations d ECP provenant de la Saône représentent 41, % ± 7,7 % du débit de temps sec instantané. Une partie seulement correspond réellement à des infiltrations au sens strict, car certains particuliers connectés au réseau d assainissement sont alimentés en eau domestique par des pompages dans la nappe alluviale de la Saône. La méthode du δ 18 O permet de connaître la fraction du débit de temps sec qui provient de la nappe d eau souterraine mais ne préjuge pas de la manière dont ce débit pénètre dans le réseau : infiltration au sens strict ou rejet de pompages. Cette remarque est valable pour toutes les estimations réalisées. - Le collecteur principal du Quai Jayr : Le collecteur principal du Quai Jayr est situé en bordure de la rive droite de la Saône dans le 9 ème arrondissement de Lyon. Ce collecteur est bien connu par les égoutiers du service assainissement du Grand Lyon pour être sensible aux infiltrations d ECP. Trois échantillons sont prélevés dans la nappe alluviale de la Saône et dans le collecteur (amont, aval) à 100 m d intervalle. La localisation des points de prélèvement et les valeurs de δ 18 O obtenues sont présentées dans le Tableau

171 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Description des échantillons δ 18 O ( ) Eau potable. Usine de production de Croix-Luizet. - 9,44 Nappe alluviale de la Saône. Lyon 9 ème. - 8,4 Egouts. Collecteur Quai Jayr Amont. - 9,13 Egouts. Collecteur Quai Jayr Aval. - 8,9 Tableau.8: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable et des eaux souterraines sur le site de Quai Jayr (mars 00). La variation du δ 18 O des eaux usées entre l amont et l aval du tronçon de collecteur étudié est très faible (0, ) mais tend légèrement vers la valeur de référence des infiltrations d ECP provenant de la Saône. Cependant l augmentation de la fraction d infiltration entre l amont et l aval du tronçon ne peut être appréciée car le seuil de détection de la méthode du δ 18 O ne permet pas d identifier clairement et de quantifier la contribution de la composante infiltration d ECP à l échelle d un collecteur d une centaine de mètres. Toutefois, la valeur du δ 18 O dans les eaux usées est significativement différente de celle de l eau potable, un écart d environ 0,4 étant constaté. Il y a donc en amont de ce site expérimental des infiltrations d ECP conséquentes ayant pour origine la Saône ou sa nappe alluviale qui peuvent être estimées par la méthode du δ 18 O. Les infiltrations d ECP représentent 43,3 % ± 10, % du débit de temps sec instantané. Il est important de souligner que la teneur en 18 O de la nappe alluviale de la Saône varie très peu entre Albigny et le 9 ème arrondissement de Lyon, ce qui laisse penser que la valeur du δ 18 O des eaux souterraines est relativement constante dans cet aquifère. Des analyses complémentaires peuvent permettre de confirmer cette hypothèse. - Le bassin versant du Campus de la Doua : Le bassin versant du Campus de la Doua est situé sur la rive gauche du Rhône au nord de Lyon (Figure.6). L exutoire du bassin versant est une station de relevage qui évacue les effluents vers le réseau d assainissement géré par le Grand Lyon, le réseau de la Doua étant propriété du rectorat. Trois échantillons sont prélevés respectivement dans le Rhône, les eaux souterraines de sa nappe alluviale et les eaux usées à l aval de la station de relevage. La localisation des points de prélèvement et les valeurs de δ 18 O obtenues sont présentées dans le Tableau.9. Description des échantillons δ 18 O ( ) Eau potable. Usine de production de Croix-Luizet -9,44 Rhône en Amont de Lyon. Pont Poincarré -11,05 Nappe alluviale du Rhône. Piézomètre BRGM -10,81 Egouts. Station de relevage du Campus de la Doua -10, Tableau.9: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable, du Rhône et des eaux souterraines sur le site du Campus de la Doua (mars 00). 147

172 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée La valeur du δ 18 O dans les eaux usées est significativement différente de celle de l eau potable, un écart d environ 0,8 étant constaté. Il y a donc en amont de la station de relevage de la Doua des infiltrations d ECP conséquentes ayant pour origine le Rhône ou sa nappe alluviale qui peuvent être estimées par la méthode du δ 18 O. Les infiltrations d ECP représentent 50,4 % ± 8,9 % du débit de temps sec instantané Conclusions Le traçage des isotopes de l oxygène permet de quantifier les infiltrations d ECP dans les réseaux d assainissement du Grand Lyon avec une incertitude acceptable en première approche. Les résultats obtenus sur les divers sites expérimentaux montrent que cette méthode s applique correctement à l échelle d un petit bassin versant, par contre à l échelle d un linéaire de collecteur, la distinction de la composante infiltration d ECP est moins aisée. A une plus grande échelle, celle des bassins versants des stations d épuration, les hétérogénéités spatiales du δ 18 O des sources possibles d infiltration d ECP et les mélanges probables des différentes eaux rendent impossible leurs identifications Campagne de mesure de septembre 00 Le premier objectif de cette campagne de mesures est la confirmation des résultats obtenus en mars 00 et l étude de la variabilité du δ 18 O entre périodes de hautes et de basses eaux. Des échantillons d eau du Rhône et de la Saône ainsi que de leurs nappes alluviales respectives sont prélevés en amont de Lyon. Des échantillons d eaux usées et d eau potable sont prélevés sur deux des sites expérimentaux en mars 00 : - le collecteur principal de la commune d Albigny ; - le bassin versant du Campus de La Doua. La localisation des points d échantillonnage et le protocole expérimental sont identiques à ceux de la campagne de mesures de mars 00 (Figure.6 et Figure.8) Confirmation de la faisabilité de la méthode du δ 18 O sur le Grand Lyon Les valeurs mesurées du δ 18 O de chacune des composantes du débit total d eaux usées sont présentées dans le Tableau.10. Description des échantillons δ 18 O ( ) Eau potable. Usine de production de Croix-Luizet -10,75 Rhône en amont de Lyon. Pont Poincarré -10,53 Nappe alluviale du Rhône. Campus de la Doua Saône en amont de Lyon. Commune d Albigny -7,45 Nappe alluviale de la Saône. Commune d Albigny. -7,3 Tableau.10: Valeurs du δ 18 O des principales composantes du débit total d eaux usées du Grand Lyon (septembre 00). 148

173 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Contrairement aux résultats obtenus en mars 00, il n y a plus de distinction marquée entre l eau potable et les infiltrations d ECP qui ont pour origine le Rhône ou sa nappe alluviale. Ce phénomène peut être expliqué par les variations du niveau limnimétique du Rhône et les variations piézométriques de sa nappe alluviale. En effet, l eau potable du Grand Lyon est captée dans l aquifère des alluvions modernes du Rhône et le niveau du Rhône est maximum durant l été en raison de la fonte des neiges. En période estivale, le δ 18 O de l eau potable tend vers le δ 18 O du Rhône, car la nappe alluviale draine le Rhône. Par contre, en hiver et au printemps, le Rhône est en étiage et draine la nappe alluviale, le δ 18 O de l eau potable est donc influencé par la nappe alluviale et la nappe de l Est alimentée par les pluies locales. Le δ 18 O du Rhône ne présente pas de variation saisonnière en raison du mélange et du temps de séjour dans le lac Léman. La méthode du δ 18 O est donc applicable uniquement pendant la période d étiage du Rhône pour les réseaux d assainissement situé à proximité du Rhône et de sa nappe alluviale. Par contre, un écart moyen de l ordre de 3 est observé entre l eau potable et les infiltrations d ECP qui ont pour origine la Saône ou sa nappe alluviale. La méthode du δ 18 O peut donc être appliquée et sa fiabilité est renforcée car l écart entre δ INF et δ EU a doublé par rapport à mars 00. En septembre 00, l estimation de la fraction d infiltration est significative à partir d une valeur calculée d environ 4,6 % du débit de temps sec Les sites expérimentaux - Le collecteur principal de la Commune d Albigny : La localisation des points de prélèvements et les valeurs de δ 18 O obtenues sont présentées dans le Tableau.11. Description des échantillons δ 18 O ( ) Egouts, collecteur principal d Albigny -9,03 Eau potable, Albigny. -10,53 Nappe alluviale de la Saône. Commune d Albigny. -7,3 Saône en amont de Lyon. Commune d Albigny -7,45 Tableau.11: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable, de la Saône et des eaux souterraines sur le site d Albigny (septembre 00) La valeur du δ 18 O dans les eaux usées est significativement différente de celle de l eau potable, un écart d environ 1,5 est constaté. Il y a en amont de ce site expérimental des infiltrations d ECP ayant pour origine la Saône ou sa nappe alluviale qui peuvent être estimées par la méthode du δ 18 O. Les infiltrations d ECP représentent 47,6 % ± 4,1 % du débit de temps sec instantané. - Le bassin versant du Campus de la Doua : La localisation des points de prélèvements et les valeurs de δ 18 O obtenues sont présentées dans le Tableau

174 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Description des échantillons δ 18 O ( ) Eau potable. Usine de production de Croix-Luizet -10,75 Rhône en Amont de Lyon. Pont Poincarré -10,53 Nappe alluviale du Rhône. Piézomètre BRGM -10,47 Egouts. Station de relevage du Campus de la Doua -10,04 Tableau.1: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable, du Rhône et des eaux souterraines sur le site du Campus de la Doua (septembre 00). Pour les raisons citées précédemment (paragraphe ), la méthode du δ 18 O ne peut pas être appliquée sur ce site expérimental. De plus le δ 18 O des eaux usées est inférieur aux δ 18 O de l eau potable et du Rhône. Il y a donc une autre composante d origine différente de celles envisagées qui contribue au débit total d eaux usées. Une étude diagnostic ultérieure réalisée en novembre et décembre 00 montre qu un débit important pompé dans la nappe est rejeté au réseau d assainissement. Toutes ces eaux de pompages ne proviennent pas de la nappe alluviale du Rhône car une partie provient de la nappe captive du Miocène. Il est impossible actuellement de contrôler ces flux et de connaître avec précision les volumes pompés dans chacune des deux nappes. La mesure du δ 18 O sur un échantillon d eau de la nappe Miocène peut permettre de mettre en évidence cette composante. Cependant la quantification des trois composantes différentes que sont l eau potable, l eau de la nappe alluviale et l eau de la nappe captive nécessite l utilisation simultané d un deuxième traceur, les isotopes de l hydrogène par exemple avec la mesure de la teneur en hydrogène lourd ou deutérium appelé couramment δd Conclusions La faisabilité et la fiabilité de la méthode du δ 18 O présentent une variabilité saisonnière. Dans le contexte spécifique du Grand Lyon, la méthode s applique correctement pour l ensemble du réseau d assainissement situé à proximité de la Saône et de sa nappe alluviale. Cela semble plus difficile pour l ensemble du réseau d assainissement situé à proximité du Rhône et de sa nappe alluviale. Ces observations permettent de sélectionner des sites expérimentaux, où la méthode du δ 18 O est potentiellement applicable, présentant un intérêt dans le cadre du programme de recherche européen APUSS. Ces sites sont choisis de manière à apprécier la variabilité spatio-temporelle du δ 18 O de l eau potable et des sources possibles d infiltration d ECP et de manière à étudier différentes sources d apports d ECP (eaux souterraines, cours d eau, captage de sources) et différents types d urbanisation. Quatre sites expérimentaux sont sélectionnés : - le collecteur d Albigny ; - le bassin versant de Collonges ; - le bassin versant d Ecully ; - le bassin versant de l Yzeron. 150

175 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Campagne de mesure de mars 003 L objectif est la confirmation de la faisabilité de la méthode du δ 18 O sur deux des quatre sites expérimentaux sélectionnés. Des échantillons d eau de la Saône et de sa nappe alluviale sont prélevés en amont de Lyon et des échantillons d eaux usées et d eau potable sont prélevés sur les deux sites choisis : - le collecteur principal de la commune d Albigny ; - le bassin versant de Collonges. La localisation des points d échantillonnage et le protocole expérimental sont identiques à ceux des campagnes de mesure de mars et septembre 00 (Figure.8) Le collecteur principal de la Commune d Albigny La localisation des points de prélèvements et les valeurs de δ 18 O obtenues sont présentées dans le Tableau.13. On remarque qu il y un écart significatif d environ 1,8 entre le δ 18 O de l eau potable est celui de la Saône, la méthode du δ 18 O peut donc s appliquer. La valeur du δ 18 O dans les eaux usées est significativement différente de celle de l eau potable, un écart d environ 1, étant constaté. Il y a donc en amont de ce site expérimental des infiltrations d ECP conséquentes qui ont pour origine la Saône ou sa nappe alluviale qui peuvent être estimées par la méthode du δ 18 O. Les infiltrations d ECP représentent 66,6 % ± 6,9 % du débit de temps sec instantané. Description des échantillons δ 18 O ( ) Egouts, collecteur principal d Albigny - 8,7 Eau potable, Albigny. - 9,9 Nappe alluviale de la Saône. Commune d Albigny. - 7,7 Saône en amont de Lyon. Commune d Albigny - 8, Eau parasite dans le collecteur d Albigny - 8,1 Tableau.13: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable, de la Saône et des eaux souterraines sur le site d Albigny (mars 003) Le collecteur principal de Collonges Les valeurs de δ 18 O obtenues pour les différents échantillons sont présentées dans le Tableau.14. La valeur du δ 18 O dans les eaux usées est significativement différente de celle de l eau potable, un écart d environ 0,8 étant constaté. Il y a donc en amont de ce site expérimental des infiltrations d eaux parasites conséquentes qui ont pour origine la Saône ou sa nappe alluviale qui peuvent être estimées par la méthode du δ 18 O. Les infiltrations d ECP représentent 44,4 % ± 7, % du débit de temps sec instantané. 151

176 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Description des échantillons δ 18 O ( ) Egouts, collecteur principal de Collonges - 9,1 Eau potable, Albigny. - 9,9 Nappe alluviale de la Saône. Commune d Albigny. - 7,7 Saône en amont de Lyon. Commune d Albigny - 8, Tableau.14: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable, de la Saône et des eaux souterraines sur le site de Collonges (mars 003) Application de la méthode du δ 18 O à Nantes Le test de faisabilité de la méthode du δ 18 O a été décidé en collaboration avec le Laboratoire Central des Ponts et Chaussées (LCPC) dont les chercheurs de la Division Eau travaillent depuis plus de 10 ans sur le phénomène d infiltration d eaux claires parasites. Trois sites expérimentaux sur lesquels la méthode peut en théorie être appliquée en raison de l origine différente de l eau potable (nappe alluviale de la Loire) et des ECP sont choisis : - le site expérimental du LCPC ; - le site de Rinière ; - le site de Saint Joseph. Erdre Site de Saint Joseph NANTES Loire Site de Rinière Site du LCPC Figure.9: Localisation des sites expérimentaux et des points de prélèvement sur la Communauté Urbaine de Nantes (janvier 003). 15

177 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Ces sites sont suivis en continu depuis plusieurs années dans le cadre du développement de méthodes de mesure de l infiltration implémentées dans le logiciel de gestion et de calcul de données MINAUTOR (Joannis, Cohen-Solal et Ruflé, 000) et du développement du modèle mathématique SEPI (Belhadj, 1995) pour la simulation du débit d infiltration d ECP dans les réseaux séparatif eaux usées permettant d apprécier et de caractériser la variabilité du phénomène. Cette collaboration offre l opportunité de réaliser une étude comparative entre les méthodes débitmétriques développées par le LCPC comme la fraction nocturne ou le rapport nycthéméral (Joannis, 1994) et la méthode du δ 18 O. La faisabilité de la méthode du δ 18 O a été testée sur la Communauté Urbaine de Nantes en janvier 003. Sur chacun des trois sites expérimentaux, des prélèvements d eau potable, d eaux usées et d eau de nappe et/ou de surface (ruisseau, lac) sont réalisés. Deux prélèvements sont aussi réalisés sur la Loire et un prélèvement est réalisé dans le réseau séparatif pluvial de Saint Joseph. La localisation des sites expérimentaux est précisée sur la Figure Faisabilité de la méthode du δ 18 O sur la Communauté Urbaine de Nantes Les valeurs mesurées du δ 18 O dans les différents échantillons prélevés sont présentées dans le Tableau.15. Il faut noter que les mesures réalisées sur le site de Rinière ne peuvent pas être utilisées pour calculer un débit d infiltration d ECP, car il manque la valeur référence du δ 18 O pour les eaux souterraines qui n est pas obtenue en raison de l impossibilité d accès au site de prélèvement. Description de l échantillon δ 18 O ( ) 1 Rinière, eaux usées -5,7 Rinière, eau de nappe (puits particulier) - 3 Rinière, eau potable -6,5 4 Etier de la Loire à Port la Vigne -6,3 5 Loire à la gravière de Nantes -6,4 6 St-Joseph, séparatif eaux usées -6,0 7 St-Joseph, résurgence particulier -5,4 8 St-Joseph, eau potable -6,5 9 St-Joseph, étang -5, 10 St-Joseph, séparatif pluvial -5, 11 LCPC, eaux usées -5,4 1 LCPC, eau potable -6,0 13 LCPC, eau de nappe (puits particulier) -5,0 14 LCPC, eau de nappe (puits village) -5, Tableau.15: Valeurs du δ 18 O des eaux usées, de l eau potable et des eaux souterraines sur chaque site expérimental à Nantes (janvier 003). 153

178 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Sur les sites de Saint Joseph et du LCPC, on constate une variation significative de δ 18 O entre l eau potable d une part et les sources d infiltration d ECP d autre part. L écart observé est de 1 pour le site du LCPC et de 1,3 pour le site de Saint Joseph. La méthode du δ 18 O traçage peut donc s appliquer sur ces deux sites expérimentaux. La fonction d évolution de l incertitude absolue b sur la valeur estimée b de la fraction d infiltration d ECP ou fraction d EPI b dans les conditions spécifiques de cette campagne de mesure et des sites du LCPC et de Saint Joseph est illustrée dans la Figure.30. Evolution de l'incertitude sur la fraction d'epi b (%) Fraction d'epi (% ) LCPC Saint Joseph b=b β=β Figure.30: Incertitude sur l estimation de la fraction d infiltration sur les sites du LCPC et de Saint-Joseph (janvier 003). L estimation de la fraction d infiltration est significative à partir d une valeur calculée d environ 10 % du débit de temps sec pour le site de Saint-Joseph et 13 % pour le site du LCPC Les sites expérimentaux : estimation de l infiltration et étude comparative - Le site de Saint Joseph : Les valeurs de référence, les résultats du calcul de la fraction d infiltration instantanée et de son incertitude associée sont présentés dans le Tableau.16. 9h50 Eau potable Nappe Eaux usées Fraction d infiltration b (%) b (%) δ 18 O ( ) - 6,5-5, - 6 0,384 0,095 Tableau.16: Détermination de la fraction d infiltration sur le site de Saint Joseph. La fraction d infiltration instantanée est de 38,4 % ± 9,5 %. Les prélèvements étant réalisés à 9h50, le débit moyen horaire total observé de 09h00 à 10h00 au niveau de la section 154

179 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée de mesure du LCPC où le prélèvement d eaux usées a été réalisé est de 30,07 m 3 /h et donc le débit d infiltration d ECP est de 11,56 m 3 /h. D après la méthode de la fraction nocturne, le débit d infiltration d ECP est estimé à 1,3 m 3 /h. - Le site du LCPC : Les valeurs de référence, les résultats du calcul de la fraction d infiltration instantanée et de son incertitude associée sont présentés dans le Tableau.17. 1h4 Eau potable Nappe Eaux usées Fraction d infiltration b (%) b (%) δ 18 O ( ) ,4 0,600 0,13 Tableau.17: Détermination de la fraction d infiltration sur le site du LCPC. La fraction d infiltration instantanée est de 60,0 % ± 1,3 %. Les prélèvements étant réalisés à 1h4, le débit moyen horaire total observé de 1h00 à 13h00 est de 7,1 m 3 /h et donc le débit d infiltration d ECP est de à 4,37 m 3 /h. D après la méthode du rapport nycthéméral, le débit d infiltration d ECP est estimé à 4,7 m 3 /h Conclusions La méthode du δ 18 O peut s appliquer sur la Communauté Urbaine de Nantes et permet de quantifier les infiltrations d ECP avec une incertitude acceptable. De plus la méthode du δ 18 O donne des estimations du débit d infiltration d ECP qui sont du même ordre de grandeur que celles calculées par le logiciel MINAUTOR selon des méthodes usuelles comme la fraction nocturne ou le rapport nycthéméral. Des expérimentations complémentaires devraient permettre de poursuivre cette comparaison, et notamment d évaluer et de prendre en compte les incertitudes pour les deux approches Conclusions générales sur l applicabilité de la méthode du δ 18 O Les isotopes de l oxygène de la molécule d eau constituent un bon traceur naturel de l origine des eaux usées dans les réseaux d assainissement. L applicabilité de la méthode du δ 18 O présente une variabilité spatiotemporelle liée aux saisons et à la taille des sites expérimentaux étudiés. La saisonnalité a un effet sur les valeurs de référence du δ 18 O de la composante eau potable ou eaux usées strictes δ EU et de la composante infiltration d eaux claires parasites δ INF, ces dernières conditionnant la faisabilité de la méthode et son seuil de détection. La taille du bassin versant ou du linéaire de réseau influe sur le débit d infiltration d ECP et sur la capacité de la méthode du δ 18 O à l identifier et le quantifier. L échelle spatiale minimale pour laquelle la méthode δ 18 O est applicable peut être définie en fonction de son seuil de détection et d une valeur estimée du débit d infiltration d ECP par une des méthodes traditionnelles. 155

180 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée L échelle spatiale maximale pour laquelle la méthode δ 18 O est applicable peut être définie en fonction de la variabilité spatiale des valeurs de référence du δ 18 O qui dépendent du contexte hydrogéologique local et de la localisation des captages d eau souterraines pour l alimentation en eau potable. Il n y a pas vraiment de règles générales fixant les conditions d emploi et de validité de la méthode du δ 18 O qui peuvent être définies et utilisées quelles que soient les caractéristiques des sites étudiés. Des expérimentations préliminaires sont toujours nécessaires. Dans le contexte des Communautés Urbaines de Lyon et de Nantes, la méthode du δ 18 O est applicable et parait fiable car les débits d infiltration d ECP estimés sont du même ordre de grandeur que ceux estimés selon des méthodes traditionnelles comme la fraction nocturne et le rapport nycthéméral. A Nantes, des expérimentations supplémentaires sont nécessaires pour apprécier les effets de saisonnalité. A Lyon, la méthode du δ 18 O est applicable avec une incertitude acceptable sur l ensemble du réseau d assainissement situé à proximité de la Saône et de manière plus générale sur l ensemble du réseau d assainissement situé sur la rive droite du Rhône excepté pour la presqu île. La méthode du δ 18 O est également applicable de manière acceptable sur l ensemble du réseau d assainissement situé à proximité du Rhône sur sa rive gauche, mais seulement en période d étiage du Rhône. Concernant la variabilité spatiale des valeurs de référence pour l eau potable ou eaux usées strictes δ EU, le δ 18 O est apparu relativement constant, mais au cours d une même campagne de mesure, de faibles variations sont cependant observées entre les différents sites expérimentaux de Lyon. Ceci peut être expliqué par le temps de transit de l eau potable dans le réseau d alimentation ou par l utilisation ponctuelle de captages d eaux potable locaux. Il est donc recommandé de prélever un échantillon d eau potable sur chaque site expérimental. Cette recommandation est aussi valable pour δ INF la référence infiltration d ECP, des variations du δ 18 O peuvent être observées dans un même aquifère même si lors de la première campagne de mesure réalisée à Lyon, la valeur du δ 18 O dans les eaux souterraines de la nappe alluviale de la Saône est identique au niveau du centre de Lyon et d Albigny, distants pourtant de plusieurs kilomètres. Les expérimentations présentées dans ce chapitre reposent sur un échantillonnage instantané permettant de calculer une valeur instantanée de la fraction d infiltration d ECP sans distinction de l infiltration réelle et des eaux de nappes ou de sources captées puis rejetées dans le réseau. De plus, une valeur de fraction d infiltration d ECP doit être interprétée avec précaution car cette variable est définie par rapport au débit total instantané d eaux usées. Une fraction d infiltration de 10 % ne représente pas le même volume d infiltration si ce débit total d eaux usées est 100 m 3 /h ou 300 m 3 /h. Si l on utilise ce protocole d échantillonnage des eaux usées, la connaissance du débit d eaux usées à l instant du prélèvement est obligatoire, comme lors des expérimentations réalisées à Nantes. Bien qu il n y ait pas encore de protocole d échantillonnage définitif, la méthode du δ 18 O semble prometteuse par rapport aux méthodes traditionnelles et elle satisfait les objectifs scientifiques du projet APUSS : - l identification et la quantification des différentes composantes du débit total d eaux usées : eaux usées strictes et infiltrations d eaux parasites, en particulier les infiltrations d eaux souterraines ; - l obtention de l incertitude sur les calculs de débits d ECP. 156

181 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée De plus la méthode du δ 18 O permet d estimer la fraction d eau potable et donc le volume d eau potable qui est collecté par le réseau. Ce volume estimé peut être comparé aux données de consommation en eau potable afin de calibrer certaines des méthodes traditionnelles d estimation de l infiltration qui utilisent des équations empiriques pour calculer un débit journalier théorique d eaux usées strictes ou un débit résiduel nocturne. Afin d évaluer le potentiel de la méthode du δ 18 O dans l objectif de disposer d une méthode alternative ou d une méthode complémentaire aux méthodes traditionnelles, il est nécessaire d appliquer cette nouvelle méthode à une échelle de temps assez fine dans le cadre d une étude diagnostic de réseau d assainissement. La réalisation d échantillons moyens horaires d eaux usées peut permettre de confirmer la validité de la méthode et son aptitude à reproduire le cycle journalier des apports d eaux usées strictes, la reproductibilité et la forme caractéristique d un hydrogramme journalier constituant les hypothèses de base de toutes les méthodes traditionnelles. Ces deux types d étude sont réalisés respectivement sur le bassin versant de l Yzeron et le bassin versant d Ecully, les résultats de ces expérimentations étant présentées dans le chapitre

182 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 4. Etude comparative des méthodes d estimation des ECP Les différentes méthodes traditionnelles n estimant pas l infiltration d ECP au même pas de temps, l étude comparative doit être réalisée à différentes échelle de temps: - à l échelle de la chronique : elle permet de comparer les méthodes D3, D4 et D5 avec les méthodes D1, D1 bis, D8, D9, D10 et D11 pour lesquelles la somme des volumes journaliers d infiltration estimés pour chaque jour de temps sec est calculée. Ce volume total est extrapolé sur la durée de la chronique afin de le comparer au volume total d infiltration d ECP estimé par les méthodes D3, D4 et D5. - à l échelle de chaque jour de temps sec ou jour par jour: elle permet de comparer les méthodes D1, D1 bis, D5, D6, D7, D8, D9, D10 et D11 et d apprécier l aptitude des différentes méthodes à reproduire les variations événementielles de l infiltration d ECP comme la mise en évidence du ressuyage et de la décroissance progressive du débit d infiltration après un événement pluvieux. - à l échelle du jour de temps sec où les prélèvements d eaux usées pour le mesurage des polluants ou du δ 18 O sont réalisés : elle permet de comparer les méthodes débitmétriques D1, D1 bis, D5, D6, D7, D8, D9, D10 et D11 avec les méthodes chimiques C1, C et C3 et la méthode du δ 18 O. Les différentes méthodes sont comparées selon ces trois échelles avec établissement d une hiérarchisation des apports d ECP pour l étude diagnostic réalisée sur le bassin versant de l Yzeron et prise en compte systématique de l incertitude sur les estimations d ECP pour l étude réalisée sur le bassin versant d Ecully. Les deux sites expérimentaux et les données disponibles pour l application des méthodes sont présentés dans le paragraphe suivant. Les résultats et les conclusions issues des deux études comparatives réalisées sont détaillés par la suite pour chaque site en présentant l application de la méthode du δ 18 O, puis l étude comparative dont les enseignements permettent d apprécier les conditions d emploi et de validité de la méthode du δ 18 O et des méthodes traditionnelles. L objectif final de l étude comparative est d identifier les méthodes d estimation des ECP qui sont les plus fiables, qui présentent un seuil de détection des ECP peu élevé et qui puissent être appliquées en routine quel que soit le contexte de l étude Les sites expérimentaux et les données disponibles Le bassin versant de l Yzeron L Yzeron est un cours d'eau situé à l'ouest de Lyon qui se jette dans le Rhône à proximité de sa confluence avec la Saône. La bordure ouest de son bassin versant, qui représente une superficie 150 km, est constituée par la ligne de crête des monts du Lyonnais à une altitude proche de 1000 m. Depuis 0 ans, l urbanisation de ce bassin versant ne cesse de s accroître et provoque des crues fréquentes de l Yzeron. La capacité hydraulique du réseau d assainissement est limitée en raison de l imperméabilisation des surfaces, de l augmentation de la population et la présence d une quantité importante d ECP liée au mauvais état structurel des collecteurs. 158

183 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Le bassin versant de l Yzeron appartient au bassin versant de la station d épuration de Pierre-Bénite qui a fait l objet d une étude diagnostic de son réseau d assainissement en 199. Cette étude montre que sur le territoire du Grand Lyon, il est probable que le réseau d assainissement capte des eaux de source qui normalement doivent alimenter l Yzeron. En 00, dans le cadre du projet de réhabilitation du collecteur de l Yzeron, une étude diagnostic du réseau d assainissement a été réalisée par le bureau d étude Hydratech durant les mois de novembre et décembre. Des données de débit sont acquises du 13/11/00 au 10/1/00 sur 1 points de mesure temporaires et sur une station de mesure en continu gérée par le Cemagref. Ces données de débit permettent d appliquer les méthodes débitmétriques traditionnelles d estimation des ECP. Un bilan pollution sur 4 heures de temps sec a été réalisé sur chacun des 13 points de mesure P par la constitution d un échantillon moyen diurne et d un échantillon moyen nocturne proportionnellement au débit écoulé. Les échantillons moyens diurnes et nocturnes ont été réalisés respectivement sur les plages horaires 06h00-00h00 et 00h00-06h00. Différents polluants ont été mesurés dans ces + échantillons d eaux usées (DBO 5, DCO et NH 4 ). Ces données permettent d appliquer les méthodes chimiques traditionnelles d estimation des ECP. Quelques millilitres ont été prélevés sur certains de ces échantillons pour le mesurage du δ 18 O et l application de la méthode du δ 18 O dans le cadre d une étude diagnostic de réseaux d assainissement dont le protocole expérimental et les résultats obtenus sont présentés dans le paragraphe La localisation des 13 points de mesure sur le réseau d assainissement du bassin versant le l Yzeron est précisée dans la Figure.31. Ces 13 points de mesure constituent l exutoire des 13 sous-bassins versants dont les caractéristiques principales sont présentées dans le Tableau.18. Compte tenu des données disponibles, les méthodes d estimation des ECP applicables dans le contexte de cette étude sont présentées dans le Tableau.19. Cours d eau Réseau structurant Points de mesure Cem 1 Figure.31: Localisation des points de mesure du débit dans le réseau d assainissement du bassin versant de l Yzeron lors de l étude diagnostic de nov-dec

184 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Points de mesure Habitants Débit journalier moyen d eaux usées strictes Q EU (m 3 /j) Surface (ha) Pente moyenne du réseau (m/m) P ,0087 P ,088 P ,098 P ,080 P ,039 P ,06 P ,073 P ,0165 P ,0359 P ,070 Cem ,034 P ,0050 P ,067 Tableau.18: Caractéristiques des sous-bassins versants définis pour chacun des points de mesure. Méthode D.1 Débit de temps sec D.1 bis Débit de temps sec bis D. Density average D.3 Annen & Muller D.4 Triangle D.5 Minimum mobile D.6 Différence des débits journaliers D.7 Différence des débits nocturnes D.8 Débit nocturne minimum D.9 Débit nocturne corrigé D.10 Débit nocturne corrigé bis D.11 Paramètres de forme C.1 Données d Imhoff C. Méthode suisse C.3 Bureau d étude ou hybride Tableau.19: Méthodes d estimation des ECP utilisables avec les données acquises lors de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron. 160

185 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée L étude comparative doit permettre, pour un nombre de jours de temps sec maximal, d appliquer simultanément les méthodes d estimation des ECP sélectionnées en utilisant les données de débits valides acquises sur l ensemble des points de mesure. Le débit d eaux usées est mesuré au pas de temps de 6 minutes par mesurages simultanés de la hauteur d eaux usées et de la vitesse de l écoulement par des capteurs spécifiques qui peuvent faire l objet de défaillances techniques. De plus, les dispositifs de mesure temporaires n ont pas été installés et désinstallés le même jour en raison du nombre important de points de mesure. Un traitement des données brutes de débit est nécessaire pour définir les jours où, pour tous les points de mesure, les données de débit sont valides. Il faut également distinguer les jours de temps sec pour l application de certaines méthodes en utilisant les données pluviométriques enregistrées durant l étude diagnostic (Figure.3). 60 Hyétogramme journalier 50 Pluie (mm/jour) /11 16/11 19/11 /11 5/11 8/11 01/1 04/1 07/1 Jour Figure.3: Hauteur de pluie journalière observée sur le bassin versant de l Yzeron durant l étude diagnostic du réseau d assainissement (13/11/0 au 10/1/0). L utilisation de la méthode du minimum mobile D5 entraîne une contrainte supplémentaire pour la sélection des données de débit de temps sec valides et la détermination de la durée de l étude comparative. En effet, l application de cette méthode nécessite la connaissance du débit journalier sur les k-1 jours qui précédent le jour pour lequel l estimation du débit journalier d ECP est réalisée. Dans le cadre de cette étude, un k égal à 7 jours est utilisé. Il faut donc disposer, pour tous les points de mesure, de données de débit valides durant les 6 jours qui précédent le premier jour de l étude comparative. Ce protocole de validation des données de débit pour l étude comparative, illustré dans le Tableau.0, permet d une part de déterminer les données de débit de temps sec valides utilisables pour appliquer en tout point de mesure les différentes méthodes débitmétriques d estimation du débit journalier d ECP et d autre part de déterminer la durée de l étude comparative sur laquelle un volume total d ECP peut être estimé par toutes les méthodes débitmétriques. L étude comparative est réalisée avec les données de débit acquises du 0/11/0 au 09/1/0, soit une durée totale de 0 jours, dont 10 jours de temps sec. On remarque que pour les points de mesure 8 et 1, trop de données sont manquantes. Les méthodes qui permettent d estimer un volume total d ECP ne peuvent pas être appliquées sur les bassins versant correspondants. Cependant, pour certains jours de temps sec, il est possible sur ces deux points de faire une étude comparative des méthodes débitmétriques qui fournissent un débit journalier d ECP. 161

186 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée P1 P P3 P4 P5 P6 P7 P8 P9 P10 P11 P1 Cem 13/11/00 14/11/00 15/11/00 16/11/00 17/11/00 18/11/00 19/11/00 0/11/00 1/11/00 /11/00 3/11/00 4/11/00 5/11/00 6/11/00 7/11/00 8/11/00 9/11/00 30/11/00 01/1/00 0/1/00 03/1/00 04/1/00 05/1/00 06/1/00 07/1/00 08/1/00 09/1/00 10/1/00 Jour de pluie avec données de débit Jour sans données de débit valides valides Légende Jour de temps sec avec données de Jour de l étude comparative débit valides Tableau.0: Sélection des données de débit valides utilisables pour l application des méthodes débitmétriques d estimation des ECP. Détermination de la durée de l étude comparative. Les méthodes chimiques d estimation des ECP ne nécessitent pas une sélection arbitraire des jours de temps sec, puisque, par définition, elles ne peuvent être appliquées que lors des jours de temps sec pour lesquels des bilans sur 4 heures sont réalisés. Ces derniers sont réalisés sur tous les points de mesure, mais à des dates différentes. Il est donc impossible d établir une hiérarchisation des apports d ECP par utilisation d une méthode chimique. La date des bilans sur 4 heures, les périodes nocturnes et diurnes correspondantes, ainsi que le volume total écoulé sont précisés pour chaque point de mesure dans le Tableau.1. 16

187 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Début Période diurne Fin Volume total écoulé (m 3 ) Début Période nocturne Fin Volume total écoulé (m 3 ) P1 04/1 06:00 05/1 00:00 433,88 04/1 00:00 04/1 06: ,64 P 04/1 06:00 05/1 00:00 49,41 04/1 00:00 04/1 06: ,76 P3 04/1 06:00 05/1 00:00 113,74 04/1 00:00 04/1 06:00 40,85 P4 P5 05/1 13:00 06/1 00: ,61 06/1 06:00 06/1 13: ,53 04/1 11:00 05/1 00: ,89 05/1 06:00 05/1 11:00 131,95 06/1 00:00 06/1 06: ,64 05/1 00:00 05/1 06: ,48 P6 04/1 06:00 05/1 00: ,87 04/1 00:00 04/1 06: ,36 P7 07/1 06:00 08/1 00: ,98 07/1 00:00 07/1 06:00 670,19 P8 P9 P10 05/1 16:00 06/1 00:00 067,84 06/1 06:00 06/1 16:00 168,17 04/1 15:00 05/1 00:00 164,83 05/1 06:00 05/1 15:00 199,01 05/1 17:00 06/1 00:00 87,.1 06/1 06:00 06/1 17:00 14,17 06/1 00:00 06/1 06: ,83 05/1 00:00 05/1 06: ,39 06/1 00:00 06/1 06:00 75,46 P11 04/1 06:00 05/1 00: ,7 04/1 00:00 04/1 06:00 986,6 P1 04/1 06:00 05/1 00: ,10 04/1 00:00 04/1 06:00 149,88 Cem 04/1 06:00 05/1 00: ,40 04/1 00:00 04/1 06: ,49 Tableau.1: Date et caractéristiques des périodes nocturnes et diurnes des bilans sur 4 heures réalisés sur chacun des points de mesure de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron Le bassin versant d Ecully Description du site et des données expérimentales Le bassin versant d Ecully qui représente une superficie de 45 ha appartient également au bassin versant de la station d épuration de Pierre-Bénite. Il est situé sur la commune d Ecully, dont il couvre une grande partie du réseau d assainissement. Dans le cadre de l Observatoire de Terrain en Hydrologie Urbaine (OTHU), ce site expérimental est dédié à la mesure des flux d'eau et de polluants produits par un bassin versant caractéristique d un milieu urbain moyennement dense. Une station de mesure installée à l exutoire du bassin versant permet d acquérir en continu des données de débits, de polluants et de différents paramètres physiques. Le débit d eaux usées est estimé par mesurage simultané de la hauteur et de la vitesse dans la section d écoulement d un collecteur ovoïde A180. Les données de débit sont validées depuis Février 003. Afin d éviter l encombrement de la section d écoulement par de nombreux capteurs et la dégradation des installations lors d événements pluvieux importants, les autres paramètres sont mesurés hors du réseau dans un canal expérimental disposé dans un bungalow et alimenté continuellement en eaux usées par une pompe péristaltique (Figure.33). Les eaux usées qui traversent le canal expérimental sont rejetées par gravité en aval de la station de mesure. Différents capteurs disposés dans le canal expérimental permettent de mesurer en continu la conductivité, la température, le ph et la turbidité. Les mesures en continu de polluants n étaient pas encore disponibles au moment des expériences de terrain. Les mesures 163

188 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée de polluants ont donc été réalisées en laboratoire après constitution d échantillons d eaux usées prélevés automatiquement dans le canal expérimental proportionnellement au volume écoulé dans le réseau. Un dispositif réfrigéré de 4 flacons de 1 L est utilisé. Les mesures de polluants sont réalisées lors de campagnes spécifiques par temps sec ou pluvieux sur des échantillons moyens horaires. Figure.33: Schéma de principe de la station de mesure OTHU à l exutoire du bassin versant d Ecully. L étude comparative a été réalisée en utilisant les données de débit acquises au niveau de la station OTHU durant le mois de mars 003. Les caractéristiques principales du bassin versant d Ecully sont présentées dans le Tableau.. Point de mesure Habitants Débit journalier moyen d eaux usées strictes Q EU (m 3 /j) Surface (ha) Pente moyenne du réseau (m/m) OTHU Ecully ,07 Tableau.: Caractéristiques du bassin versant d Ecully. Compte tenu des données disponibles, les méthodes d estimation des ECP qui peuvent être appliquées dans le contexte de cette étude sont identiques à celles appliquées pour l étude sur le bassin versant de l Yzeron dans le Tableau.19. La détermination de la durée de l étude comparative réalisée sur le bassin versant d Ecully n est pas contrainte par l application de la méthode du minimum mobile D5, car on dispose de données de débit valides acquises en février 003. La durée de l étude comparative est donc l intégralité du mois de mars 003. Cependant, il est nécessaire de déterminer les jours de temps sec par une analyse des données pluviométriques enregistrées durant la durée de l étude comparative afin de préciser les jours pour lesquels, les méthodes débitmétriques estimant un débit journalier 164

189 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée d ECP seront appliquées. L étude comparative réalisée sur le bassin versant d Ecully s est déroulée sur 31 jours dont 8 jours de temps sec (Figure.34). Hyétogramme journalier Pluie (mm/jour) mars 003 Figure.34: Hauteur de pluie journalière observée sur le bassin versant d Ecully durant l étude diagnostic du réseau d assainissement (mars 003). Les méthodes chimiques sont appliquées en utilisant les données de polluants acquises lors d un bilan sur 4 heures réalisé du 1/03 à 10h00 au 13/03 à 10h00 par l analyse de 4 échantillons moyens horaires constitués proportionnellement au débit écoulé. Quelques millilitres sont prélevés sur chacun d eux pour le mesurage du δ 18 O. Douze échantillons moyens sur heures sont ensuite constitués en mélangeant deux échantillons moyens horaires successifs afin de disposer d un volume adéquat pour l analyse des paramètres polluants suivants : DBO 5, DCO, MES, NTK et Pt. L étude comparative réalisée sur le bassin versant d Ecully présente l avantage de pouvoir évaluer l incertitude associée à la valeur estimée du débit journalier d ECP ou volume du mensuel d ECP fournie par les différentes méthodes. Cette incertitude est essentiellement fonction de l incertitude de mesure sur le débit total qui n est jamais évaluée dans le cadre d une étude diagnostic classique. Il existe d autres sources d incertitude liées aux caractéristiques intrinsèques de chacune des méthodes dont le principe d évaluation a été présenté dans les chapitres et Etude comparative sur le bassin versant de l Yzeron Application de la méthode du δ 18 O Un petit volume (environ 500 ml) des échantillons d eaux usées constitués lors des bilans sur 4 heures au niveau des points de prélèvement dans le réseau d assainissement situés à proximité de l Yzeron est utilisé pour l analyse du δ 18 O. Les bilans sur 4 heures, pour des raisons techniques, n ont pas été réalisés le même jour. Cinq ont été réalisés le 4/1/0, un entre le 4/1/0 et le 5/1/00, un entre le 5/1/00 et le 6 /1/0 et le dernier le 7/1/0. Le 5/1/0, des échantillons d eau potable et de l Yzeron ont été prélevés et analysés 165

190 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée afin d estimer les valeurs de référence respectives du δ 18 O pour les composantes eaux usées strictes et infiltration d ECP. La localisation des différents points d échantillonnage sur le réseau d assainissement, sur le réseau d eau potable et sur l Yzeron est présentée dans la Figure.35. Cours d eau Réseau structurant Eau potable Cours d eau Eaux usées Figure.35: Localisation des points d échantillonnage de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron. Afin d estimer le débit d infiltration d ECP par la méthode du δ 18 O et de considérer les résultats obtenus comme valides, deux hypothèses doivent être posées : - les valeurs de référence du δ 18 O sont homogènes dans l espace, en considérant que l eau potable et les infiltrations d ECP ont des origines identiques en amont des points de prélèvements le long du ruisseau de Charbonnières et du premier affluent de l Yzeron ; - les valeurs de référence restent constantes du 4/1/0 à 00h00 au 8/1/0 à 00h00 période pendant laquelle les bilans sur 4 heures sont réalisés. La première hypothèse semble être valide d une part car l eau potable alimentant le bassin versant de l Yzeron provient majoritairement de la nappe alluviale du Rhône et d autre part car l Yzeron et le ruisseau de Charbonnières sont alimentés par des sources de débordement de l aquifère fissuré des formations granitiques des Monts du Lyonnais, luimême alimenté par les pluies locales dont la composition isotopique devrait a priori être homogène à cette échelle spatiale. Des investigations plus poussées seraient nécessaires pour valider totalement cette dernière hypothèse. La deuxième hypothèse peut aussi être considérée comme valide car si l eau potable provenant de la nappe alluviale du Rhône présente une variabilité saisonnière du δ 18 O, une variation significative sur 4 jours apparaît très improbable. Une variation du δ 18 O de la 166

191 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée composante infiltration d ECP par captage des sources de débordement de l aquifère granitique fissuré semble également peu probable car aucun événement pluvieux important n est observé entre le 4 et le 8/1/0. Les conclusions issues du résultat des analyses de δ 18 O sont présentées en deux parties. La première partie concerne les résultats obtenus pour les différentes composantes du débit total d eaux usées, à savoir l eau potable et l Yzeron. Ils permettent de définir les valeurs de référence moyenne de δ EU et δ INF sur l ensemble de la zone étudiée (Tableau.3 et Tableau.4). La deuxième partie concerne le calcul de la fraction et du débit d infiltration d ECP sur les 8 points de mesure qui sont comparés aux valeurs estimées par Hydratech selon la méthode du minimum mobile D8. Description des échantilons δ 18 O ( ) Yzeron, ruisseau, commune de Brindas -8, Yzeron, ruisseau, 1ere confluence, Craponnes -8,14 Yzeron, ruisseau, confluence Charbonnières -8,10 Yzeron, ruisseau, Aqueduc de Beaunant -8,05 Yzeron, ruisseau, Oullins centre -8,16 Eau potable, commune de Craponnes -9,78 Eau potable, commune de Francheville -9,73 Eau potable, commune de Oullins. -9,70 Tableau.3: δ 18 O des principales composantes du débit total d eaux usées d amont en aval du bassin versant de l Yzeron (5/1/00). Les valeurs du δ 18 O de l eau potable et de l Yzeron présentent des variations très faibles sur l ensemble de la zone étudiée. Les variations observées sont du même ordre de grandeur que l incertitude sur une valeur mesurée de δ 18 O (0,1 ). Les valeurs de référence δ EU et δ INF pour toute la zone étudiée sont estimées en calculant des valeurs moyennes présentées dans le Tableau.4. Valeur de référence δ 18 O ( ) Eau potable ou eaux usées strictes δ EU -9,74 Yzeron ou infiltration d eaux parasites δ INF -8,13 Tableau.4: Valeur moyenne de référence du δ 18 O des principales composantes du débit total d eaux usées du bassin versant de l Yzeron. Deux valeurs estimées de la fraction d infiltration d ECP du débit d infiltration d ECP sont obtenues en chaque point à partir de la valeur mesurée du δ 18 O dans les échantillons d eaux usées diurne et nocturne. Le débit d infiltration d ECP estimé est ensuite comparé au débit minimum nocturne. Les résultats sont présentés dans le Tableau

192 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Méthode du δ 18 O Minimum nocturne Point Période δ EU ( ) b (%) Q T (m 3 /h) Q INF (m 3 /h) Q INF (m 3 /h) 1 N -8,36 0, D -8,54 0, * N -8,11 1, * D -8,14 1, N -9,03 0, D -9,35 0, N -8,48 0, D -8,54 0, N -8,33 0, * D -8,31 0, N -8,38 0, D -8,59 0, N -8,78 0, D -9, 0, N -8,44 0, D -8,6 0, Tableau.5: Détermination de la fraction d infiltration pour chaque point de mesure. Etude comparative avec la méthode du minimum nocturne. Le débit d infiltration d ECP estimé par la méthode du δ 18 O est inférieur au débit minimum nocturne pour tous les points de mesure, excepté pour le point et l estimation faite avec l échantillon diurne du point 5. La méthode du δ 18 O donne donc des valeurs logiques du débit d infiltration d ECP car le débit minimum nocturne est supposé être très proche du débit d ECP, un débit résiduel nocturne d eaux usées strictes étant considéré. Si le débit d infiltration estimé par la méthode du δ 18 O est supérieur au débit minimum nocturne, des apports de même origine que les infiltrations contribuent au débit total d eaux usées comme le captage de source par des particuliers pour usage domestique. Pour un même point de mesure, le débit d infiltration nocturne est toujours inférieur ou équivalent au débit d infiltration diurne. En théorie, le débit d infiltration est supposé constant à l échelle de la journée, hypothèse généralement posée pour la plupart des méthodes traditionnelles. Cette constance est observée pour les points 3 et 7. La conclusion principale des essais de la méthode du δ 18 O réalisés en mars et septembre 00 est que l on estime un débit d infiltration d ECP sans distinction de l infiltration réelle et des rejets de pompage d eaux souterraines. Le protocole d échantillonnage utilisé lors de l étude diagnostic sur le bassin versant de l Yzeron, avec des échantillons moyens diurne et nocturne, peut constituer une solution partielle à ce problème. En effet, si on considère que les apports d eaux souterraines pompées ou de sources captées suivent le cycle journalier des apports d eaux usées strictes, la différence entre le débit d infiltration nocturne et le débit d infiltration diurne peut constituer une estimation satisfaisante de ces rejets «clandestins». A titre d exemple, en amont du point de mesure 4, les rejets clandestins représenteraient un débit de 80 m 3 /h. La réduction du pas de temps d échantillonnage ou la réduction de la période nocturne permettrait d affiner ces estimations. 168

193 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 4... Etude comparative des méthodes traditionnelles et de la méthode du δ 18 O Etude comparative à l échelle de la chronique Les valeurs du volume total d ECP estimées en chaque point de mesure par les différentes méthodes débitmétriques sont présentées dans le Tableau.6. D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 P P P P P P P P Cem P 77556, P Tableau.6: Volume total d ECP (en m 3 ) estimé en chaque point de mesure de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0). On remarque que pour un même point de mesure les valeurs estimées du volume total d ECP par les différentes méthodes sont très variables et peuvent générer un écart relativement important entre deux valeurs estimées. Des valeurs négatives fournies par les méthodes D1 bis et D5 sont observées pour le point de mesure 3. Pour chacun des 10 points de mesure, on dispose de 9 valeurs estimées du volume total d ECP. Avant d étudier l ordre de grandeur de l écart entre les diverses valeurs estimées, le classement par ordre croissant des 9 valeurs estimées en chaque point de mesure et l analyse statistique des 10 classements obtenus sur les 10 points de mesure permet d observer si certaines méthodes tendent à sous-estimer ou surestimer le volume total d ECP par rapport à d autres. Le résultat de l analyse statistique des 10 classements est présenté dans le Tableau.7. L effectif de la classe 1 représente les méthodes d estimation qui fournissent la plus faible valeur estimée du volume d ECP. Par exemple, la méthode D3 a fourni pour 4 des 10 points de mesure le volume d ECP le plus faible. L effectif de la classe 9 représente les méthodes d estimation qui fournissent la valeur estimée la plus élevée du volume d ECP. Par exemple, la méthode D11 a fournis pour 9 des 10 points de mesure le volume d ECP le plus élevé. L effectif des classes intermédiaires indique les méthodes qui fournissent des valeurs du volume d ECP comprises entre les deux extrema. La tendance de certaines méthodes à la surestimation ou à la sous-estimation du volume total d ECP par rapport à d autres méthodes est plus appréciable sur la représentation graphique du Tableau.7 dans la Figure.36. Les méthodes D11, D8 et D9 donnent généralement les estimations les plus élevées du volume d ECP et qu aucune tendance majeure ne se distingue pour les autres méthodes. 169

194 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Classes D D1 bis D D D D D D D Tableau.7: Classement par ordre croissant des valeurs estimées des ECP selon différentes méthodes débitmétriques en 10 points de mesure du bassin versant de l Yzeron. Effectif Répartition des valeurs d'ecp fournies par chaque méthode D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D Classe Figure.36: Représentation graphique du classement par ordre croissant des valeurs estimées du volume total d ECP selon différentes méthodes en 10 points de mesure du bassin versant de l Yzeron. Afin d étudier l ordre de grandeur de l écart entre les valeurs estimées du volume d ECP sur un point de mesure et de le comparer à celui observé sur un autre point de mesure, il est nécessaire de raisonner sur l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP. Ces dernières sont présentées dans le Tableau.8. La variabilité de l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP est analysée en étudiant l écart entre les valeurs estimées par deux méthodes débitmétriques spécifiques sur l ensemble des 10 points de mesure. Les écarts obtenus exprimés en valeur absolue sont présentés dans le Tableau.9 et le Tableau.30 qui indiquent respectivement l ordre de grandeur de l écart moyen et l ordre de grandeur des écarts minimum et maximum. A titre d exemple, l écart moyen entre les valeurs estimées de la fraction d ECP selon les méthodes D1 bis et D8 est de l ordre de 6 % du débit de temps sec (Tableau.9). L écart minimal et l écart maximal se situent respectivement sous et au dessus de la diagonale (-). L écart minimal et l écart maximal observés entre les valeurs de la 170

195 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée fraction d ECP estimées selon les méthodes D1 bis et D8 sont respectivement de l ordre de 9 et 41 % du débit de temps sec (Tableau.30). D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 P P P P P P P Cem P P Tableau.8: Fraction d ECP (en % du débit de temps sec) estimée en chaque point de mesure de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron (0/11/0 au 09/1/0). D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 D D1 bis D D D D D D D Tableau.9: Moyenne de l écart (en % du débit de temps sec) observé entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques pour l ensemble des points de mesure. D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 D D1 bis D D D D D D D Tableau.30: Ecart minimal et écart maximal (en % du débit de temps sec) observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques pour l ensemble des points de mesure. 171

196 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Afin de mieux apprécier l ordre de grandeur de l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP selon deux méthodes débitmétriques spécifiques et de donner une vision générale de la très grande variabilité entre les différentes estimations, les écarts présentés dans les deux tableaux précédents sont moyennés. L ordre de grandeur de la moyenne, du minimum et du maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques est présenté dans le Tableau.31. moyenne 18,1 Ecart moyen minimum 6,4 maximum 38,5 moyenne 5,9 Ecart minimum minimum 0,1 maximum 1,3 moyenne 33,4 Ecart maximum minimum 11,6 maximum 78,7 Tableau.31: Moyenne, minimum et maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques. La moyenne de l écart moyen entre les valeurs estimées de la fraction d ECP selon deux méthodes débitmétriques spécifiques, et ce quelles que soient ces deux méthodes, est de l ordre de 18 % du débit de temps sec. Cet écart moyen atteint 39 % du débit de temps sec pour les méthodes D11 et D4 ou se réduit à 6 % du débit de temps sec pour les méthodes D8 et D11. Le maximum de l écart minimum atteint jusqu à 1 % du débit de temps sec pour les méthodes D11 et D4 et le maximum de l écart maximum atteint jusqu à 79 % du débit de temps sec pour les méthodes D11 et D3. Les écarts les plus faibles sont observés entre les méthodes D8 et D11, ainsi qu entre D3 et D4. Ces observations confirment le fait que les méthodes débitmétriques ne quantifient pas les mêmes composantes du débit d eaux usées de temps sec, notamment les méthodes débitmétriques basées sur le principe 1 (D3 et D4) et celle basées sur le principe (D8 et D11). Lors d une étude diagnostic de réseau d assainissement, l estimation d un volume total d ECP en différents points de mesure définissant plusieurs sous-bassins versants permet d établir une hiérarchisation des apports d ECP. La variabilité des estimations selon la méthode débitmétrique utilisée peut avoir un impact sur cette procédure. Afin d apprécier cet impact, une hiérarchisation des apports d ECP est établie selon chacune des méthodes d estimation. La hiérarchisation consiste à exprimer le volume total d ECP estimé en un point de mesure P en pourcentage du volume total d ECP observé à l exutoire du bassin versant de l Yzeron qui est constitué par le point de mesure P1. Les différentes hiérarchisations établies sont présentées dans le Tableau.3. La proportion d ECP estimée en chaque point selon les différentes méthodes présente une variabilité limitée par rapport à la variabilité du volume total d ECP estimé en chaque point selon les différentes méthodes. La visualisation graphique des données présentées dans le 17

197 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Tableau.6 et le Tableau.3 permet de mieux apprécier ce phénomène en comparant les volumes d ECP et les proportions d ECP estimés selon les différentes méthodes débitmétriques d une part sur les points de mesure situés d amont en aval sur le collecteur de l Yzeron (Figure.37 et Figure.38) et d autre part sur chacun des sous bassins-versants (Figure.39 et Figure.40). D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 P P P P P P P P Cem P P Tableau.3: Hiérarchisation des apports d ECP (%) établie sur le bassin versant de l Yzeron en fonction de la valeur du volume total d ECP estimée en chaque point de mesure selon les différentes méthodes débitmétriques Volume d'ecp estimé sur le collecteur principal de l'yzeron Volume total d'ecp (m 3 ) D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 0 P11 P10 P9 P6 P4 Cem P1 Point de mesure Figure.37: Volume d ECP estimé (m 3 ) par les différentes méthodes débitmétriques sur les points de mesure situés d amont en aval sur le collecteur principal du basin versant de l Yzeron. L analyse de la Figure.37 met clairement en évidence la variabilité des valeurs estimées du volume d ECP selon les différentes méthodes et montre que la dispersion des valeurs augmente d amont en aval, indiquant que l influence des hypothèses de calcul intrinsèques à chaque méthode est prépondérante lorsque les dimensions du bassin versant 173

198 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée étudié augmentent. Cependant, les courbes obtenues présentent une allure similaire et montrent toutes que les apports d ECP sont prédominants en aval du point de mesure Hiérarchisation des apports d'ecp sur le collecteur principal de l'yzeron Part du volume total d'ecp (%) D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 0 P11 P10 P9 P6 P4 Cem P1 Point de mesure Figure.38: Proportion d ECP estimée en pourcentage du volume total d ECP à l exutoire selon les différentes méthodes sur les points de mesure situés d amont en aval sur le collecteur principal du basin versant de l Yzeron. La Figure.38 montre aussi que les apports d ECP sont prépondérants en aval du point du mesure 6 et représentent, selon les méthodes considérées, 70 à 80 % du volume total d ECP à l exutoire. La variabilité des valeurs estimées de la proportion d ECP en chaque point semble être restreinte par rapport à la variabilité des valeurs estimées du volume total d ECP. Cette observation est nettement confirmée par comparaison à l échelle des sousbassins versants des valeurs estimées du volume total d ECP (Figure.39) et des valeurs estimées de la proportion d ECP (Figure.40). Seules les proportions d ECP estimées pour les sous-bassins versants P4 b, Cem b et P1 b situés plus en aval présentent une variabilité importante. Cette observation peut être expliquée par le fait que les volumes d ECP estimés pour ces sous-bassins versants sont calculés par différence entre les valeurs estimées du volume total d ECP en P1, P4, et Cem, qui présentent eux même la dispersion la plus importante (Figure.37). Les apports d ECP proviennent majoritairement de quatre sous-bassins versants : - le bassin versant P.11 délimité par le point de mesure 11 ; - le bassin versant P.6 brut ou P.6 b délimité par les points de mesure 6, 8 et 9 ; - le bassin versant P.5 délimité par le point de mesure 5 ; - le bassin versant P.4 b délimité par les points de mesure 4, 5, 6 et 7. Les volumes d ECP produits par ces quatre sous-bassins versants représentent respectivement 10 %, 0 %, 15 % et 0 % du volume total d ECP à l exutoire, soit 65 % des ECP du bassin versant de l Yzeron (Figure.40). 174

199 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Volume d'ecp (m 3 ) D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 Volume d'ecp par sous-bassin versant P11 P10 b P9 b P6 b P7 P5 P3 P4 b Cem b P P1 b Sous-bassin versant Figure.39: Volume d ECP estimé par les différentes méthodes débitmétriques pour chacun des sous-bassins versants délimités par l ensemble des points de mesure du basin versant de l Yzeron. Hiérarchisation des apports d'ecp par sous-bassin versant Part du volume total d'ecp (%) D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11-0 P11 P10 b P9 b P6 b P7 P5 P3 P4 b Cem b P P1 b Sous-bassin versant Figure.40: Proportion d ECP estimée en pourcentage du volume total d ECP à l exutoire selon les différentes méthodes pour chacun des sous-bassins versants du basin versant de l Yzeron. L étude comparative à l échelle de la chronique montre que les différentes méthodes débitmétriques fournissent des valeurs estimées du volume total d ECP qui sont très variables, notamment les méthodes D8, D11 et D3, D4. Cependant cette variabilité présente une influence limitée sur la hiérarchisation des apports. Le choix de la méthode à utiliser n est peut-être pas important lorsque l objectif de l étude est de sectoriser les apports d ECP prépondérants. Toutefois, la sectorisation ne doit pas être effectuée sur des bassins versants de grande taille, car la variabilité des estimations, qui est alors plus importante, génère des écarts dans la hiérarchisation des apports. 175

200 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 4... Etude comparative à l échelle du jour des prélèvements Les valeurs du volume journalier d ECP estimées en chaque point de mesure par les différentes méthodes sont présentées dans le Tableau.33. D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 C1 C3 δ 18 O P P P P P P P P P P Cem P P Tableau.33: Volume journalier d ECP estimé lors des bilans sur 4 heures réalisés en chaque point de mesure de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron (04/1/0 au 07/1/0). Pour un même point de mesure, les valeurs estimées du volume total d ECP par les différentes méthodes sont très variables. Comme à l échelle de la chronique, des valeurs négatives sont observées pour le point de mesure 3. Elles sont fournies par les méthodes D1 bis, D5 et D10. Deux autres valeurs négatives sont également observées pour les points de mesure 8 et 10, fournies respectivement par les méthodes D9 et D10. La tendance de certaines méthodes à la surestimation ou à la sous-estimation des volumes d ECP par rapport à d autres méthodes est évaluée selon le protocole utilisé pour l étude comparative à l échelle de la chronique. Pour chacun des 13 points de mesure, on peut disposer de 10 valeurs estimées du volume journalier d ECP. Le classement par ordre croissant des valeurs estimées en chaque point de mesure et l analyse statistique des classements obtenus sont illustrés dans la Figure.41 et la Figure.4 qui concernent respectivement les points où la méthode du δ 18 O est appliquée et tous les points de mesure sans prendre en compte la méthode du δ 18 O. En général, les méthodes D11, D8 donnent les estimations les plus élevées du volume d ECP et les méthodes D1 bis et D10 donnent les estimations les plus faibles. La méthode du δ 18 O fournit des valeurs estimées du volume journalier d ECP intermédiaires dans les classes 4 et 5 avec une légère tendance à la sous-estimation par rapport à la majorité des autres méthodes. Cette observation est un résultat logiquement attendu car la méthode du δ 18 O quantifie les apports d eaux souterraines, contrairement à d autres méthodes comme la méthode D8 qui quantifie tous les apports permanents ayant pour origine l eau potable ou les eaux souterraines. Les valeurs estimées du volume journalier d ECP selon les méthodes chimiques C1 et C3 se répartissent dans toutes les classes. Toutefois, une tendance à la surestimation est observée. Les faibles valeurs du volume journalier d ECP estimées par les méthodes chimiques sur certains points de mesure peuvent être liées à la présence de rejets 176

201 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée d effluents industriels très chargés qui génèrent une surestimation du débit d eaux usées strictes. La tendance à la surestimation des méthodes chimiques est un comportement logiquement attendu car ces méthodes ne quantifient pas l infiltration d ECP mais tous les apports non ou faiblement chargés en polluants, c'est-à-dire les ECP au sens large. Effectif Répartition des valeurs d'ecp fournies par chaque méthode D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 C1 C3 Isotope Classe Figure.41: Représentation graphique du classement par ordre croissant des valeurs estimées du volume journalier d ECP selon différentes méthodes sur les 8 points de mesure où la méthode du δ 18 O est appliquée. Effectif Répartition des valeurs d'ecp fournies par chaque méthode D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 C1 C Classe Figure.4: Représentation graphique du classement par ordre croissant des valeurs estimées du volume journalier ECP selon différentes méthodes débitmétriques et chimiques sur les 13 points de mesure du bassin versant de l Yzeron. 177

202 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Afin d étudier l ordre de grandeur de l écart entre les diverses valeurs estimées du volume d ECP sur un point de mesure et de les comparer à ceux observés sur un autre point de mesure, il est nécessaire de raisonner sur l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP. Ces dernières sont présentées dans le Tableau.34. D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 C1 C3 Isotope P P P P P P P P P P Cem P P Tableau.34: Fraction d ECP (en %) estimée lors des bilans sur 4 heures réalisés en chaque point de mesure de l étude diagnostic du bassin versant de l YZeron (04/1/0 au 07/1/0). L analyse de l écart entre les différentes valeurs estimées de la fraction d ECP est réalisée selon le protocole utilisé pour l étude à l échelle de la chronique. L ordre de grandeur de la moyenne, du minimum et du maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes spécifiques est présenté dans le Tableau.35. Ecart moyen Ecart minimum moyenne 19, minimum 6,7 maximum 39,6 moyenne,9 minimum 0,0 maximum 19,9 Ecart maximum moyenne 56,1 minimum 15,6 maximum 100, Tableau.35: Moyenne, minimum et maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes spécifiques. La moyenne de l écart moyen entre les valeurs estimées de la fraction d ECP selon deux méthodes spécifiques, et ce quelles que soient ces deux méthodes, est de l ordre de 19 % du débit de temps sec. Cet écart moyen atteint 40 % du débit de temps sec pour les méthodes 178

203 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée D11 et D1bis ou se réduit à 7 % pour les méthodes D1 et du δ 18 O. Le maximum de l écart minimum atteint dans le cas de cette étude jusqu à 0 % du débit de temps sec pour les méthodes D11 et D10. Le maximum de l écart maximum atteint jusqu à 100 % du débit de temps sec pour les méthodes D11 et D9. Les écarts moyen minimum et maximum entre deux méthodes spécifiques, et ce quelles que soient ces méthodes, sont du même ordre de grandeur à l échelle du jour des prélèvements et à l échelle de la chronique. Les variations entre les valeurs estimées du volume d ECP selon les différentes méthodes peuvent être supposées constantes dans le temps. L étude comparative réalisée à l échelle du jour de temps sec peut permettre de confirmer ou de rejeter cette hypothèse Etude comparative à l échelle du jour de temps sec L étude comparative à l échelle du jour de temps sec permet de comparer les valeurs du volume journalier estimées par les méthodes débitmétriques pour tous les jours de temps sec et sur tous les points de mesure. Compte tenu du nombre de jour de temps sec du 0/11/0 au 09/1/0 et de la validité des données de débit sur chaque point de mesure, l étude comparative est réalisée sur 16 jours de temps sec. Les valeurs estimées du volume journalier d ECP et de la fraction d ECP sont disponibles en annexe 3. La tendance de certaines méthodes à la surestimation ou à la sous-estimation des volumes d ECP par rapport à d autres méthodes est évaluée selon le protocole utilisé pour l étude comparative à l échelle de la chronique. Pour chacun des 16 jours de temps sec, on dispose de 7 valeurs estimées du volume journalier d ECP. Le classement par ordre croissant des 7 valeurs estimées pour chacun des 16 jours de temps sec et l analyse statistique des 16 classements obtenus sont illustrés dans la Figure Répartition des valeurs d'ecp fournies par chaque méthode D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 Effectif Classe Figure.43 : Analyse statistique des classements par ordre croissant des valeurs estimées du volume journalier d ECP selon différentes méthodes débitmétriques sur 16 jours de temps sec. 179

204 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Les méthodes D11, D8, D9 et D10 donnent par ordre d importance une valeur estimée du volume d ECP qui est la plus élevée et les méthodes D1 bis, D5 et D1 donnent la plus faible. Plus généralement, les méthodes débitmétriques reposant sur le principe surestiment le volume journalier d ECP par rapport à celle reposant sur le principe 1. L analyse de l écart entre les différentes valeurs estimées de la fraction d ECP est réalisée selon le protocole utilisé pour l étude à l échelle de la chronique. L ordre de grandeur de la moyenne, du minimum et du maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes spécifiques est présenté dans le Tableau.36. moyenne 18,7 Ecart moyen minimum 6,4 maximum 34,6 moyenne 0,5 Ecart minimum minimum 0,0 maximum,1 moyenne 6,6 Ecart maximum minimum,3 maximum 110,1 Tableau.36: Moyenne, minimum et maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques. La moyenne de l écart moyen entre les valeurs estimées de la fraction d ECP selon deux méthodes spécifiques, et ce quelles que soient ces deux méthodes, est de l ordre de 19 % du débit de temps sec. Cet écart moyen atteint 35 % du débit de temps sec pour les méthodes D11 et D5 ou se réduit à 6 % pour les méthodes D8 et D11. Le maximum de l écart minimum atteint dans le cas de cette étude jusqu à % du débit de temps sec pour les méthodes D8 et D10. Cette valeur faible du maximum de l écart minimum par rapport à celle déterminée à l échelle de la chronique ou du jour des prélèvements indique que sur les 16 jours de temps sec, deux méthodes différentes fournissent au moins une fois des valeurs estimées du volume d ECP qui sont très proches, même si ces deux méthodes sont, dans leur principe, différentes. Le maximum de l écart maximum atteint jusqu à 110 % du débit de temps sec pour les méthodes D11 et D5. L étude comparative à l échelle du jour de temps sec permet également d apprécier la variabilité de la hiérarchisation des apports d ECP par sous-bassins versants en fonction du jour de temps sec considéré. Pour chaque jour de temps sec, une hiérarchisation des apports d ECP est établie en moyennant les proportions d ECP, exprimées en pourcentage du volume total d ECP à l exutoire, qui sont obtenues selon les différentes méthodes d estimation. Les résultats obtenus sont illustrés dans la Figure.44. La hiérarchisation journalière des apports d ECP présente une variabilité qui peut être importante. Cette observation peut remettre en question la représentativité de la hiérarchisation des apports d ECP réalisée en général sur une seule journée dans le cadre d une étude diagnostic classique. Afin de mieux apprécier la vulnérabilité de certains secteurs du réseau d assainissement aux apports d ECP, il est peut 180

205 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée être nécessaire de réaliser systématiquement une hiérarchisation d ECP pour chaque jour de temps sec où l on dispose de données de débit valides. De plus, l étude de la variabilité journalière de la hiérarchisation des apports d ECP peut permettre de mettre en évidence les sous-bassins versants qui sont plus sensibles à un certains types d apports. Par exemple, un sous-bassin versant sensible au ressuyage de la tranchée d assainissement sera caractérisé par une variabilité marquée de la proportion d ECP qu il produit. Des études complémentaires sont nécessaires afin de confirmer cette observation et ces hypothèses. Variabilité de la hiérarchisation des apports d'ecp selon le jour de temps sec considéré 0/11 /11 3/11 6/11 7/11 04/1 05/1 06/1 08/1 09/1 P.1b Cem b P.3 P.7 P.9 b Sous BV P.11 0/11 /11 3/11 6/11 7/11 04/1 05/1 06/1 Jour 08/1 09/ Part du volume total d'ecp (%) Figure.44: Variabilité de la hiérarchisation des apports d'ecp en fonction du jour de temps sec considéré observée lors de l'étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron Validité de la méthode du δ 18 O par rapport aux méthodes traditionnelles La vérification de la validité de la méthode du δ 18 O par rapport aux méthodes traditionnelles consiste à utiliser les valeurs du volume journalier d ECP fournit par la méthode du δ 18 O pour calculer les valeurs de référence du rejet moyen par habitant ou du paramètre de forme F N 0 qui sont les paramètres classiques utiliser pour appliquer les méthodes traditionnelles. Si les valeurs de référence obtenues présentent un ordre de grandeur réaliste, la méthode du δ 18 O produit des estimations valides, du moins d un même niveau de validité que les autres méthodes. La méthode du δ 18 O permet d isoler la fraction d eau potable et, dans le cas de l étude sur l Yzeron, elle permet d estimer un débit théorique journalier d eaux usées strictes qui, rapporté au nombre d habitants, donne une estimation de la consommation journalière d eau potable par habitant. Cette valeur est alors comparée à la consommation moyenne journalière par habitant estimée à partir de la consommation annuelle d eau potable facturée. Les résultats obtenus pour chaque bassin versant sont présentés dans le Tableau

206 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Volume journalier d'eau potable (m 3 ) Nombre d'habitants Consommation lors du jour des prélèvements (L/jour/hab) d après δ 18 O Consommation moyenne journalière (L/jour/hab) d après facturation. P P P P P P7* P Tableau.37: Consommation journalière d eau potable par habitant estimée par la méthode du δ 18 O et consommation moyenne journalière estimée à partir de la consommation annuelle d eau potable. La consommation journalière d eau potable par habitant estimée par la méthode du δ 18 O est très variable selon les bassins versants et, de manière générale, elle est inférieure à la consommation moyenne journalière par habitant estimée à partir de la consommation annuelle d eau potable. Cette observation est un résultat attendu car toute l eau potable consommée n est pas rejetée au réseau. La consommation moyenne journalière d eau potable sur le bassin versant délimité par le point de mesure 7 est très élevée par rapport à celle observée sur les autres bassins versants, ce que la méthode du δ 18 O met également en évidence. Pour certains bassins versants (P5 et P6), la consommation journalière d eau potable par habitant estimée par la méthode du δ 18 O est anormalement faible. Toutefois, on a vu précédemment que sur les points 5 et 6, la comparaison du débit nocturne et du débit diurne d ECP estimé par la méthode du δ 18 O met en évidence des pompages conséquents d eaux souterraines qui peuvent expliquer ces valeurs faibles de consommation journalière estimée d eau potable. Dans le cadre des expérimentations réalisées à Nantes, la méthode du δ 18 O a fourni des valeurs estimées du débit d ECP proches de celles estimées par la méthode des paramètres forme D11 (fraction nocturne) lorsque que cette dernière est appliquée rigoureusement en utilisant des données de débit acquises en période de basses eaux permettant de calculer la valeur de référence F N0 de la fraction nocturne. Connaissant la fraction nocturne F N du jour où les prélèvements sont réalisés et la valeur estimée du débit journalier d ECP selon la méthode du δ 18 O, une valeur théorique de la fraction nocturne de référence F N0 est calculé pour chaque bassin versant. Les résultats obtenus sont présentés dans le Tableau.38. F N mesuré F N 0 estimé par la méthode du δ 18 O P ,53 P ,51 P ,40 P ,50 P ,89 P ,43 P ,00 Tableau.38: Estimation de la valeur de référence de la fraction nocturne F N 0 par la méthode du δ18 O et comparaison avec la valeur calculée de la fraction nocturne F N durant le bilan sur 4 heures. 18

207 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Les valeurs estimées de F N0 sont toutes inférieures à la valeur de F N, traduisant logiquement la variabilité saisonnière des apports d ECP et son impact sur la valeur du paramètre de forme. Cependant, par rapport aux valeurs préconisées par Renault (1983), qui sont comprises entre 0,15 et 0,40, les valeurs estimées du F N0 par la méthode du δ 18 O sont plus élevées et comprises entre 0,40 et 1,00. Il se peut donc que la méthode du δ 18 O et la méthode des paramètres de forme n estiment pas les mêmes composantes des ECP ou que les valeurs de référence de F N0 établies par Renault soient erronées en raison de l utilisation croissante d appareils électroménagers durant la période creuse du tarif de l électricité. Il est alors intéressant de vérifier si les valeurs estimées de F N0 sont corrélées avec les caractéristiques du bassin versant étudié. Par définition, la valeur de F N0 doit augmenter quand la pente du réseau diminue et la surface du bassin versant augmente. Le classement par ordre croissant des valeurs estimées du F N0 et les caractéristiques des bassins versants correspondants sont présentés dans le Tableau.39. La représentation graphique du Tableau.39 illustrée dans la Figure.45 permet de mieux apprécier cette corrélation éventuelle. F N 0 Surface (ha) Pente (m/m) P.4 0, ,070 P.7 0, ,073 P.5 0, ,0165 P.3 0, ,0359 P.1 0, ,067 P.6 0, ,06 P.1 1, ,0087 Tableau.39: Valeurs estimées de F N0 classées par ordre croissant et morphologie (surface, pente) du bassin versant délimité par le point de mesure correspondant. Valeur estimée de FN0 et morphologie du BV (surface, pente) Surface (ha) pente (m/m) Surface (ha) Pente (m/m) ou F N P.4 P.7 P.5 P.3 P.1 P.6 P Point de mesure Figure.45: Représentation graphique des valeurs estimées du F N0 classées par ordre croissant et corrélation avec la morphologie (surface, pente) du bassin versant délimité par le point de mesure correspondant. 183

208 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée La valeur estimée de F N0 est relativement corrélée avec la pente moyenne du réseau puisque la valeur de F N0 augmente quand la pente diminue. Par contre il n y a aucune corrélation évidente avec la surface des bassins versants. La surface du bassin versant a une influence sur le temps de séjour, principalement pour les rejets dans la partie la plus amont, mais si l urbanisation est plus dense à proximité de l exutoire, la surface du bassin versant ne peut expliquer à elle seule le temps de séjour des eaux dans le réseau et son impact sur le résiduel débit nocturne d eaux usées strictes et la valeur de la fraction nocturne Conclusion de l étude comparative sur le bassin versant de l Yzeron Les valeurs estimées du volume d ECP selon la méthode du δ 18 O sur les différents points de mesure sont du même ordre de grandeur que celles estimées par les méthodes traditionnelles. De plus, la méthode du δ 18 O a mis en évidence sur certains bassins versants la présence d eaux souterraines pompées et rejetées dans le réseau d assainissement. Cependant, l évaluation de la validité de la méthode du δ 18 O par rapport aux méthodes traditionnelles en l utilisant comme méthode de référence pour estimer la valeur de la consommation journalière d eau potable ou la valeur de la fraction nocturne en période de basses eaux ne permet pas de garantir la représentativité d une estimation. La méthode du δ 18 O fournit des valeurs estimées des ECP qui sont d un même niveau de validité que celle fournie par les méthodes traditionnelles compte tenu des hypothèses approximatives sur lesquelles elles reposent. Les expérimentations préliminaires avec la méthode du δ 18 O qui sont présentées dans le chapitre reposent sur un échantillonnage instantané des eaux usées. Ce protocole expérimental permet uniquement le calcul de fraction instantanée d infiltration d eaux souterraines sans distinction entre l infiltration réelle et les pompages d eaux souterraines rejetées dans le réseau. Le protocole expérimental utilisé lors de l étude diagnostic sur le bassin versant de l Yzeron qui consiste à réaliser un échantillon moyen diurne et un échantillon moyen nocturne d eaux usées peut constituer une solution partielle à ce problème. En effet, si on pose l hypothèse que les apports d eaux souterraines pompées ou de sources captées suivent le cycle journalier des apports d eaux usées strictes, la différence entre le débit d infiltration diurne et le débit d infiltration nocturne peut constituer une estimation satisfaisante de ces rejets. L étude comparative des méthodes d estimation des ECP montre que la valeur estimée de la fraction d ECP est très variable selon la méthode considérée et que l écart moyen entre les valeurs de la fraction d ECP estimées selon deux méthodes est de l ordre de 0 % du débit de temps sec et ce quelles que soient ces deux méthodes. Les méthodes qui reposent sur le principe 1 tendent à surestimer les volumes d ECP par rapport aux méthodes qui reposent sur le principe, ces principes ayant été définis dans le paragraphe 3.4 de la partie 1. Toutefois, le choix de la méthode d estimation a relativement peu d impact sur la hiérarchisation des apports d ECP. L étude comparative réalisée sur le bassin versant de l Yzeron ne permet pas de déterminer la méthode la plus fiable parmi toutes les méthodes traditionnelles. L étude comparative réalisée sur le bassin versant d Ecully apporte de plus amples informations sur la fiabilité des méthodes traditionnelles par la prise en compte de l incertitude associée aux estimations et sur la validité de la méthode du δ 18 O par son aptitude à reproduire le cycle journalier des apports d eaux usées strictes grâce à un échantillonnage des eaux usées au pas de temps horaire. 184

209 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 4.3. Etude comparative sur le bassin versant d Ecully L étude comparative des méthodes d estimation des ECP réalisée sur le bassin versant de l Yzeron montre que la variabilité des valeurs estimées du volume d ECP sur un même point de mesure peut être importante, l écart moyen entre deux estimations étant de l ordre de 0 % du débit de temps sec. Cependant, afin de confirmer cette tendance, il faut s assurer que les estimations et l écart entre deux estimations sont significatifs, c est à dire que l incertitude relative qui leur est associée est inférieure à 100 %. L étude comparative est réalisée selon le même protocole que sur le bassin versant de l Yzeron, qui est complété par la prise en compte des incertitudes permettant d apprécier : - l ordre de grandeur de l incertitude sur la valeur estimée du volume d ECP pour chacune des méthodes, afin de déterminer les méthodes qui sont les plus précises ; - l impact de l incertitude sur le calcul de la fraction d ECP ; - l impact de l incertitude sur l écart entre deux valeurs estimées du volume d ECP afin de déterminer les écarts significatifs et de mettre en évidence les méthodes d estimation qui ne quantifient pas les mêmes composantes des ECP ; - la variabilité dans le temps de l incertitude sur les valeurs estimées du volume d ECP afin d analyser la stabilité de la précision des méthodes et l influence du nombre de jours de temps sec sur l incertitude associée à l estimation d un volume total Application de la méthode du δ 18 O Lors du bilan sur 4 heures réalisé du 1/03/03 à 10h00 au 13/03/03 à 10H00, 4 échantillons moyens horaires d eaux usées ont été constitués en fonction du débit écoulé et une mesure de δ 18 O a été réalisée sur chacun d eux. Le 1/03/03, un échantillon d eau potable a été prélevé sur le réseau de distribution et un échantillon prélevé dans le ruisseau du Trouillat qui longe le collecteur principal d Ecully. Les δ 18 O mesurés dans ces deux échantillons constituent respectivement les valeurs de référence pour la composante eaux usées strictes (δ EU = -10,0 ) et la composante infiltration d ECP (δ INF = - 8,6 ). L écart observé de 1.4 permet d appliquer la méthode du δ 18 O. Comme pour l étude sur l Yzeron, deux hypothèses doivent être posées : - les valeurs de référence sont homogènes dans l espace, c'est-à-dire que l eau potable et les infiltrations d ECP ont une origine identique sur l ensemble du bassin versant d Ecully ; - les valeurs de référence restent constantes du 1/03/03 à 10h00 au 13/03/03 à 10H00, période pendant laquelle le bilan 4 heures est réalisé. La première hypothèse semble être valide car d une part l eau potable alimentant le bassin versant d Ecully provient uniquement de la nappe alluviale du Rhône et d autre part car le ruisseau du Trouillat draine sa nappe d accompagnement dont l aquifère est constitué d alluvions modernes déposés dans une vallée des formations granitiques des Monts du Lyonnais. Cet aquifère est alimenté directement par la pluie ou indirectement par l aquifère granitique fissuré. La composition isotopique de la pluie doit a priori être homogène à cette 185

210 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée échelle spatiale. La deuxième hypothèse peut aussi être considérée comme valide car si l eau potable provenant de la nappe alluviale du Rhône présente une variabilité temporelle du δ 18 O à l échelle des saisons, une variation importante sur quelques heures est très improbable. Une variation du δ 18 O de la composante infiltration d ECP semble aussi très improbable car la campagne de mesure se déroule par temps sec et il n y a pas eu d événements pluvieux depuis le 06/03/03. La méthode du δ 18 O permet alors de calculer au pas de temps horaire la fraction d infiltration b et le débit d infiltration Q INF à l exutoire du bassin versant d Ecully, ainsi que leur incertitude associée respective b et Q INF. Les résultats numériques complets sont fournis dans l annexe 5. L analyse de ces résultats permet d une part d apprécier la représentativité des valeurs d infiltration d ECP estimées selon la méthode du δ 18 O et d autre part d apprécier et de comparer les ordres de grandeur de l incertitude sur une mesure d infiltration réalisée avec des stratégies d échantillonnage diverses (instantané, moyen, etc) Représentativité de la méthode du δ 18 O La représentativité de la méthode signifie en premier lieu que les valeurs de débit d infiltration qu elle fournit ne soient pas négatives et que les valeurs de référence δ INF et δ EU choisies pour caractériser respectivement les apports d eaux usées strictes et les apports par infiltration d eaux souterraines sont représentatives des composantes du débit total d eaux usées du bassin versant d Ecully Heure 10:00 1:00 14:00 16:00 18:00 0:00 :00 00:00 0:00 04:00 06:00 08: δ INF δ T ( ) δ EU Figure.46: Valeurs de δ 18 O obtenues lors de l étude sur le basin versant d Ecully (1 et 13/03/003) Toutes les valeurs de δ T sont comprises entre les valeurs de référence de δ INF et δ EU, ce qui indique l existence d un mélange et la présence d eaux souterraines dans le réseau d assainissement (Figure.46). De plus, durant la période nocturne, les valeurs mesurées δ T du δ 18 O dans les eaux usées tendent vers la valeur de la composante infiltration d ECP indiquant la diminution des apports d eaux usées strictes et l augmentation de la fraction d infiltration d ECP. La proportion de chacune des deux composantes est calculée pour 186

211 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée chaque échantillon moyen horaire d eaux usées afin d obtenir la décomposition de l hydrogramme journalier en une part eaux usées strictes et une part infiltration d ECP illustrée dans la Figure Décomposition de l'hydrograme total d'eaux usées Débit d'infiltration Débit d'eaux usées strictes 100 QT(m 3 /h) :00 1:00 14:00 16:00 18:00 0:00 :00 00:00 0:00 04:00 06:00 08:00 Heure Figure.47: Décomposition par la méthode du δ 18 O d un hydrogramme total journalier d eaux usées observé à l exutoire du bassin versant d Ecully (1 et 13/03/03). La représentativité de la méthode signifie son aptitude à reproduire les caractéristiques d un hydrogramme journalier avec présence d ECP mises en évidence par l étude des variations horaires de la fraction d infiltration illustrée dans la Figure.48. Variation horaire de la fraction d'infiltration et du débit total d'eaux usées b (%) QT (m 3 /h) b 0 10 Q :00 1:00 14:00 16:00 18:00 0:00 :00 00:00 0:00 04:00 06:00 08:00 Heure Figure.48: Variabilité horaire de la fraction d infiltration b et du débit moyen total Q T. 187

212 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Les variations horaires de la fraction d infiltration sont inversement proportionnelles aux variations du débit total moyen horaire mesuré Q T. La méthode du δ 18 O reproduit le cycle journalier des eaux usées strictes avec une diminution des apports durant la période nocturne représentée sur la Figure.48 par une nette augmentation de la fraction d infiltration durant la période nocturne. Les heures de pointe pour les apports d eaux usées strictes sont aussi mises en évidence par une diminution marquée de la fraction d infiltration en début de soirée (0h00) et début de matinée (07h00-09H00). La méthode du δ 18 O permet aussi de vérifier l hypothèse de constance dans la journée du débit d infiltration faite pour de nombreuses méthodes traditionnelles. La décomposition de l hydrogramme total journalier permet d isoler la composante infiltration d ECP et d étudier l hydrogramme correspondant (Figure.49). 45 Hydrogramme journalier d'infiltration d'eaux souterraines QINF (m 3 /h) :00 1:00 14:00 16:00 18:00 0:00 :00 00:00 0:00 04:00 06:00 08:00 Heure Figure.49: Hydrogramme journalier d infiltration d eaux souterraines estimé par la méthode du δ 18 O. Le débit moyen horaire d infiltration d ECP présente une forte variabilité. Trois périodes de pointe (1, et 3) illustrées par les cercles en pointillé sont notamment observées, le débit d infiltration pouvant varier d un facteur 1 à. En dehors des périodes de pointe, le débit moyen horaire d infiltration est relativement stable entre 19 et 6 m 3 /h (blocs grisés). Une valeur de débit d infiltration significativement inférieure est observée de 15H00 à 16H00. L hypothèse traditionnelle d un débit d infiltration constant sur une journée peut donc être mise en question. Les variations observées peuvent être expliquées par deux phénomènes. Le premier phénomène réside dans le fait que la méthode du δ 18 O fournit une valeur du débit d infiltration d eaux souterraines sans présager de la manière dont elles sont collectées par le réseau : infiltration réelle par des défauts d étanchéité ou pompages d eaux souterraines rejetées au réseau. Les variations observées peuvent être expliquées par la variabilité des apports par pompage d eaux souterraines. En effet, on remarque que deux des périodes de pointe observées (1 et ) se produisent en début de soirée et en début de matinée, de manière analogue aux apports d eaux usées strictes. Ces deux périodes de pointe peuvent correspondre à la contribution de rejets de pompage d eaux souterraines à usage spécifiquement domestique. Le terme «spécifiquement» est employé, car certains rejets de pompages sont 188

213 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée permanents (refroidissement, exhaure de parking). L arrêt momentané d un de ces pompages permanents pourrait expliquer la forte diminution du débit d infiltration de 15H00 à 16H00. Le deuxième phénomène est lié aux mécanismes qui régissent les infiltrations d ECP. Ces dernières se produisent au niveau de défauts d étanchéité situés au dessus de l écoulement et en dessous du niveau des eaux souterraines. En période nocturne, le débit total diminue fortement, ainsi que la section mouillée, certains défauts d étanchéité contribuent alors plus à l infiltration qu en période diurne. Ce phénomène peut expliquer la période de pointe () observée de 01H00 à 6H00, principalement de 04H00 à 06H00, heures pendant lesquelles le débit total est minimum. Cependant, avant de valider ces hypothèses, il faut s assurer que les valeurs de débit moyen horaire d infiltration et les variations observées sont significatives par la prise en comptes des incertitudes (Figure.50) Hydrogramme journalier d'infiltration Débit d'infiltration Débit moyen journalier d'infiltration permanente + 95% - 95% 40 QINF (m 3 /h) :00 1:00 14:00 16:00 18:00 0:00 :00 00:00 0:00 04:00 06:00 08:00 Heure Figure.50: Incertitude absolue sur l hydrogramme d infiltration estimé. Les valeurs d incertitude relative associée à la valeur estimée du débit d infiltration sont inférieures à 100 %. De plus l incertitude relative diminue en période nocturne car la fraction d infiltration augmente. Les intervalles de confiance à 95 % associés aux débits d infiltration des périodes de pointes (1 et ) ne recoupent pas l intervalle de confiance à 95 % associé au débit moyen journalier d infiltration caractérisant les apports permanents et constants qui est calculé en moyennant les débits d infiltration horaire illustré en gris dans la Figure.49. Ces observations peuvent permettre de confirmer les hypothèses posées précédemment afin d expliquer les variations du débit d infiltration au cours d une journée. La méthode du δ 18 O permet donc de détecter la présence d apports transitoires d eaux souterraines. L incertitude sur le débit d infiltration est fonction de l incertitude sur la fraction d infiltration b et de l incertitude sur le débit total écoulé Q T. L incertitude b sur la fraction d infiltration b dépend en grande partie de l écart entre les valeurs de référence δ INF et δ EU liées au contexte hydrogéologique local et à l origine de l eau potable. La réduction de l incertitude 189

214 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée sur la fraction d infiltration b ne peut être obtenue que par l application de la méthode du δ 18 O en période nocturne car la fraction d infiltration est alors maximale. Cependant, l influence de la valeur de la fraction d infiltration sur son incertitude reste limitée. La diminution de l incertitude sur la valeur estimée du débit journalier d infiltration dépend alors essentiellement de l incertitude sur le débit total mesuré qui est conditionnée par les incertitudes sur les valeurs mesurées, simultanément et à un pas de temps défini, de la hauteur et de la vitesse de l écoulement par des capteurs spécifiques. L incertitude relative est généralement comprise entre 0 et 30 % selon les méthodes de mesure utilisées et les conditions spécifiques à la section de mesure. Il est clair que l incertitude sur un débit d infiltration estimé à partir de valeurs instantanées de la fraction d infiltration et du débit est relativement importante. L incertitude sur le débit est réduite en calculant des débits moyens (horaire, diurne, nocturne ou journalier) et en diminuant le pas de temps de mesure entre deux mesures instantanées. La conclusion est qu une amélioration sensible de la précision des estimations sur l infiltration peut être obtenue par le développement de stratégies d échantillonnages adaptées, soit plusieurs échantillons moyens horaires, soit un échantillon moyen sur une plage horaire à définir. Dans le cas de l étude d Ecully, 4 échantillons horaires sont constitués proportionnellement au débit écoulé qui est mesuré avec un pas de temps de minutes. Afin d évaluer l influence du protocole d échantillonnage sur l incertitude, les valeurs du débit moyen horaire d infiltration sont utilisées pour calculer un débit moyen d infiltration sur une période nocturne de durée variable et les 4 valeurs de δ T sont utilisées pour calculer la valeur théorique du δ T que l on aurait observée dans un échantillon moyen constitué sur une plage horaire variable (journalier, diurne et nocturne) Influence du protocole d échantillonnage sur la précision des estimations - Influence du nombre d échantillons horaires en période nocturne : A partir des débits d infiltration estimés sur la plage horaire 00h00-06h00, différentes valeurs de débit moyen d infiltration et leurs incertitudes associées sont calculées en réduisant la durée de la plage nocturne. Les résultats obtenus sont présentés dans le Tableau.40. Heure Q INF Q INF Q INF Q INF Q INF Q INF Q INF Q INF 00: : : : : : Moyenne Q INF /Q INF (%) Tableau.40: Valeur de l incertitude relative associée à la valeur du débit moyen d infiltration calculée en fonction de plusieurs valeurs de débit moyen horaire d une plage nocturne de durée variable. 190

215 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Selon une stratégie d échantillonnage adaptée, l incertitude relative minimale de 18 % associée à la valeur du débit moyen horaire d infiltration entre 04h00 et 06h00 (Figure.50) peut être réduite à 13.7 % en utilisant plusieurs valeurs. L incertitude relative associée à la valeur du débit moyen d infiltration calculée à partir des 4 valeurs horaires étant de 3.7 %, on peut conclure que un ou plusieurs échantillons moyens horaires en période nocturne sont suffisants pour obtenir une incertitude relative proche de cette valeur optimale. Toutefois, le débit d infiltration d ECP mesuré en période nocturne sera surestimé en raison du phénomène détaillé précédemment. Le choix du nombre d échantillons moyens horaires dépend de la précision souhaitée mais aussi du prix d une analyse de δ 18 O qui est de 70 euros. Lors de cette expérimentation, les échantillons moyens horaires réalisés de 0h00 à 06h00 permettent d estimer le débit moyen d infiltration avec une incertitude relative de 13,7 % pour un coût diminué d un facteur 6 par rapport à 4 échantillons horaires. - Influence de la plage horaire d un échantillon moyen : La réalisation de plusieurs échantillons horaires étant relativement coûteuse, la réalisation d un échantillon moyen sur une plage horaire de durée variable (jour, période diurne, période nocturne) peut permettre d estimer le débit d infiltration à moindre coût et avec une précision acceptable. Pour se faire, la valeur théorique du δ T qui aurait dû être observée dans des échantillons moyen journalier, moyen diurne et moyen nocturne (0h00 à 06h00) réalisés lors de l étude sur Ecully est calculée en fonction de la valeur δ T mesurée sur chacun des 4 échantillons moyens horaires. On affecte à ces valeurs de δ T l incertitude absolue garantie par le laboratoire d analyse qui est de 0.1. Les résultats obtenus sont présentés dans le Tableau.41. Echantillon δ T ( ) b (%) b (%) Q T (m 3 /h) Q T (m 3 /h) Q INF (m 3 /h) Q INF (m 3 /h) Q INF / Q INF (%) Moyen journalier ,30 Moyen diurne ,89 Moyen nocturne ,8 Tableau.41: Valeur de l incertitude relative associée à la valeur du débit moyen d infiltration calculée en fonction de la valeur du débit moyen horaire sur des plages horaires de durée variable. Le débit moyen journalier d infiltration estimé selon cette procédure de simulation d expérimentation est identique à celui estimé lors de l expérimentation réelle. Seule l incertitude relative est différente, on note une augmentation nette de cette dernière qui est de 3 %, soit un facteur d environ 5. L incertitude relative associée au débit moyen d infiltration estimé sur la période diurne présente une incertitude relative encore plus importante car durant cette période la fraction d infiltration est minimale. L incertitude relative associée au débit moyen d infiltration estimé sur la période nocturne présente une incertitude nettement inférieure aux autres, d un facteur, car durant cette période la fraction d infiltration est maximale. Cependant, l incertitude relative est légèrement supérieure à celle associée au débit horaire d infiltration calculé précédemment pour la période nocturne. 191

216 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée On peut donc conclure à partir de cette analyse que la stratégie d échantillonnage la plus adéquate et la moins coûteuse pour réduire l incertitude sur une mesure d infiltration par la méthode du δ 18 O est de prélever les eaux usées durant la période nocturne, soit un échantillon horaire durant la période où le débit total d eaux usées est minimum, soit un échantillon moyen sur une période nocturne. Si l incertitude n est pas acceptable, la réalisation de deux ou trois échantillons horaires durant la période nocturne et le calcul d un débit d infiltration moyen constituent une bonne alternative Etude comparative des méthodes traditionnelles et de la méthode du δ 18 O Etude comparative à l échelle de la chronique Les valeurs V ECP du volume total d ECP et de l incertitude associée V ECP estimées selon les différentes méthodes débitmétriques sont illustrées dans la Figure.51. L incertitude relative correspondante est illustrée dans la Figure Volume total d'ecp Volume d'ecp (m 3 ) D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 Méthodes d'estimation Figure.51 : Représentation graphique des valeurs estimées du volume total d ECP selon différentes méthodes débitmétriques et de leur incertitude associée (Ecully, mars 003). Les valeurs estimées du volume total d ECP par les différentes méthodes sont très variables et génèrent un écart entre deux valeurs estimées relativement important (facteur 1 à 3,5). Le classement par ordre croissant des valeurs estimées du volume total d ECP indiquent les méthodes tendent à sur estimer ou sous estimer les ECP par rapport à d autres méthodes : D1 bis D10 D5 D4 D3 D1 D9 D11 D8 Comme on l a observé lors de l étude comparative réalisée sur a bassin versant de l Yzeron, les méthodes D8 et D11 tendent à la surestimation et les méthodes D1 bis et D10 tendent à la sous estimation. L incertitude absolue associée aux valeurs estimées du volume 19

217 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée total d ECP est relativement faible quelle que soit la méthode considérée. L incertitude relative associée à chaque valeur estimée (Figure.5) permet de déterminer les méthodes d estimation qui sont le plus précises, soit celles qui fournissent une incertitude relative faible. Les méthodes D8 et D11 sont les plus précises avec une incertitude relative de l ordre respectivement de 6 % et 11 %. Les méthodes D1, D3, D4, D5, D9 et D10 ont un niveau de précision voisin avec une incertitude relative comprise entre 15 et 0 %. La méthode D1 bis est la moins précise avec une incertitude relative qui atteint plus de 50 %. 60 Incertitude relative sur le volume et la fraction d'ecp Incertitude relative (%) Volume d'ecp Fraction d'ecp 0 D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 Méthodes d'estimation Figure.5 : Incertitude relative sur les valeurs estimées du volume total et de la fraction d ECP selon différentes méthodes débitmétriques (Ecully, mars 003). Afin d étudier l ordre de grandeur de l écart entre les diverses valeurs estimées du volume d ECP et de les comparer à ceux observés lors d autres études comparatives, il est nécessaire de raisonner sur l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP. Les résultats de l analyse de l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP par deux méthodes débitmétriques spécifiques sont présentés dans le Tableau.4. D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 D D1 bis D D D D D D D Tableau.4 : Ecart observé (en %) entre les valeurs de la fraction d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques (Ecully, mars 003). 193

218 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée La moyenne de l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP selon deux méthodes débitmétriques spécifiques est de l ordre de 18 % du débit de temps sec. Cet écart atteint 46 % du débit de temps sec pour les méthodes D8 et D1 bis ou est réduit à 0, % du débit de temps sec pour les méthodes D3 et D4. Afin d apprécier la représentativité de ces écarts, il est nécessaire de prendre en compte l incertitude associée à cet écart. L incertitude relative associée à chaque valeur estimée de la fraction d ECP illustrée dans la Figure.5 est très proche de l incertitude relative associée à chaque valeur estimée du volume total d ECP, car l incertitude sur le volume total de temps sec sur le mois de mars 003 est négligeable en raison de la discrétisation des hydrogrammes journaliers au pas de minutes. Cela confirme l utilisation préférentielle de la fraction d ECP pour l étude comparative d une part pour des raisons pratiques car cela permet de faire des comparaisons avec d autres études comparatives sur d autres sites expérimentaux et d autre part car l incertitude générée par le calcul de la fraction d ECP est négligeable. Le résultat des calculs de l incertitude relative sur l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP selon deux méthodes débitmétriques spécifiques est présenté dans le Tableau.43. L incertitude relative est exprimée en pourcentage. D1 D1 bis D3 D4 D5 D8 D9 D10 D11 D D1 bis D D D D D D D Tableau.43 : Incertitudes relatives sur les écarts entre les valeurs de la fraction d'ecp estimées selon les deux méthodes débitmétriques spécifiques. Les écarts entre les valeurs de la fraction d ECP estimées par deux méthodes débitmétriques spécifiques ne pas sont tous significatifs car leur incertitude relative associée est inférieure à 100 %. Deux méthodes débitmétriques différentes peuvent fournir des valeurs du volume total d ECP qui sont du même ordre de grandeur, comme les méthodes D1, D3 et D4, D5 et D10, ainsi que les méthodes D8 et D Etude comparative à l échelle du jour des prélèvements L étude à l échelle du jour des prélèvements permet de comparer les valeurs du volume journalier estimées par les méthodes débitmétriques et les méthodes chimiques, ainsi que celles estimées par la du δ 18 O. Les valeurs estimées F ECP de la fraction d ECP et F ECP de l incertitude associée selon les différentes méthodes débitmétriques sont illustrées dans la Figure

219 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 100 Fraction d'ecp ECP (% de QT) D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 C1 C3 Isotope Méthodes d'estimation Figure.53: Représentation graphique des valeurs estimées de la fraction d ECP selon différentes méthodes et de leur incertitude associée (Ecully, 1 et 13 mars 003). Les valeurs estimées de la fraction d ECP sont très variables et génèrent un écart entre deux valeurs estimées relativement important (facteur 1 à,5). Le classement par ordre croissant des valeurs estimées de la fraction d ECP indiquent les méthodes qui ont tendance à sur estimer ou sous estimer les ECP par rapport à d autres méthodes : Isotope D1 bis D10 D5 D1 D9 C3 D11 C1 D8 La hiérarchie établie pour les méthodes débitmétriques lors de l étude comparative à l échelle de la chronique est respectée. Les méthodes chimiques C1 et C3 tendent à surestimer la fraction d ECP par rapport aux autres méthodes d estimation comme lors de l étude comparative réalisée sur le bassin versant de l Yzeron. La méthode du δ 18 O fournit la valeur estimée la plus faible de la fraction d ECP, résultat logiquement attendu car la méthode du δ 18 O quantifie uniquement les apports d eaux souterraines, contrairement à d autres méthodes comme la méthode D8 qui quantifie sans distinction tous les apports permanent ayant pour origine l eau potable ou les eaux souterraines. Toutes les valeurs estimées de la fraction d ECP sont significatives puisque les intervalles de confiance à 95 % ne recoupent pas l axe des abscisses (Figure.53). Cependant l incertitude absolue associée aux valeurs estimées de la fraction d ECP est très variable selon la méthode considérée. L incertitude relative associée à chaque valeur estimée de la fraction d ECP illustrée dans la Figure.54 permet de déterminer les méthodes d estimation qui sont le plus précises à l échelle journalière. Les méthodes C3, D1, D11 et D5 sont les plus précises avec une incertitude relative comprise entre 6 % et 15 %. Les méthodes D1 bis, D8, C1 et du δ 18 O sont relativement précises avec une incertitude comprise entre 0 % et 35 %. Les méthodes D9 et D10 sont les moins précises avec une incertitude qui atteint plus de 60 %. De manière générale, les méthodes les moins précises sont les méthodes reposant sur la valeur du débit nocturne minimum (D8, D9 et D10), l incertitude relative sur une mesure instantanée de débit étant de l ordre de 30 % dans la section de mesure du collecteur principal d Ecully. 195

220 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 70 Incertitude relative sur la fraction d'ecp 60 Incertitude relative (%) D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 C1 C3 Isotope Méthodes d'estimation Figure.54: Incertitude relative sur les valeurs de la fraction d ECP estimées selon différentes méthodes : débitmétriques, chimiques ou isotopique (Ecully, 1 et 13 mars 003). Les résultats de l analyse de l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP par deux méthodes débitmétriques spécifiques sont présentés dans le Tableau.44. D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 C1 C3 Isotope D D1 bis D D D D D C C Isotope Tableau.44: Ecart observé entre les valeurs de la fraction d ECP estimées selon deux méthodes spécifiques: débitmétriques, chimiques ou isotopique. La moyenne de l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP selon deux méthodes débitmétriques spécifiques est de l ordre de 18 % du débit de temps sec. Cet écart peut atteindre 40 % du débit de temps sec pour les méthodes D8 et δ 18 O ou se réduire à 0,04 % pour les méthodes D5 et D10. Afin de vérifier si ces écarts sont significatifs, il est nécessaire de prendre en compte l incertitude relative associée à l écart. Le résultat des calculs de l incertitude relative sur l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP selon deux méthodes spécifiques est présenté dans le Tableau

221 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 C1 C3 Isotope D D1 bis D D D D D C C Isotope Tableau.45: Incertitude relative sur les écarts entre les valeurs de la fraction d ECP estimées selon deux méthodes spécifiques : débitmétriques, chimiques ou isotopique. Plus de la moitié des écarts ne sont pas significatifs car leur incertitude relative associée est supérieure à 100 %. De manière générale, les méthodes D1, D1 bis, D5, D11, C3 et δ 18 O tendent à fournir des valeurs estimées du volume total d ECP qui sont significativement différentes des valeurs estimées par toutes les autres méthodes. Les méthodes D8, D9 et D10 tendent à fournir des valeurs estimées du volume total d ECP qui ne sont pas significativement différentes des valeurs estimées par toutes les autres méthodes, ceci étant expliquer par l importance de leurs intervalles de confiance à 95 % respectifs qui recouvrent la plupart des intervalles de confiance à 95 % associées aux valeurs de la fraction d ECP estimées par les autres méthodes (Figure.53). L étude à l échelle de la chronique a montré que les valeurs estimées du volume total d ECP selon les méthodes débitmétriques sont pour la plupart significativement différentes, ce qui n est pas le cas à l échelle du jour de temps sec. Il est donc intéressant d étudier l influence du nombre de jours de temps sec pour lesquels on calcule un volume total d ECP sur l incertitude associée à chaque estimation et sur l incertitude associée à l écart entre deux estimations Etude comparative à l échelle de chaque jour de temps sec Les valeurs du volume journalier d ECP estimées par les différentes méthodes débitmétriques pour chacun des 8 jours de temps sec disponibles en annexe 3 sont illustrées dans la Figure.55. Pour chaque jour de temps sec, les valeurs estimées du volume journalier d ECP par les différentes méthodes sont très variables. Toutefois, les variations du volume journalier d ECP au cours du mois de mars 003 sont semblables quelle que soit la méthode utilisée, exceptée la méthode D5. En effet, les méthodes d estimation reproduisent l augmentation du volume journalier d ECP durant les jours de temps sec qui succèdent à un jour de temps de pluie caractérisant ainsi le drainage des eaux pluviales par la tranchée d assainissement et le réseau. Les méthodes reproduisent également la décroissance progressive du volume journalier d ECP durant les jours de temps sec qui succèdent aux jours de temps sec avec ressuyage caractérisant la diminution logique de la contribution de cette source d apport d ECP. Certaines méthodes dont D1 et D1 bis fournissent des valeurs 197

222 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée anormalement élevées du volume journalier d ECP le 17 et 18 /03/03 et toutes les méthodes indiquent une forte diminution du volume journalier d ECP du 19 au 5/03/03 qui semble logique car aucun événement pluvieux n est observé depuis presque 3 semaines. Toutes les méthodes indiquent une forte augmentation du volume journalier d ECP du 6 au 30/03/03 qui par contre n est pas logique car aucun nouvel événement pluvieux n est enregistré. Ces variations anormales peuvent être expliquées par les variations du volume journalier total d eaux usées illustrées dans la Figure.56. Variation du volume journalier d'ecp estimé selon les différentes méthodes débitmétriques Volume journalier (m 3 ) D9 D8 D1 bis D10 D5 D1 D9 D11 D D1 bis D5 Méthodes Mars 003 Figure.55: Valeurs du volume journalier d ECP estimées par les différentes méthodes débitmétriques sur le bassin versant d Ecully (mars 003) Variations du volume journalier d'eaux usées 3500 Volume journalier (m 3 ) Mars 003 Figure.56: Volume journalier total d eaux usées observé à l exutoire du bassin versant d Ecully. 198

223 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée On remarque que le 17 et 18 /03/03 le volume journalier total d eaux usées augmente nettement, ce qui peut expliquer les pointes du volume journalier d ECP estimés par les méthodes D1 et D1 bis qui consiste à soustraire au volume journalier total d eaux un volume théorique constant d eaux usées strictes. Ces méthodes sont donc très sensibles aux variations nettes du volume journalier total d eaux usées et dans ce contexte, elles sont inadaptées car l augmentation du volume journalier d eaux usées se traduit par une augmentation du volume journalier d ECP et non une augmentation du volume journalier d eaux usées strictes. Par contre la forte augmentation du volume journalier d ECP du 6 au 30/03/03 ne peut être expliqué uniquement par les variations du volume journalier total d eaux usées, même si ce dernier tend à augmenter légèrement durant cette période, les méthodes D1 et D1 bis reproduisant fidèlement les mêmes variations. Les variations du volume journalier total d eaux usées ne peuvent pas expliquer les variations du volume journalier d ECP indiquées par les méthodes D8, D9, D10 et D11 qui reposent sur l étude du débit nocturne. Les variations peuvent être expliquées par la variabilité du débit moyen nocturne d eaux usées illustrée dans la Figure Variations du débit moyen nocturne Débit moyen nocturne (m 3 /h) Mars 003 Figure.57: Débit moyen nocturne d eaux usées observé à l exutoire du bassin versant d Ecully durant la période nocturne 0h00-06h00. La conclusion est que toutes les méthodes débitmétriques d estimation des ECP sont plus ou moins sensibles aux variations du volume journalier total d eaux usées et à la répartition des apports d eaux usées strictes durant la journée. Généralement, on considère que le débit nocturne d eaux usées strictes est un résidu du débit diurne d eaux usées strictes dont l importance est fonction de la pente et de la surface du basin versant. Les apports d eaux usées strictes en période nocturne correspondent aussi à des apports spécifiques durant cette période et ces derniers ne sont pas fonction des caractéristiques morphologiques du bassin versant mais de la localisation de ces apports. Selon la distance par rapport à l exutoire, ces apports peuvent entraîner une variation nette du débit nocturne car l hypothèse que le débit nocturne d eaux usées strictes dépend des caractéristiques morphologiques suppose que les sources d apports d eaux usées strictes sont réparties de manière homogène sur le bassin versant, ce qui n est pas forcément vérifié si l urbanisation est plus dense à proximité de l exutoire du bassin versant. 199

224 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée La tendance de certaines méthodes à la surestimation ou à la sous-estimation des volumes d ECP par rapport à d autres méthodes est évaluée selon le protocole utilisé pour l étude comparative à l échelle de la chronique. Pour chacun des 8 jours de temps sec, on dispose de 7 valeurs estimées du volume journalier d ECP qui présentent des ordres de grandeur sensiblement différents. Le classement par ordre croissant des 7 valeurs estimées pour chacun des 8 jours de temps sec et l analyse statistique des 8 classements obtenus sont illustrés dans la Figure Répartition des valeurs d'ecp fournies par chaque méthode D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 Effectif Classe Figure.58: Représentation graphique du classement par ordre croissant des valeurs estimées du volume journalier d ECP selon différentes débitmétriques sur 8 jours de temps sec. La hiérarchie établie précédemment pour les méthodes débitmétriques est toujours respectée : les méthodes D8, D11 et D9 fournissent les estimations les plus élevées du volume d ECP et les méthodes D1 bis, D10 et D5 et D1 donnent les estimations les plus faibles, la méthode D1 fournissant des valeurs intermédiaires. Afin d étudier l ordre de grandeur de l écart entre les valeurs estimées du volume journalier d ECP et de les comparer à ceux observés lors d autres études comparatives, il est nécessaire de raisonner sur l écart entre les valeurs estimées de la fraction d ECP. Les valeurs F ECP de fraction d ECP estimées par les différentes méthodes débitmétriques et l incertitude associée F ECP sont disponibles en annexe 3. Les ordres de grandeur de la moyenne, du minimum et du maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes spécifiques sont présentés dans le Tableau.46. La moyenne de l écart moyen entre les valeurs estimées de la fraction d ECP selon deux méthodes spécifiques et ce quelles que soient ces deux méthodes est de l ordre de % du débit de temps sec. Cet écart moyen atteint 47 % du débit de temps sec pour les méthodes D1 bis et D8 ou se réduit à 4 % pour les méthodes D5 et D10 et pour les méthodes D8 et D11. Le maximum de l écart minimum atteint dans le cas de cette étude jusqu à 8 % du débit de temps sec pour les méthodes D8 et D10. Le maximum de l écart maximum atteint dans le cas de cette étude 61 % du débit de temps sec pour les méthodes D11 et D1 bis. 00

225 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Ecart moyen moyenne 1,9 minimum 4,3 maximum 47,6 Ecart minimum moyenne 10,3 minimum 0,0 maximum 7,6 Ecart maximum moyenne 35,0 minimum 14,9 maximum 60,9 Tableau.46: Moyenne, minimum et maximum des écarts moyen, minimal et maximal observés entre les fractions d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques. Le résultat des calculs de l incertitude relative sur l écart moyen entre les valeurs estimées de la fraction d ECP selon deux méthodes spécifiques est présenté dans le Tableau.47. D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 D D1 bis D D D D D Tableau.47: Incertitude relative sur l écart moyen entre les valeurs de la fraction d ECP estimées selon deux méthodes débitmétriques spécifiques. Plus de la moitié des écarts moyens entre les valeurs de la fraction d ECP estimées par deux méthodes débitmétriques spécifiques ne sont pas significatifs car leur incertitude relative associée est supérieure à 100 %. De manière générale, les méthodes D1, D1 bis, D5, D8 et D11 tendent à fournir des valeurs estimées du volume total d ECP qui sont significativement différentes des valeurs estimées par toutes les autres méthodes. Les études comparatives réalisées à l échelle de la chronique et à l échelle du jour de temps sec où les prélèvements sont réalisés montrent que toutes les valeurs estimées du volume journalier d ECP sont significatives et permettent de déterminer les méthodes d estimations qui sont le plus précises. Il est important de vérifier la reproductibilité de la représentativité et de la précision des estimations du volume journalier d ECP fournies par chaque méthode débitmétriques sur plusieurs jours de temps sec. La Figure.59 représente l incertitude relative moyenne et ses intervalles de confiance à 95 % calculée à partir de l écart type de la distribution normale des 8 valeurs de l incertitude relative sur la fraction d ECP estimées pour chacune des méthodes débitmétriques. Concernant la précision des 01

226 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée méthodes d estimation, on retrouve les mêmes observations que lors de l étude comparative réalisé à l échelle du jour de temps sec où les prélèvement sont réalisés. Les méthodes D1, D5 et D11 sont les plus précises avec une incertitude relative moyenne comprise entre 10 % et 15 %. Les méthodes D9 et D10 sont les moins précises avec une incertitude relative qui peut atteindre plus de 80 % pour la méthode D10. L analyse de la Figure.59 apporte deux autres informations importantes : - la largeur des intervalles de confiance à 95 % est représentative de la variabilité de l incertitude relative sur la valeur de la fraction d ECP estimée par les différentes méthodes ; - une méthode d estimation a fourni parmi les 8 jours de temps sec étudiés plusieurs estimations du volume journalier non significatives si la borne supérieure des intervalles de confiance à 95 % est supérieure à 100 %, ce qui est le cas des méthodes D1 bis et D10. Incertitude relative (%) Incertitude relative moyenne sur la fraction journaliére d'ecp D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 Méthodes Figure.59: Incertitude relative moyenne sur la fraction d ECP et ses intervalles de confiance à 95 %. L incertitude relative sur la fraction journalière et l incertitude relative sur le volume journalier d ECP varient proportionnellement aux variations du volume journalier d ECP estimé par chacune des méthodes. La variabilité observée de l incertitude relative sur la fraction journalière est donc liée au fait que sur les 8 jours de temps sec chaque méthode a permis de mettre en évidence de fortes variations du volume journalier d ECP. Les valeurs très élevées de l incertitude relative sur la fraction journalière sont alors dues au fait que la valeur estimée du volume journalier par chaque méthode est proche ou inférieure au seuil de détection des ECP de chacune de ces méthodes. Le seuil de détection de chacune des méthodes d estimation peut être apprécié en moyennant l incertitude absolue associée à chacune des 8 estimations de la fraction journalière d ECP qui est illustrée dans la Figure.60. Pour chaque méthode la largeur des intervalles de confiance à 95 % est relativement faible indiquant que quelle que soit la valeur estimée de la fraction d ECP selon une méthode, l incertitude absolue qui lui est associée est peu variable. On peut alors considérer que la borne supérieure des intervalles de confiance à 95 % associés à la valeur de l incertitude absolue moyenne sur la fraction journalière estimée par une méthode constitue une bonne 0

227 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée approximation du seuil de détection des ECP propre à cette dernière. Du moins, on peut préciser les méthodes débitmétriques qui ont un seuil de détection des ECP plus bas que celui des autres méthodes. Les méthodes D1, D1 bis, D5 et D11 ont un seuil de détection des ECP plus faible par rapport aux méthodes D8, D9 et D Incertitude absolue moyenne sur la fraction journalière d'ecp Incertitude absolue (% DTS) D1 D1 bis D5 D8 D9 D10 D11 Méthodes Figure.60: Incertitude absolue moyenne sur la fraction d ECP et ses intervalles de confiance à 95 %. L étude comparative à l échelle de chaque jour de temps sec montre que sur un jour de temps sec donné une ou plusieurs méthodes d estimation des ECP peuvent fournir des valeurs estimées des ECP qui ne sont pas significatives ou qui présentent une incertitude relative élevée. La quantification des ECP, sur un jour de temps sec, selon les méthodes d estimation reposant sur l étude du débit nocturne qui est généralement proposée par les bureaux d étude réalisant des études diagnostics est donc insuffisante pour apprécier correctement le volume d ECP ou la fraction d ECP. Afin de mieux évaluer la quantité d ECP, il est préférable de calculer un volume total d ECP sur plusieurs jours de temps sec successifs car cela permet de diminuer l incertitude associée aux estimations et de réduire l influence des variations journalières du volume des ECP sur les méthodes d estimation qui ont un seuil de détection peu élevé. Le Tableau.48 permet de comparer, pour chaque méthode d estimation, l incertitude relative sur la fraction totale d ECP estimé à l échelle de la chronique et l incertitude relative moyenne sur la fraction journalière d ECP observée sur les 8 jours de temps sec. L incertitude relative sur la fraction totale est uniquement diminuée pour les méthodes D8, D9 et D10 selon un facteur 3 à 5 par rapport à l incertitude relative sur la fraction journalière. Dans le cadre d une étude diagnostic, il est impossible de disposer de données de débit sur 8 jours de temps sec en raison de la durée limitée de ces études et du caractère aléatoire des événements pluvieux. Il est alors intéressant de trouver un compromis entre un nombre de jours de temps sec observable et une incertitude acceptable sur les estimations du volume total d ECP ou de la fraction totale d ECP. La diminution de l incertitude sur le volume total d ECP est nécessaire si l on veut interpréter rigoureusement les résultats d une hiérarchisation des apports d ECP sur un bassin versant établie dans le cadre d une étude diagnostic. 03

228 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Méthode Incertitude relative sur la fraction totale Incertitude relative moyenne sur la fraction journalière Rapport D1 15,1 16,0 1,1 D1 bis 51,9 76,4 1,5 D5 18,5 19,3 1,0 D8 7,0 37,4 5,3 D9 0,5 68,5 3,3 D10 0,1 8,4 4,1 D11 9,8 10,4 1,1 Tableau.48: Comparaison de l incertitude relative sur la fraction d ECP estimée à l échelle de la chronique et de l incertitude relative moyenne sur la fraction journalière d ECP. A partir des valeurs estimées du volume journalier d ECP selon les méthodes D8, D9 et D10 pour chacun des 8 jours de temps sec, on calcule n valeurs de volume total d ECP sur i jours de temps sec qui se succèdent sont peuvent être calculées avec i variant de i = 1 à n = 8. L étude des variations de ces n valeurs et de l incertitude relative associée à chaque estimation permet de déterminer le nombre de jours de temps sec nécessaire pour que les méthodes D8, D9 et D10 fournissent des estimations du volume total d ECP avec une incertitude acceptable. La Figure.61 illustre, pour chacune de ces trois méthodes débitmétriques, les valeurs de l incertitude relative associée au n valeurs calculées du volume total d ECP. L allure des courbes d évolution de l incertitude relative est similaire quelle que soit la méthode d estimation considérée. L incertitude relative diminue d un facteur lorsque que le volume total d ECP est estimée sur 4 jours de temps sec et d un facteur 3 lorsque que le volume total d ECP est estimée sur 8 jours de temps sec. A partir de 10 jours de temps sec, la diminution est moins marquée et tend à se stabiliser. Un nombre de jours temps sec compris entre 4 et 10 jours semblent donc être un bon compromis. Incertitude relative sur le volume total d'ecp en fonction du nombre de jours de temps sec Incertitude relative (%) Jour D8 D9 D10 D8 D9 D10 Méthodes Figure.61: Variation de l incertitude relative sur le volume total d ECP en fonction du nombre de jours de temps sec successifs utilisés pour son calcul. 04

229 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Validité de la méthode du δ 18 O par rapport aux méthodes traditionnelles La vérification de la validité de la méthode du δ 18 O par rapport aux méthodes traditionnelles consiste à utiliser les valeurs du volume journalier d ECP fournit par la méthode du δ 18 O pour calculer les valeurs de référence du rejet moyen par habitant ou du paramètre de forme F N0 qui sont les paramètres classiques utiliser pour appliquer les méthodes traditionnelles. Si les valeurs de référence obtenues présentent un ordre de grandeur réaliste, la méthode du δ 18 O produit des estimations valides, du moins d un même niveau de validité que les autres méthodes. La méthode du δ 18 O permet d isoler la fraction d eau potable et dans le cas de l étude sur Ecully, elle permet d estimer un débit théorique journalier d eaux usées strictes, qui, rapporté au nombre d habitant donne une estimation de la consommation journalière d eau potable par habitant. Les valeurs obtenues sont comparées à la consommation moyenne journalière par habitant qui est estimée à partir de la consommation annuelle d eau potable facturée. Les résultats sont présentés dans le Tableau.49. Volume journalier d'eau potable (m 3 ) Nombre d'habitants Consommation journalière (L/jour/hab) d après δ 18 O Consommation moyenne journalière (L/jour/hab) d après facturation Tableau.49: Consommation journalière d eau potable par habitant estimée par la méthode du δ 18 O et de la consommation moyenne journalière estimée à partir de la consommation annuelle d eau potable (Ecully, 003). La consommation journalière d eau potable par habitant estimée à 55 L/jour/hab par la méthode du δ 18 O est supérieure à la consommation moyenne journalière par habitant de 180 L/jour/hab qui est estimée à partir de la consommation annuelle d eau potable facturée. Cet écart peut être expliqué par le fait que la méthode du δ 18 O ne fournit pas d estimation valide ou plus vraisemblablement par le fait que la consommation moyenne journalière par habitant qui est estimée à partir de la consommation annuelle d eau potable ne prend pas en compte la variabilité événementielle et saisonnière de consommation journalière d eau potable. Dans le cadre des expérimentations réalisées à Nantes, la méthode du δ 18 O fournit des valeurs estimées du débit d ECP proches de celles estimées par la méthode des paramètres forme (fraction nocturne) lorsque que cette dernière est appliquée rigoureusement en utilisant des données de débit acquises en période de basses eaux permettant de calculer la valeur de référence F N 0 de la fraction nocturne. Connaissant la fraction nocturne F N du jour où les prélèvements sont réalisés et en supposant que la méthode des paramètres de forme estime une valeur d ECP égale à celle fournie par la méthode du δ 18 O, on peut calculer une valeur théorique de la fraction nocturne de référence F N 0 pour le bassin versant d Ecully. La valeur estimée de F N0 et la valeur calculée F N de sont présentées dans le Tableau.50. La valeur estimée de F N0 est inférieure à la valeur de F N traduisant logiquement la variabilité saisonnière des apports d ECP et son impact sur la valeur du paramètre de forme. Cependant, par rapport aux valeurs préconisées par Renault (1983) comprises entre 0,15 et 05

230 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 0,40, la valeur estimée de F N0 par la méthode du δ 18 O est supérieure à cet intervalle. Il se peut donc que la méthode du δ 18 O et la méthode des paramètres de forme n estiment pas les mêmes composantes des ECP ou que les valeurs de référence de établie au début des années 1980 par Renault soient erronées. F N mesuré F N 0 estimé par la méthode du δ 18 O Bassin versant d Ecully ,653 ± 0,030 Tableau.50: Estimation de la valeur de référence de la fraction nocturne F N0 par la méthode du δ 18 O et comparaison avec la valeur calculée de la fraction nocturne F N durant le bilan 4 heures du 1 et 13 mars 003. Afin de confirmer cette dernière hypothèse des données de débit acquises du 5 au 31 août 003 sont utilisées pour calculer pour la valeur de référence F N0. Aucun événement pluvieux n est recensé durant les semaines précédentes et en en raison des conditions climatiques exceptionnelles de l été 003, on peut considérer que l on a un état de référence sans présence d ECP. La valeur de référence de F N0 en période de basses eaux calculées à partir des données acquises durant le mois d août et la valeur estimée de F N0 par la méthode du δ 18 O sont présentées dans le Tableau.51. F N 0 estimé par la méthode du δ 18 O F N 0 calculé en période de basses eaux (août 003) Bassin versant d Ecully 0,605 ± 0,030 0,609 ± 0,019 Tableau.51: Estimation de la valeur de référence de la fraction nocturne F N0 par la méthode du δ 18 O et comparaison avec la valeur calculée de F N 0 en fonction de mesures de débit acquises en période de basses eaux (août 003). La valeur de F N0 estimée par la méthode du δ 18 O est identique à la valeur de F N0 calculée en période de basses eaux. Cela signifie que la méthode des paramètres de forme appliquée correctement avec la valeur de F N 0 égale à 0,6 aurait donné lors du bilan 4 heures réalisées du 1 au 13 mars 003, une estimation des ECP identique à celle fournie par la méthode du δ 18 O. Compte tenu des résultats similaires obtenus lors des expérimentations réalisées à Nantes, on peut penser que la méthode du δ 18 O et la méthode des paramètres de forme estime la même composante des ECP qui est l infiltration d eaux souterraines non permanentes. On remarque aussi que la valeur calculée de F N 0 égale à 0,6 est largement supérieure aux valeurs de référence préconisées par Renault, ce qui indique que l utilisation de ces valeurs de référence peut être actuellement inadaptée sur certains bassins versants. L application des méthodes D9 et D11 qui reposent sur l utilisation de ces valeurs de référence en absence de mesures de débit en période de basses eaux peut donc être mise en question. 06

231 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée Conclusion de l étude comparative sur le bassin versant d Ecully L application de la méthode du δ 18 O sur le bassin versant d Ecully montre son aptitude à reproduire le cycle journalier des apports d eaux usées strictes par un échantillonnage des eaux usées au pas de temps horaire. De plus, la méthode du δ 18 O permet de distinguer à l échelle de l hydrogramme journalier, les apports d eaux souterraines permanents et non permanents, principalement l infiltration réelle par les défauts d étanchéité du réseau et les rejets d eaux souterraines à usage domestique. Cette étude confirme donc la validité des estimations de l infiltration d ECP produites par la méthode du δ 18 O et sa potentielle utilisation dans le cadre d études diagnostic si les conditions requises pour son application sont satisfaites. La simulation de différents protocoles d échantillonnage des eaux et l analyse des calculs d incertitudes associées aux différentes estimations du débit d infiltration d ECP montre que la précision des estimations est optimale lorsque l analyse du δ 18 O est réalisée sur un échantillon moyen nocturne sur une plage horaire déterminée de manière analogue à la méthode des paramètres de forme. La précision peut encore être améliorée en réalisant plusieurs échantillons moyens horaires sur cette même plage nocturne. La valeur du débit d infiltration d ECP estimée par la méthode du δ 18 O est logiquement significativement inférieure aux valeurs estimées par la plupart des autres méthodes, notamment les méthodes chimiques qui quantifient toutes les sources d eaux claires parasites sans distinction entre eau potable et eaux souterraines. Comme lors des expérimentations réalisées à Nantes, la méthode des paramètres de forme appliquée correctement par référence à des mesures de débit acquises en période de basses eaux et la méthode du δ 18 O fournissent des valeurs estimées du débit d infiltration d ECP qui sont identiques. L étude comparative des méthodes d estimation des ECP montre que les valeurs de la fraction d ECP estimées selon les différentes méthodes sont très variables et que l écart moyen entre les valeurs de la fraction d ECP estimées selon deux méthodes spécifiques est de l ordre de 1 % du débit de temps sec et ce quelles que soient ces deux méthodes. La valeur de cet écart moyen est très proche de celle calculée lors de l étude diagnostic du bassin versant de l Yzeron. Les méthodes reposant sur le principe 1 (soustraction d un débit théorique d eaux usées) tendent à surestimer les volumes d ECP par rapport aux méthodes qui reposent sur le principe (étude du débit nocturne). Les méthodes chimiques tendent à surestimer l infiltration d ECP par rapport aux méthodes débitmétriques. La précision des estimations du volume d ECP est acceptable lorsque l on quantifie un volume total d ECP sur plusieurs jours de temps sec avec une incertitude relative sur le volume d ECP qui varie de 7 à 0 % selon la méthode d estimation utilisée, exceptée la méthode D1 bis avec une incertitude relative supérieure à 50 %. La méthode du débit minimum nocturne D8 et la méthode des paramètres de forme D11 sont les plus précises. Par contre, lorsque que l on quantifie un volume journalier sur un jour de temps sec particulier, la précision des estimations est très variable selon la méthode utilisée avec une incertitude relative sur le volume journalier d ECP qui varie de 10 à 76 %, les méthodes reposant sur le principe par l étude du débit nocturne étant les moins précises. L incertitude absolue associée aux estimations du volume journalier d ECP relativement élevées pour les méthodes reposant sur le débit nocturne qui sont utilisées généralement lors d une étude diagnostic indique que la hiérarchisation des apports d ECP établie sur un bassin versant selon ces méthodes d estimation des ECP peut être mise en question. L étude des variations en fonction du nombre de jours de temps sec de l incertitude 07

232 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée sur le volume total d ECP estimée selon les méthodes D8, D9 et D10 montre que 4 à 8 jours de temps sec sont nécessaires pour réduire l incertitude relative correspondante sur le volume total d ECP d un facteur à 3 par rapport à l incertitude relative sur le volume journalier d ECP. Cela signifie que la hiérarchisation des apports d ECP établie par le calcul d un volume total sur 4 à 8 jour de temps sec est plus pertinente lorsque l on utilise les méthodes D8, D9 et D10 car l étude sur le bassin versant de l Yzeron montre que le choix de la méthode d estimation d ECP a une influence très limitée sur la hiérarchisation des apports d ECP. L étude des variations de l incertitude sur le volume journalier de temps sec réalisée en comparant les estimations calculées pour chaque jour de temps sec montre que les méthodes sensibles aux variations journalières du débit total d eaux usées peuvent fournir plusieurs estimations du volume journalier qui ne sont pas significatives car la valeur estimée du volume journalier d ECP est proche du seuil de détection de la méthode d estimation considérée. De ce fait l utilisation des méthodes débitmétriques D1 bis et D10 est à déconseiller dans le cadre d une étude diagnostic. Méthodes Fiabilité des données sources Sensibilité aux variations quantitatives ou qualitatives du débit Incertitude sur les estimations Appréciation finale D D1 bis D3 - D4 - - si chronique inférieur à un an + si appliquée sur chronique annuelle - si chronique inférieur à un an + si appliquée sur chronique annuelle mais non adaptée pour une étude diagnostic ++ mais non adaptée pour une étude diagnostic D D D9 - si k standard + si k calculé D D11 - si F N0 standard + si F N0 calculé C1 - - si rejet industriel sinon C3 + - si rejet industriel sinon δ 18 O + + Dépend des conditions locales et du protocole expérimental Tableau.5: Synthèse des conclusions de l étude réalisée sur le bassin versant d Ecully qui permet de définir les méthodes d estimation de l infiltration d eaux claires parasites qui doivent être utilisées préférentiellement pour une utilisation routinière. + + L étude comparative réalisée sur le bassin versant d Ecully apporte de plus amples informations sur la fiabilité des méthodes traditionnelles par la prise en compte des calculs 08

233 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée d incertitude associée aux estimations et sur la validité de la méthode du δ 18 O. Le Tableau.5 présente synthétiquement les conclusions de l étude réalisée sur le bassin versant d Ecully qui permettent d apprécier la fiabilité et la sensibilité d une méthode, ainsi que la validité des estimations produites. Les méthodes d estimation de l infiltration d eaux claires parasites qui doivent être choisies préférentiellement pour une utilisation routinière sont également précisées. Dans le cadre d une étude diagnostic, il est donc conseillé d utiliser préférentiellement la méthode des paramètres de forme D11 si cette dernière est appliquée par référence à des mesures de débit acquises en période de basses eaux, la méthode chimique C3 appliquée sur des bassins versants ne présentant pas une forte activité industrielle et la méthode du δ 18 O si les conditions pour son application sont satisfaites. Si aucune de ces méthodes ne peut être appliquée correctement, les méthodes D1, D8 et D9 constituent une alternative acceptable. Les méthodes D3 et D4 ne sont pas adaptées pour une étude diagnostic, il est préférable de les utiliser pour estimer les volumes d ECP qui entrent en station d épuration. 09

234 Partie. Mesurage des eaux claires parasites et évaluation de l incertitude associée 10

235 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Partie 3 Mesurage de l exfiltration d effluent en réseaux d assainissement par traçage artificiel au NaCl 11

236 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Partie 3 : Mesurage de l exfiltration d effluent en réseaux d assainissement par traçage artificiel au NaCl 1. Introduction La méthode QUEST : Contribution à la finalisation du protocole expérimental Principe de la méthode QUEST Choix du traceur Les traceurs chimiques Le chlorure de lithium LiCl Le chlorure de sodium NaCl Les traceurs colorés Mise en œuvre d une mesure d exfiltration par traçage au NaCl Détermination des biefs de mesure Choix du bief de référence Choix du bief de mesure ou indicateur Acquisition de données sur le site étudié L essai préliminaire Mise en œuvre de l essai préliminaire Conduite des essais préliminaires Finalisation du protocole expérimental d une mesure d exfiltration Calcul de l exfiltration Dispositifs et équipements nécessaires Dispositif d injection du traceur Mesure de la conductivité Produits chimiques et réactifs Coordination des expérimentations avec les gestionnaires du réseau Application de la méthode QUEST sur le bassin versant d Ecully Mise en œuvre de la méthode QUEST sur le bassin versant d Ecully Détermination des biefs de mesure Acquisition de données sur le site étudié Essai préliminaire du 1/05/ Calcul des masses de traceur à injecter Préparation de la solution Préparation de l essai préliminaire Résultats et interprétation de l essai préliminaire

237 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl 3.. Les campagnes de mesure de l exfiltration sur le bassin versant d Ecully Campagne de mesure du 13/06/ Préparation de la mesure Résultats de mesure et interprétation Calcul de l exfiltration Campagne de mesure du 7/06/ Préparation de la mesure Résultats et interprétation Campagne de mesure du 7/07/ Préparation de la mesure Résultats et interprétation Calcul de l exfiltration et de l incertitude associée Campagne de mesure du 31/10/ Détermination du débit d eaux usées Détermination du débit d exfiltration Résultats de la campagne de mesure et interprétation Campagne de mesure du 8/11/ Applicabilité et coût de la méthode QUEST Facteurs liés au choix du linéaire de tronçon étudié Facteurs liés à la variabilité des caractéristiques de l effluent Coût d une mesure d exfiltration Conclusion

238 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl 14

239 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl 1. Introduction Les phénomènes d exfiltration en réseaux d assainissement ont été très peu étudiés d une part parce qu ils n ont pas été considérés pendant longtemps comme un problème majeur et d autre part parce qu ils sont difficilement quantifiables. Depuis les années 1990, les problèmes liés à l exfiltration ont été reconnus et l étanchéité des réseaux d assainissement est citée comme indicateur de performance dans la norme européenne EN 75- (1995). Les débits exfiltrés sont difficilement mesurables en raison de leur caractère diffus liés à la forte variabilité des conditions hydrogéologiques et hydrauliques dans les sous-sols urbains. L état de l art réalisé dans le chapitre 4 de la partie 1 révèle que les différentes méthodes de mesure de l exfiltration développées à ce jour, directes ou indirectes, sont inadaptées ou entachées de trop d incertitudes. Reposant sur ce constat, un des objectifs scientifiques du programme de recherche européen APUSS est de tester et valider des méthodes de mesures directes de l exfiltration qui soient simples, peu coûteuses, précises, non polluantes et qui ne modifient pas l écoulement des eaux usées dans les collecteurs. Dans un premier temps, on peut envisager de mesurer les débits en amont et en aval d un collecteur grâce à un dispositif composé de capteurs hauteurvitesse, mais la présence de connections latérales et surtout la forte incertitude associée aux mesures de débit risquent d entraîner des mesures d exfiltration très imprécises. Les méthodes de mesures testées et développées dans le cadre du projet APUSS reposent sur des techniques de traçage artificiel. Un traceur artificiel est un élément chimique absent dans les eaux usées ou présent en faible quantité dont la concentration est imposée dans le milieu par une injection massive ponctuelle ou continue. Ces techniques de traçage sont utilisées couramment pour effectuer des mesures de débit en réseaux d assainissement en faisant l hypothèse que le collecteur où les mesures sont réalisées est exempt d exfiltration et que le traceur n est pas adsorbé par les sédiments. La mesure de l exfiltration par traçage artificiel est une méthode dérivée de la méthode de mesure du débit par injection instantanée de traceur. Le principe général de cette méthode développée à l EAWAG (Rieckermann, 00), nommée «méthode QUEST» (Quantification of Exfiltration from Sewers with artificial Tracers), est présenté par la suite, ainsi que les différents traceurs artificiels potentiels. A ce jour, un protocole expérimental provisoire établi par Rieckermann (003) peut permettre d appliquer la méthode QUEST et de mesurer l exfiltration d effluents en réseaux d assainissement par traçage artificiel au NaCl. Ce protocole provisoire est le fruit de nombreuses expérimentations réalisées sur le réseau d assainissement de Rümlang (Suisse) au niveau d un collecteur unitaire en très bon état structurel. Ce collecteur, situé en milieu rural, présente un linéaire de 000 m sans connections latérales. Ces conditions particulières sont idéales pour le développement de la méthode et l appréciation de sa faisabilité. De ce fait, le protocole expérimental disponible actuellement n est pas adapté pour une utilisation routinière de la méthode QUEST en réseau d assainissement sur des sites «réels» dans un milieu urbanisé dont les caractéristiques diverses ont une influence directe sur les conditions d application de la méthode QUEST. Pour palier ce problème, la méthode QUEST est appliquée dans différentes villes d Europe (Dresde, Lyon, Rome, Berlin, Londres) par plusieurs partenaires du projet APUSS afin de compléter le protocole expérimental à partir des expériences des différents utilisateurs et de l application de la méthode sur des sites expérimentaux présentant des caractéristiques variées. 15

240 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Dans le cadre de cette thèse, la méthode QUEST par traçage artificiel au NaCl est mise en œuvre sur le Grand Lyon au niveau d un collecteur unitaire situé sur le bassin versant d Ecully. De nouvelles spécifications techniques ou scientifiques sont apportées afin de contribuer à la finalisation du protocole expérimental provisoire. Ces spécifications concernent principalement : le choix des sites, la détermination de la masse de NaCl à injecter, la définition d un scénario expérimental qui permet de réaliser la mesure dans des conditions optimales et une approche de l incertitude analytique sur le débit d exfiltration mesuré. 16

241 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl. La méthode QUEST : Contribution à la finalisation du protocole expérimental.1. Principe de la méthode QUEST Le principe de la méthode (Rieckermann, 00) est basé sur la mesure de la dilution et du taux de restitution d un traceur artificiel injecté en amont du tronçon de collecteur étudié. Un bilan de masse est calculé entre la masse de traceur injectée en amont et la masse de traceur restituée en aval du collecteur étudié. Le pourcentage en masse de traceur perdu est équivalent au pourcentage d eaux usées marquées exfiltrées le long du collecteur. La masse de traceur restituée est déterminée grâce à la mesure en continu de la concentration du traceur dans l écoulement, soit in-situ par des sondes spécifiques, soit en laboratoire après un échantillonnage rigoureux. Une injection de traceur dite de référence juste avant le point de mesure permet de calculer le débit d eaux usées et de déterminer ainsi le taux d exfiltration ou le débit d exfiltration (voir Figure 3.1). Injection de mesure Injection de référence Point de mesure : préleveur ou sonde spécifique Linéaire de collecteur étudié Figure 3.1: Schéma de principe de la mesure de l exfiltration par traçage artificiel. La Figure 3. est un exemple idéal d une courbe de restitution de traceur lors d une mesure d exfiltration par traçage artificiel. Les deux injections sont bien identifiées par deux pics ou signaux bien distincts. Le signal de mesure est plus étalé que le signal de référence en raison du linéaire de collecteur parcouru plus importante et des effets de la dispersion. Les deux signaux se distinguent aussi très bien du bruit de fond du traceur qui on le verra par la suite joue un rôle très important. En posant l hypothèse que le débit d eaux usées et le taux d exfiltration dans le tronçon sont constants au cours de l expérimentation, l exfiltration est déterminée par le calcul du rapport des intégrales en grisé sous la courbe de restitution de traceur (Figure 3.). La masse de traceur exfiltrée correspond à la différence entre la masse de traceur injectée M ind et la masse de traceur restituée M rest. Cette dernière est exprimée selon l équation suivante : M = Q C ( t) dt Eq. 3.1 rest D1 ind avec : - D1 : temps de passage de l injection mesure ou indicateur (s); - C ind : concentration en traceur dans l écoulement lors du passage de l injection de mesure ou indicateur (g/l). 17

242 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl.6 Référence Concentration (g/l) Mesure ou indicateur 00 D1 C ind ( t) dt D1 400 Temps (sec) C ( t) dt ref D D 1000 Figure 3.: Exemple d une courbe de restitution de traceur lors d une mesure d exfiltration par traçage artificiel (Rieckermann, 001). La masse de traceur exfiltrée M est alors : exf M = M Q C ( t) dt Eq. 3. exf ind D1 ind L injection de référence permet d estimer le débit d eaux usées Q en aval de la conduite qui est supposé constant pendant la durée d arrivée des deux injections de traceur. On suppose également qu il n y a pas d exfiltration (ou qu elle est négligeable) entre le point d injection de référence du traceur et le point de mesure ou de prélèvement. La partie du tronçon de collecteur qui est réellement étudiée est donc comprise entre les deux points d injection du traceur (Figure 3.1). Comme pour une mesure de débit par traçage, le débit Q est exprimé comme suit : M ref Q = Eq. 3.3 C ( t) dt D ref avec : - D : temps de passage l injection de référence (s) ; - C ref : concentration en traceur dans l écoulement lors du passage de l injection de référence (g/l) ; - M ref : masse de traceur dans l injection de référence (g). Le taux d exfiltration du traceur E vaut alors : M exf E = Eq. 3.4 M ind soit : 18

243 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl E = ind M D1 ref 1 Eq. 3.5 D C C ref ( t) dt ( t) dt M ind La masse de traceur injectée est exprimée en fonction du volume de solution injecté et de sa concentration en traceur. En pratique, les solutions injectées en amont et en aval du tronçon étudié sont identiques en terme de concentration en traceur, seuls le volume V ou la masse m de solution mère utilisée varient, la quantité de traceur injectée en amont étant plus importante. Le taux d exfiltration peut alors également être exprimé comme suit : E = ind V D1 ref 1 Eq. 3.6 D C C ref ( t) dt ( t) dt V ind avec : - V ind : volume de solution mère utilisé pour l injection de mesure (L). - V ref : volume de solution mère utilisé pour l injection de référence (L). ou : E = ind m D1 ref 1 Eq. 3.7 D C C ref ( t) dt ( t) dt m ind avec : - m ind : masse de solution mère utilisée pour l injection de mesure (g). - m ref : masse de solution mère utilisée pour l injection de référence (g). Les masses de traceur nécessaires pour une mesure d exfiltration sont déterminées en fonction : - du traceur choisi et de sa solubilité dans l eau ; - de la longueur du tronçon de collecteur étudié et des conditions hydrauliques (débits moyens observés) ; pour tenir compte des effets de la dispersion afin d obtenir des signaux ou pics peu étalés, il faut réduire autant que possible le temps de passage du traceur ; - de la teneur naturelle en traceur dans l écoulement afin que les pics de concentration soient bien distincts du bruit de fond du traceur. Les volumes de solution injectés ne doivent pas être trop importants afin de réduire au maximum la durée de l injection qui accentue le phénomène de dispersion du traceur. Pour réduire les volumes injectés, il faut augmenter la concentration du traceur dans la solution injectée. La concentration maximale du traceur dans la solution est d une part limitée par sa 19

244 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl solubilité naturelle dans l eau. D autre part la concentration du traceur dans la solution injectée ne doit pas non plus être trop importante afin que le traceur se mélange bien à l écoulement sans stratifications dans l écoulement liées aux différences de densité. De plus la concentration du traceur dans la solution injectée doit être assez importante pour d une part se distinguer clairement du bruit de fond du traceur et d autre part compenser les effets de la dispersion qui dépendent du débit et de la distance entre les points d injection et le point de mesure afin d obtenir des courbes de restitution les moins étalées possible. Il faut donc trouver un juste équilibre entre volume injecté et concentration en traceur qui permette un bon mélange dans l écoulement et une bonne restitution du traceur. L ensemble de ces paramètres est pris en compte lors d une mesure de débit par traçage artificiel. Les spécifications techniques recommandées pour ce type d expérimentation doivent être reprises pour le mesurage de l exfiltration, en particulier pour l injection de référence qui est une mesure de débit classique. Le protocole expérimental et les conditions d emploi et de validité du mesurage des débits et de l exfiltration par traçage sont donc identiques. Seules quelques spécificités techniques supplémentaires sont à apporter compte tenu de la double injection de traceur, car il faut considérer le temps de résidence du traceur, particulièrement celui de l injection de mesure en tête de réseau qui peut être calculé empiriquement en utilisant des modèles de dispersion ; mais il est préférable de l estimer par une expérimentation préliminaire. En effet, les temps de résidence des nuages de traceur des injections de mesure et de référence doivent être appréciés afin de déterminer les instants précis auxquels les deux types d injection doivent être réalisés afin que les deux pics ne soient pas confondus sur la courbe de restitution. De plus, il est recommandé que les injections soient réalisées de façon à ce que le signal de mesure soit encadré par au moins deux signaux de référence. La mise en oeuvre d une mesure d exfiltration par traçage demande donc une préparation préliminaire importante aussi bien sur le terrain qu en laboratoire afin de finaliser le protocole expérimental spécifique à chaque site étudié. Le principe de la mesure d exfiltration étant valable quel que soit le traceur à injecter, il reste donc à définir les traceurs idéaux pour la mesure de l exfiltration par traçage. Les différents traceurs testés dans le cadre du programme APUSS sont ceux qui sont classiquement utilisés pour la mesure du débit par traçage artificiel... Choix du traceur Les traceurs chimiques et fluorescents ou colorés sont les plus utilisés en hydrologie générale et urbaine car leurs conditions de mise en œuvre et d'utilisation sont plus simples et beaucoup moins onéreuses que celles des traceurs radioactifs. Les caractéristiques et les conditions d emploi et de dosage analytique des traceurs chimiques et fluorescents sont décrites respectivement dans les normes NF ISO (1994) et NF ISO (1994). Un traceur satisfaisant doit répondre aux critères suivants : - ne pas présenter de risques ni pour le milieu naturel (faune, flore), ni pour les stations d'épuration (biomasse épuratrice), ni pour la santé humaine ; - ne pas être naturellement présent dans l'écoulement (ou alors en concentration très faible : c est le bruit de fond du traceur) ; - se mélanger facilement à l'eau ; 0

245 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl - être non réactif dans le temps (pas de modifications physiques ou chimiques) ; - être facile à doser en laboratoire même à faible concentration (seuil de détection faible), ou être facile à suivre par un capteur en temps réel ; - être d'un coût aussi faible que possible pour pouvoir être utilisé en grandes quantités. Les traceurs utilisés pour la mesure de l exfiltration des réseaux d assainissement doivent satisfaire à toutes ces exigences, avec une préférence pour les traceurs qui ne nécessitent pas d analyse en laboratoire, mais qui au contraire sont mesurables in-situ dans l écoulement grâce à des sondes ou des capteurs spécifiques...1. Les traceurs chimiques Les traceurs les plus employés en réseau d'assainissement sont le chlorure de lithium (LiCl) et le chlorure de sodium (NaCl). Le chlorure de lithium est préférable car il est normalement peu présent dans les eaux usées ou de ruissellement, sauf cas particuliers d activités industrielles telles que les ateliers de soudure ou de métaux légers, ou d eaux thermales lithinées véhiculées dans les réseaux d assainissement (Augarde, 1993). Le bruit de fond du chlorure de sodium est plus élevé, cependant l évolution de sa teneur dans l écoulement peut être suivie en temps réel par un mesurage simple de la conductivité, ce qui constitue un avantage appréciable. Les caractéristiques principales de ces deux traceurs sont résumées dans le Tableau 3.1, leurs conditions d emploi sont détaillées dans les deux paragraphes suivants. LiCl NaCl Solubilité dans l eau à 5 C 805,49 g/l 350,65 g/l Concentration usuelle des solutions mères 300 g/l 300 g/l Technique de dosage Limite de détection Concentration usuelle dans la section de mesure spectrométrie d émission ou d absorption atomique 0,1 µg/l en émission 10 mg/l en absorption 0,1 mg/l (de à 5 mg/l est préférable) conductimétrie (linéarité jusqu à 5,8 g/l) - 50 mg/l (soit 93 µs/cm à 18 C) Tableau 3.1: Caractéristiques principales des traceurs chimiques LiCl et NaCl (Bertrand-Krajewski et al., 000) Le chlorure de lithium LiCl Le chlorure de lithium, très soluble dans l eau, est le traceur le plus fréquemment utilisé. Les teneurs naturelles habituelles mesurées dans les réseaux d assainissement sont de l ordre de 10 à 50 µg/l de Li. Le dosage du lithium au laboratoire est généralement réalisé par spectrométrie d émission atomique avec un seuil de détection analytique de l ordre de 10 µg/l. Toutefois, il est préférable, pour travailler avec une bonne exactitude, de prévoir une concentration minimum dans les échantillons aval de à 5 mg/l de lithium. Les 1

246 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl concentrations des solutions injectées ne doivent pas dépasser 300 g/l pour éviter tout problème de cristallisation susceptible de perturber la bonne régulation du débit d injection du traceur. Cette recommandation est généralement faite pour une injection en continu de traceur. En injection instantanée, l influence de la cristallisation est moins critique même si elle fausse également le résultat du mesurage. Pour faciliter le repérage visuel du passage du chlorure de lithium qui est incolore, il est possible d ajouter à la solution de traceur une solution de fluorescéine à raison de 00 g par litre d eau saturée en hydroxyde de sodium (Augarde, 1993). Le chlorure de lithium pouvant être partiellement absorbé sur les matières en suspension contenues dans l'écoulement, il est important de procéder à une attaque acide des prélèvements avant dosage, en évitant toute filtration ou centrifugation préalable qui pourrait conduire à des pertes de lithium. Augarde (1993) indique que pour des eaux très chargées, et notamment lors d événements pluvieux, les écarts constatés sur les valeurs du débit pouvaient atteindre 0 à 30 %. Les mesurages doivent donc être conduits avec la plus grande méticulosité. La mise en solution du chlorure de lithium est exothermique et les solutions concentrées sont acides. Le personnel doit manipuler ces solutions avec les précautions d usage et vérifier que les solutions refroidies ne présentent pas de recristallisation des sels dissous (NF ISO , 1994) Le chlorure de sodium NaCl Le chlorure de sodium, facilement disponible et très bon marché, est un traceur très utilisé également car il permet un dosage simple par conductivité. Son inconvénient principal est sa présence naturelle dans les réseaux d assainissement, le bruit de fond pouvant atteindre facilement 1 à ms/cm dans les eaux usées domestiques. Il est plus faible dans les eaux de ruissellement mais peut être largement supérieur si le réseau draine des eaux chargées en sel (par exemple en période de déverglaçage des chaussées, ou dans les réseaux des communes du littoral recevant des apports d eau de mer). Certains rejets industriels sont également susceptibles de provoquer un bruit de fond élevé. Ces considérations montrent qu il faut donc parfois introduire des masses importantes de traceur dans l écoulement pour observer des variations importantes et mesurables avec exactitude de la conductivité. Il faut également trouver un compromis entre une concentration d injection C importante pour introduire la masse M nécessaire, mais pas trop élevée pour éviter les stratifications par différences de densité et de viscosité préjudiciables au bon mélange dans l écoulement. Le dosage par conductivité est fondé sur la relation linéaire existant entre la concentration en traceur C et la conductivité électrique S c : avec C = KS c Eq. 3.8 K : coefficient de proportionnalité dépendant du traceur. Pour le chlorure de sodium, cette relation linéaire est vérifiée jusqu à une concentration en sel de 5,8 g/l, avec une variation de conductivité de 1,86 µs/cm pour 1 mg/l de sel à 18 C. La température ayant une influence directe sur les valeurs de la conductivité, il est impératif d employer des conductimètres compensés en température. De plus, pour éviter les problèmes d encrassement en présence d eaux usées, il est préférable

247 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl d utiliser des capteurs à induction plutôt que des capteurs à électrodes. Les solutions injectées à l amont des biefs de mesure présentant des concentrations C largement supérieures à 5,8 g/l, leur dosage est réalisé après une dilution méticuleuse pour ramener les valeurs de C dans la gamme de linéarité des conductimètres (méthode des dilutions).... Les traceurs colorés Les traceurs fluorescents ou colorés, dont les plus utilisés sont la fluorescéine et les rhodamines B et WT, font l objet de la norme NF ISO (1994). Ils peuvent être utilisés soit seuls (pour les mesurages en hydrologie de surface ou souterraine), soit en association avec un traceur chimique incolore pour faciliter le suivi visuel des manipulations et des prélèvements. Ces traceurs, utilisables pour des eaux de surface assez peu chargées, présentent l inconvénient de se fixer assez facilement par adsorption sur les matières en suspension et les colloïdes, notamment la rhodamine B. La rhodamine WT est une variante de la rhodamine B développée spécialement pour limiter cette adsorption. Mais elle est plus coûteuse et nécessite un suivi rigoureux de la température pour effectuer son dosage avec exactitude (Guillot et al., 1985 ; de Heer, 199). En réseau d assainissement, les eaux usées et les eaux de ruissellement sont relativement chargées en MES. Il en résulte des difficultés parfois importantes pour réaliser les dosages par voie optique dans des conditions optimales. L emploi des traceurs fluorescents est donc moins fréquent en hydrologie urbaine que celui des traceurs chimiques, surtout pour des applications en périodes pluvieuses pendant lesquelles les caractéristiques des MES sont susceptibles de varier assez fortement, ce qui complique les dosages et la constitution des solutions étalons. Dans le cadre des mesures d exfiltration par traçage artificiel, les traceurs utilisés ne doivent pas être adsorbés par les sédiments présents dans les réseaux d assainissement. Pour cette raison, le seul traceur coloré testé dans le cadre du projet APUSS est la rhodamine WT. Une attention particulière est portée sur le rôle des sédiments sur la restitution du traceur, afin de ne pas surestimer l exfiltration. Après des essais préliminaires réalisés à l EAWAG en Suisse, trois traceurs artificiels ont été retenus : le chlorure de sodium, le chlorure de lithium et la Rhodamine WT. Dans le cadre de cette thèse et des expérimentations réalisées sur Grand Lyon, seul le chlorure de sodium est utilisé pour le mesurage de l exfiltration. Les principes généraux de la mise en œuvre d une mesure d exfiltration par traçage artificiel sont détaillés dans le paragraphe suivant..3. Mise en œuvre d une mesure d exfiltration par traçage au NaCl La mise en œuvre d une mesure d exfiltration par traçage au NaCl comprend trois étapes qui sont nécessaires pour la détermination de l ensemble des paramètres qui contrôlent la réalisation avec succès d une mesure d exfiltration par la finalisation d un protocole expérimental adéquat. Succinctement et chronologiquement, ces trois étapes et leurs objectifs respectifs sont : 3

248 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl - la détermination du tronçon de collecteur étudié ou bief de mesure lors une visite de terrain par la sélection minutieuse des trois regards où seront réalisées les injections de mesure et de référence et où la restitution du traceur sera mesurée. - l acquisition de données concernant le tronçon choisi : caractéristiques structurelles (diamètre, linéaire, pente, etc) et caractéristiques de l écoulement (débit et concentration naturelle du traceur).. - la mise en oeuvre d un essai préliminaire qui consiste à évaluer les temps de résidence (temps de transit et temps de passage) des deux types d injection dans le bief de mesure par la réalisation successive d injection de référence et d injection de mesure et l analyse des courbes de restitution obtenues. A partir des données acquises lors de l étape précédente, on détermine, à l aide d un modèle de dispersion longitudinale qui est présenté par la suite, les masses de traceur spécifiques à chaque type d injection. Une solution de traceur est préparée en laboratoire, sa concentration et les masses de traceurs définis précédemment permettent de déterminer les volumes de solution à injecter. - la finalisation du protocole expérimental qui consiste à déterminer les instants où les diverses injections de référence et de mesure doivent être effectuées de manière à obtenir des pics bien distincts sur la courbe de restitution de traceur. Cette dernière étape est proposée afin d alléger le protocole provisoire de Rieckermann (003) qui propose d utiliser un modèle reposant sur la loi de Pearson 4 qui permet de reproduire l intégralité des signaux de référence et de mesure lorsque ces derniers se chevauchent afin de réaliser un calcul d exfiltration. Ces quatre étapes sont détaillées ci-dessous dans des paragraphes respectifs.3.1. Détermination des biefs de mesure Le bief de mesure est défini dans les mesures de débit par traçage artificiel comme le linéaire de collecteur compris entre le point d injection et la section de mesure. Dans le cas d une mesure d exfiltration, il faut déterminer deux biefs de mesure qui correspondent respectivement au linéaire de collecteur entre le point d injection de référence et la section de mesure que l on appellera «bief de référence» et au linéaire de collecteur entre le point d injection de référence et la section de mesure que l on appellera «bief de mesure» Choix du bief de référence Pour le choix du bief de référence, on peut reprendre les critères exigés pour une mesure de débit par traçage artificiel : - avoir une longueur au moins égale à la longueur de bon mélange ; - ne pas présenter d arrivée ou de fuite de traceur ; - présenter des vitesses d écoulement élevées et une turbulence importante favorisant le mélange ; 4

249 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl - éviter les zones mortes et les courants de retour ou secondaires ; - éviter les tronçons comportant de trop nombreux branchements. La longueur de bon mélange correspond à la distance minimum nécessaire pour qu un traceur injecté ponctuellement au droit d une section d écoulement soit réparti de manière homogène à travers toute la section de mesure située à l aval. La diffusion du traceur est assurée principalement par la turbulence de l écoulement. Une première approche consiste à injecter un traceur colorant et à estimer visuellement sa dispersion dans l écoulement le long du bief de mesure. De nombreuses formules empiriques sont aussi utilisées pour estimer la longueur de bon mélange L BM à partir de mesurages expérimentaux. Nous ne citerons ici que les plus courantes, tirées de Carlier (1986). Les formules ont été établies en injectant le traceur à l aide d une rampe située au-dessus de la surface libre et placée perpendiculairement à l écoulement. - Formule du CREC (Centre de Recherches et d Essais de Chatou) : L U = 9, h Eq. 3.9 gr J BM 5 h avec : - h : hauteur d eau (m) ; - U : vitesse moyenne de l écoulement (m/s) ; - R h : rayon hydraulique (m) ; - J : pente de la ligne d énergie (m/m). En pratique, si J est faible, on remplace J par la pente du radier s r. En appliquant la relation de Manning-Strickler et en substituant dans la formule précédente, on peut obtenir la formule empirique suivante : BM 1/ 6 3,04K MS hrh L = Eq avec : - K MS : coefficient de Manning-Strickler (m1/3/s). On peut également utiliser la formule de Dumas-Lièvre-Bonnin établie pour les conduites en remplaçant le diamètre D c par la plus grande distance transversale de la section d écoulement considérée : hauteur pour une conduite ovoïde, largeur pour un canal rectangulaire, diamètre pour une conduite circulaire. Cette approche est une des plus couramment utilisées en hydrologie urbaine. - Formule de Dumas, Lièvre et Bonnin : LBM = 75 D c Eq

250 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl L injection est réalisée dans l axe de la conduite ou en quatre points répartis sur la section d écoulement. Si l injection, pour des raisons pratiques, est effectuée en un seul point situé près de la paroi, on prend généralement L BM = 150 D c par sécurité. Les résultats fournis par ces modèles empiriques sont très approximatifs selon Rieckerman (003) qui recommande de tester le bon mélange du traceur par des mesures insitu à l aide d un anneau équipé de sondes de conductivité à différentes hauteurs de la section d écoulement. Ce dispositif est présenté dans le chapitre.4. qui traite de l équipement nécessaire pour une mesure d exfiltration par traçage au NaCl (Figure 3.1). Même avec un nombre de Reynolds supérieur à 1,8.10 6, des stratifications liées à l écart de densité sont observées. Une bonne homogénéisation peut être obtenue en utilisant une pompe qui doit être disposée le plus près possible du point de mesure. Rutherford (1994) recommande des longueurs de bon mélange comprises entre 100 et 300 fois la largeur du canal considéré. Le mélange est considéré comme bon si le coefficient de variation des différentes sondes de conductivité disposées à différents endroits de la section de mesure est supérieur à 0.98 (Rutherford, 1994) Choix du bief de mesure ou indicateur Le choix du bief de mesure n est pas restreint par la longueur de bon mélange ou la présence de connections latérales. Les vitesses d écoulement en amont du bief de mesure doivent cependant être suffisante pour transporter correctement le traceur. Pour des raisons pratiques et de sécurité, il est préférable que la section de mesure et les deux points d injection soient accessibles par des regards sous trottoirs ou sous chaussées mais toujours de manière à préserver la sécurité du personnel qui réalise la manipulation et la circulation des véhicules en surface. La longueur des deux biefs est ensuite déterminée à partir d un plan du réseau d assainissement..3.. Acquisition de données sur le site étudié L acquisition des données est effectuée auprès des gestionnaires du réseau d assainissement. Si certaines données sont manquantes, elles doivent être acquises avant et durant l essai préliminaire. Les données nécessaires sont les suivantes - données structurelles : le linéaire de réseau inspecté, la pente, la section, etc. - données débitmétriques : il est recommandé de réaliser des mesures de débit sur le site expérimental avant de procéder aux essais préliminaires. Rieckermann (003) recommande de réaliser des mesures en continu de débit à haute résolution temporelle (pas de temps de deux minutes) durant à 7 jours avant la mesure d exfiltration. Cette information est très importante car on peut ainsi anticiper les effets de la dispersion sur le traceur injecté. Le débit peut être mesuré à l aide de capteur hauteur-vitesse ou par des méthodes visuelles comme l utilisation de traceur fluorescent ou d objets flottants. Sur certains sites, on peut avoir une idée grossière du débit grâce aux données d autosurveillance ou à des données d études diagnostics antérieures. - conductivité des eaux usées : il est indispensable de réaliser des mesures de conductivité au niveau de la section de mesure afin d apprécier les variations du bruit 6

251 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl de fond du traceur dans les eaux usées. Cela est très important car on peut déterminer en première approche la quantité de traceur qu il faudra surimposer au milieu à chaque point d injection pour obtenir des pics de conductivité bien distincts du bruit de fond au niveau de la section de mesure. Rieckermann (003) recommande de réaliser des mesures en continu de conductivité à haute résolution temporelle (pas de temps de 1 à secondes) durant à 7 jours avant la mesure d exfiltration. La mesure en continu est impérative afin de déterminer la période de la journée où la conductivité est relativement constante ; ce sera la période idéale pour réaliser la mesure d exfiltration L essai préliminaire L essai préliminaire consiste à interpréter les données structurelles sur le collecteur étudié et à réaliser des mesures de débit et de conductivité sur le site choisi si aucune donnée n est disponible. Ensuite, des injections tests de traceur sont réalisées afin de finaliser le protocole expérimental optimal d une mesure d exfiltration, à savoir la masse de traceur à injecter et l intervalle de temps entre les différentes injections. A partir des mesures de débits et de conductivité et de la position des points de mesure et d injection, on peut calculer de manière empirique la quantité de traceur qu il faut utiliser pour chaque point d injection. Différents paramètres qui influent sur le choix adéquat des points d injection et la quantité de traceur à injecter doivent être analysés à partir de ces essais préliminaires Mise en œuvre de l essai préliminaire Calcul des masses de traceur à injecter lors des essais préliminaires La masse de traceur à injecter à une distance donnée de la section de mesure afin d obtenir un pic de concentration de valeur définie peut être estimée en utilisant l équation de dispersion longitudinale : C t C + U x = K x C x Eq.3.1 avec : - U : vitesse moyenne de l écoulement (m/s) - C : concentration moyenne dans la section (g/l). - K x : coefficient de dispersion longitudinale (m /s) Le coefficient de dispersion K x est constant par hypothèse tout le long de la section. La valeur de K x est définie pour différents types de canal ou de conduite. Rieckermann (003) recommande d utiliser la valeur de K x définie pour un écoulement dans un canal rectangulaire : K x 6h ghi Eq.3.13 avec : - h : hauteur d eau dans le canal (m) ; - I : pente de la conduite (m/m) - g : accélération de la pesanteur terrestre (m /s ) 7

252 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Une des solutions de l Equation 3.1 définie par Daily et Harleman (1966) permet de calculer la valeur de la concentration en traceur dont le bruit de fond est nul, à un instant t après l injection, à une distance x du point d injection où on fait l hypothèse que la distance de bon mélange est atteinte et pour une masse de traceur M : C(x,t) = S M exp 4πK xt ( x Ut) 4K x t Eq.3.14 avec : - M: masse de traceur (g) ; - S: surface de la section de l écoulement (m ). On peut donc tracer différentes courbes de restitution théoriques du traceur à une distance x du point d injection et pour une masse de traceur donnée. Ces courbes sont ici approximées par des gaussiennes. Une courbe de restitution de traceur permet d apprécier le temps de résidence de ce dernier entre le point d injection et le point de mesure caractérisé par le temps de transit t t, le temps d arrivée t ar et le temps de passage t p. Pour un même point de mesure, si le débit reste constant, quelle que soit la masse de traceur injectée, le temps de transit et le temps de passage restent constants. Comme le pic de concentration est selon l Equation 3.14 représentée comme une gaussienne, on peut définir l instant t Cmax auquel la concentration en traceur est maximale, soit le temps de transit, plus la moitié du temps de passage : t t p = tt Eq.3.15 C max + L analyse des séries de données de débit et de conductivité permet d apprécier la valeur moyenne du débit pendant la période de la journée où l expérimentation sera réalisée et la variation maximale moyenne de la conductivité observée sur la même période. Connaissant le débit, la hauteur d eau et les caractéristiques géométriques du collecteur d eau on en déduit la vitesse moyenne U et la surface de la section de l écoulement S si les mesures de débit sont réalisées avec des déversoirs à seuil. Sinon la vitesse moyenne est obtenue directement à partir des capteurs hauteur-vitesse. Rieckermann (003) conseille de déterminer les masses de traceur de l injection de référence M ref et de l injection de mesure M ind de manière à ce que les pics de conductivité respectifs obtenus au niveau du point de mesure soient du même ordre de grandeur. Les pics devant être bien distincts du bruit du fond de traceur, les pics de conductivité doivent au moins être 3 à 4 fois supérieurs à la variation maximale observée du bruit du fond. Connaissant la variation maximale C var de la concentration naturelle du traceur dans l écoulement (dite aussi bruit du fond ou concentration de base), on en déduit la valeur du pic de concentration C max que l on souhaite obtenir au niveau du point de mesure. C max = 3C var Eq La distance x entre chaque point d injection et le point de mesure déterminée à partir du plan du réseau d assainissement étudié permet de calculer t Cmax. Les cotes radiers des regards permettent d estimer la pente moyenne I du linéaire de tronçon entre chaque point 8

253 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl d injection et le point de mesure. L Equation 3.1, appliquée avec toutes les variables calculées selon les principes détaillés précédemment, à savoir K x, C max, t Cmax, U, I, permet d estimer la masse de traceur M qu il faut utiliser pour chacun des deux points d injection (M ref M ind ) en fonction de leur distance x par rapport au point de mesure : M CmaxS = exp 4πK ( x Ut ) 4K x t x t Cmax Cmax Cmax Eq.3.17 La solution de traceur est de concentration identique pour l injection de référence et l injection de mesure, seuls les volumes varient pour injecter les masses M ref et M ind de NaCl calculées selon l Equation Le volume et la concentration de cette solution de traceur sont déterminés de manière à ne pas dépasser une concentration de 00 g/l afin de faciliter le mélange du traceur dans l écoulement et de manière à limiter le volume des injections à un maximum de 30 ou 40 litres afin de réduire la durée de l injection et le volume total de solution à transporter sur le terrain. La masse maximale de traceur que l on peut injecter en tête de réseau est 8 kg de NaCl soit un volume de 40 litres avec une concentration en traceur de 00 g/l. Si la masse de traceur M ind calculée selon l Equation 3.17 pour le point d injection de mesure ou indicateur est supérieure à 8 kg, il est préférable de déplacer en aval ce point d injection ou d utiliser un dispositif d injection, comme une pompe doseuse, qui permet d injecter un volume de traceur conséquent en un laps de temps relativement court Durée de l injection instantanée Pour une masse M de traceur donnée, la courbe de restitution du traceur injecté est de plus en plus étalée lorsque la durée d injection du traceur augmente. Pour obtenir une courbe non étalée, il est préférable d avoir une durée d injection aussi brève que possible. La durée d une injection de traceur est fonction du volume de solution. Pour le traçage au NaCl, les volumes utilisés sont importants en raison du bruit du fond naturel élevé dans l écoulement. Dans le cas des expérimentations réalisées à Lyon sur le site expérimental d Ecully, les injections de traceur ont été réalisées avec un seau directement dans la section d écoulement. L injection dure moins de deux secondes. D autres dispositifs d injection développés par l EAWAG sont décrits dans le paragraphe Conduite des essais préliminaires Lors des essais préliminaires, le débit et la conductivité sont mesurés au niveau du point de mesure. Deux injections de référence et de mesure sont réalisées afin d évaluer, le temps de transit et le temps de passage du traceur, ainsi que la valeur du pic de conductivité. Les injections sont effectuées successivement pour chaque point d injection avec un intervalle de temps supérieur au temps de résidence du traceur. Si lors de l essai préliminaire on ne dispose pas d un système d acquisition en continu des données de conductivité, il suffit de 9

254 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl déclencher un chronomètre lors de l injection et de contrôler visuellement sur l afficheur digital d un conductimètre portable : le bruit de fond, l arrivée du traceur, le pic de conductivité et le passage du traceur. La valeur du pic de conductivité permet de vérifier si les masses de traceur M ref et M ind calculées selon les principe détaillés précédemment est adéquate ou pas. Les valeurs de t Cmax et de U observées lors de l expérimentation permettent si besoin de calculer une masse de traceur plus adéquate selon l équation 3.17 qui est appliquée avec une valeur du coefficient de dispersion longitudinale K x calée de manière à reproduire les courbes de restitution du traceur enregistrées lors de cet essai préliminaire. Les temps de résidence respectifs de l injection de référence t R(ref) et de l injection de mesure t R(mes) caractérisé par le temps de transit t T et le temps de passage t P permettent de finaliser le protocole expérimental car la masse de traceur adéquate étant connue, il reste à déterminer les instants d injection de référence et de mesure, respectivement t ref et t mes Finalisation du protocole expérimental d une mesure d exfiltration La finalisation du protocole expérimental consiste à la détermination des instants t ref (n) et t mes (n) auxquels les n injections successives de référence et de mesure doivent être réalisées de manière à ce que les signaux de référence et de mesure obtenus au niveau de le section de mesure soient bien distincts et qu un signal de mesure soit encadré par deux signaux de référence. Les temps de résidence respectifs (temps de transit et temps de passage) des injections de référence et de mesure déterminés lors de l essai préliminaire permettent de calculer t ref (n) et t mes (n) selon le principe illustré dans la Figure 3.3 qui représente schématiquement la courbe de restitution de traceur idéale pour le mesurage de l exfiltration. t mes (1) t ref (0) t ref (1) t mes () t ref () t Temps de résidence de l injection de référence ou t R(ref) Temps de résidence de l injection de mesure ou t R(mes) C(t) Temps de transit (t T ) Temps de passage (t P ) Intervalle de temps entre chaque signal (Int) t Figure 3.3: Courbe schématique de restitution de traceur théorique déterminée en fonction des temps de résidence respectifs des injections de référence et de mesure. 30

255 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Le début de l expérimentation commence à l instant t = t mes(1) = 0 qui correspond à la première injection de mesure. La première injection de référence doit être effectuée à l instant t ref(1) afin que le signal de mesure soit observé après le premier signal de référence selon un intervalle de temps Int. Connaissant le temps de résidence d une injection de référence t R(ref) et le temps de transit d une injection de mesure t T(mes), on détermine l instant t ref(1) où la première injection de référence doit être réalisée : t ref(1) = t T(mes) - Int - t R(ref) Eq En fonction du temps de transit de l injection de mesure, on peut réaliser une injection de référence supplémentaire dont l instant d injection t ref(0) est définie par l Equation t ref(0) = t ref(1) - t P(mes) - Int Eq 3.19 Pour les injections suivantes, qu elles soient de référence ou de mesure, l intervalle de temps entre deux injections est constant est défini par la durée d un cycle de mesure qui est composé par deux intervalles de temps Int et des temps de passage respectifs des signaux de référence et de mesure. L intervalle de temps entre deux injections de référence ou de mesure vaut: t ref() - t ref(1) = t mes() - t mes(1) = t P(mes) + t P(ref) + Int Eq. 3.0 Le protocole expérimental d une mesure d exfiltration est alors finalisé. Un des paramètres important est la définition de l intervalle de temps entre chaque signal Int : il ne doit être ni trop court afin d éviter le chevauchement des signaux, ni trop long afin d écourter la durée d une mesure d exfiltration qui est sensible à la variabilité temporelle du débit d eaux usées. La durée d une mesure d exfiltration d mes correspond à la durée du cycle calculée précédemment auquel on ajoute le temps de transit de l injection de référence : d mes = t P(mes) + t R(ref) + Int Eq. 3.1 Le protocole expérimental étant finalisé à partir des temps de résidence des injections de référence et de mesure déterminés lors de l essai préliminaire, la mesure d exfiltration doit impérativement être réalisée pendant la même plage horaire que ce dernier, car les temps de transit dépendent des variations du débit. Si la mesure d exfiltration est réalisée sur une autre plage horaire, il faut réaliser une injection de référence et une injection de mesure pour déterminer les nouveaux temps de transit et les nouveaux instants d injection Calcul de l exfiltration Le calcul du taux d exfiltration nécessite un traitement de la courbe de restitution de traceur obtenue après les différentes injections de mesure. Ce traitement consiste à isoler les 31

256 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl pics de conductivité générés par une injection de mesure et l injection de référence qui la précède ou qui la succède. Le détail de du calcul est expliqué par la suite en se basant sur une courbe de restitution schématique du traceur exprimée en unité de conductivité qui est illustrée dans la Figure 3.4. S Référence Mesure S B 1 S B n S B' 1 S B' n' S B S B i S B' i' t Figure 3.4: Représentation schématique du traitement des signaux de conductivité pour le calcul de l exfiltration. Le signal de conductivité généré par une injection de référence ou une injection de mesure est isolé du bruit de fond du traceur en soustrayant la conductivité de base calculée par interpolation linéaire entre la première et la dernière valeur de conductivité qui définissent le pic de conductivité. Les n valeurs théoriques de la conductivité de base S durant le temps B i de passage d une injection de référence sont calculées pour chaque pas de temps i selon l équation suivante en posant l hypothèse que la conductivité S B varie linéairement entre S B 1 et S B n : ( S S )( i 1) B n B 1 S = S + Eq. 3. B i B 1 n 1 avec : - S : première valeur de conductivité qui définie le signal de référence ; B 1 S : dernière valeur de conductivité qui définie le signal de référence. - B n S ref i Les n valeurs de conductivité qui définissent le pic de conductivité généré par une injection de référence sont calculées pour chaque pas de temps i en soustrayant à la valeur de conductivité observée S i la valeur de la conductivité de base correspondante S : B i S ref i = S S Eq. 3.3 i B i Les n valeurs théoriques de la conductivité de base B i durant le temps de passage de l injection de mesure sont calculées de la même manière pour chaque pas de temps i : S 3

257 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl ( S S )( i 1) B n B 1 S B i = S B 1 + Eq. 3.4 n 1 avec : - S B 1 : première valeur de conductivité qui définie le signal de mesure ; - S B n : dernière valeur de conductivité qui définie le signal de mesure. Les n valeurs de conductivité S ind i qui définissent le pic de conductivité généré par une injection de mesure ou indicateur sont calculées pour chaque pas de temps i en soustrayant à la valeur de conductivité observée S i la valeur de la conductivité de base correspondante S B i : S ind i Si S B i = Eq. 3.5 par définition S = S 0 et S = S 0. = ref 1 ref n ind 1 ind n = Le taux d exfiltration est calculé selon l Equation 3.7 en considérant d une part l injection de référence qui précède l injection de mesure et d autre part l injection de référence qui succède à l injection de mesure. Les conductivités observées lors du passage des signaux de référence et de mesure restent dans le domaine de linéarité de la relation entre conductivité et concentration en NaCl selon un coefficient de proportionnalité K. Il n est donc pas nécessaire de convertir en concentration de NaCl, les n valeurs de conductivité S et les n valeurs de conductivité S ind i. Comme les données de conductivité sont acquises à pas de temps constants de deux secondes, le taux d exfiltration peut donc être calculé comme suit : ref i n Sind i i = 1 mref E = 1 Eq. 3.6 n mind S i= 1 ref i avec : - m ref : masse de solution de traceur utilisée pour l injection de référence (g) ; - m ind : masse de solution de traceur utilisée pour l injection de mesure (g). Les masses de solution de traceur respectives utilisées pour l injection de référence m ref et l injection de mesure m ind sont déterminées par pesée de la solution disposée dans un container spécifique avant et après la réalisation des injections. Afin de confirmer les hypothèses de calcul et de déterminer K, il faut construire une courbe de conversion de la conductivité électrique en concentration en NaCl. Pour se faire, la sonde conductimétrique est placée dans un volume d eau potable de 800 ml contenu dans un bécher disposé sur un agitateur magnétique. Une masse de NaCl pesée à l aide d une balance précise au mg est dissoute dans l eau et la conductivité observée après mélange est enregistrée. Cette opération est répétée plusieurs fois et les masses de NaCl dissoutes sont cumulées. La courbe obtenue est illustrée dans la Figure

258 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl 6 Concentraction en NaCl (g/l) ) y = 0,69x - 0,3099 R = 0, Conductivité (ms/cm) Figure 3.5 : Détermination du coefficient de proportionnalité entre conductivité et concentration en NaCl pour la sonde conductimètrique WTW Tetracon 35. La valeur de K calculée par régression linéaire est de 0,63 et l intervalle de confiance à 95 % qui lui est associée est de 3, La droite obtenue ne passe par l origine car l eau potable utilisée pour cet étalonnage et lors de la préparation de la solution de traceur pour la mesure de l exfiltration présente une conductivité initiale liée à sa minéralisation naturelle qui est ici de l ordre de 370 µs/cm. Pour des raisons économiques, la solution de traceur n est pas préparée avec de l eau distillée qui présente une conductivité négligeable. Toutefois, le coefficient K peut être utilisé pour le calcul du taux d exfiltration selon l Equation 3.5 en posant l hypothèse que la conductivité initiale de l eau potable utilisée pour préparer la solution de traceur représente une masse initiale de traceur. Cette dernière est déterminée par le produit entre K, la conductivité de l eau potable et le volume de la solution de traceur injectée..4. Dispositifs et équipements nécessaires.4.1. Dispositif d injection du traceur Deux systèmes de dosage des injections de traceur proposés par Rieckermann (003) peuvent être utilisés. Le premier système (Figure 3.6) consiste à injecter le traceur par l intermédiaire d une pompe à travers un tube flexible. La pompe est reliée à un container contenant la solution de traceur qui est placé sur une balance afin de déterminer la masse exacte de traceur injectée lors de chaque actionnement de la pompe. Il est préférable de relier la balance à une centrale d acquisition permettant un enregistrement en continu des masses de traceurs injectées. Ce dispositif est intéressant lorsque le tampon n est pas situé directement au dessus du collecteur. De plus la durée d injection du traceur est réduite. L inconvénient de ce dispositif est qu il est coûteux et qu il faut emmener beaucoup plus de matériel sur le terrain et donc disposer de plus d espace pour procéder à l expérimentation, ce qui n est pas évident lorsque l on est proche de la voirie. Enfin, il faut disposer d une centrale d acquisition et d un ordinateur portable supplémentaire sur les points d injection, en plus de ceux utilisés pour enregistrer les données de conductivité. 34

259 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Figure 3.6: Injection de surface avec une pompe (Rieckermann, 003) Figure 3.7: Injection de surface par un tube PVC (Rieckermann, 003) Le deuxième système (Figure 3.7) consiste à injecter directement de la surface, par l intermédiaire d un tube PVC et d un entonnoir, la solution de traceur contenue dans des récipients de poids ou de volume connus. Ce dispositif est intéressant lorsque le tampon est situé juste au dessus du collecteur. La durée de l injection est assez longue lorsque que l on utilise ce dispositif car la vitesse d injection du traceur est limitée par la capacité de vidange du récipient contenant la solution de traceur et de l entonnoir. De plus une partie du traceur est perdue par mouillage de la paroi interne du tube PVC. Après les premières expérimentations réalisées à Lyon sur le site expérimental d Ecully, nous proposons de ne pas injecter depuis la surface, mais au niveau du collecteur. Des containers qui contiennent environ 5, 10 ou 0 litres de solution de traceur sont pesés en laboratoire avant l expérimentation. Sur le terrain, ces containers sont descendus à proximité du collecteur puis vidés dans un ou plusieurs seaux selon les volumes à injecter et selon la taille des seaux. Les injections sont ensuite réalisées manuellement en vidant les seaux au droit de la section d écoulement lorsque le personnel resté en surface donne l ordre d injection (Figure 3.8). Figure 3.8: Injection au seau de la solution de traceur (Le Saux, 003). 35

260 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Ce dispositif simple ne peut être utilisé que pour un collecteur accessible par un aqueduc, un collecteur à banquette ou un collecteur non visitable accessible au droit d un regard. L avantage de ce système est que la durée d injection du traceur est très réduite et ne nécessite pas la mise en place d un dispositif très élaboré, volumineux et coûteux. L inconvénient de cette méthode est qu il faut trouver des seaux de taille adéquate, sinon tout le volume de traceur ne peut être injecté en une fois : il faut alors disposer de deux personnes qui injectent le traceur simultanément ou peser au laboratoire le traceur restant dans le container afin de connaître la masse exacte de traceur injectée. De plus, il faut faire très attention lorsque l on vide les containers de traceur dans les seaux afin d éviter des projections de traceur sur le sol. Les injections sont coordonnées par l équipe qui reste au niveau de la section de mesure : elle donne l ordre d injection en communiquant par talkieswalkies..4.. Mesure de la conductivité La conductivité est mesurée avec un conductimètre portable (Figure 3.9) qui doit présenter un pas de temps de mesure de l ordre de la seconde, une plage de mesure de 0 à 0 ms/cm, une correction de la température et une résolution de deux chiffres après la virgule. Lors des expérimentations réalisées en Suisse par l EAWAG et à Lyon par l INSA, la sonde WTW Tetracon 35 et le boîtier WTW 340i ont été utilisés. Il est recommandé de prendre une sonde de conductivité avec un câble de connexion au boîtier assez long (10 m). Figure 3.9: Station de mesure de la conductivité (Rieckermann, 003). La sonde est disposée au milieu de la section d écoulement à une profondeur moyenne selon deux dispositifs. Le premier consiste à placer la sonde sur un dispositif flottant comme un petit bateau ou un bloc de bois ou de polystyrène (Figure 3.10 et Figure 3.11). Le deuxième consiste à placer la sonde sur un anneau posé et fixé contre la paroi du collecteur (Figure 3.1). Rieckermann (003) préconise l utilisation d au moins deux sondes de conductivité afin de prévenir la défaillance éventuelle d un capteur dont le bon fonctionnement peut être altéré par l encrassement lié aux matières en suspension. Dans le cadre des expérimentations réalisées par l INSA à Lyon sur le site expérimental d Ecully, une seule sonde a été utilisée. La sonde a été placée verticalement dans l écoulement au milieu de la section par l intermédiaire d un tube PVC couché le long de l aqueduc donnant accès au collecteur (Figure 3.13). La sonde est introduite dans ce tube dont l orifice est placé au droit de la section. 36

261 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Figure 3.10: Fixation des sondes de conductivité (Rieckermann, 003) Figure 3.11: Dispositif de mesure de la conductivité (Rieckermann, 003) Figure 3.1: Dispositif de mesure de la conductivité sur un anneau (Rieckermann, 003). Figure 3.13: Dispositif permettant de placer la sonde au droit de l écoulement (De Bénédittis, 003) 37

262 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl.4.3. Produits chimiques et réactifs Le chlorure de sodium utilisé lors des expérimentations est celui utilisé pour le salage des routes. Au laboratoire, le sel est dissous dans de l eau contenue dans une cuve (600 L). Il est recommandé de préparer des solutions avec une concentration en NaCl n excédant pas 00 g/l afin d éviter des problèmes de mélange avec les eaux usées. Afin d accélérer la dissolution du sel dans la solution mère et d homogénéiser la solution, une pompe électrique tournant en circuit fermé est utilisée pendant deux à trois heures. L homogénéité de la solution de traceur est vérifiée par des mesures de conductivité..5. Coordination des expérimentations avec les gestionnaires du réseau Pour des raisons de prévention des risques et de respect des exigences de sécurité sur le réseau d assainissement du Grand Lyon, les mesures d exfiltration sont encadrées par les gestionnaires du réseau. Les dangers ou risques à prendre en compte sont les suivants : - trafic routier ; - ouverture des tampons et accès au collecteur ; - chute ; - présence de gaz dangereux, atmosphère explosive et manque d'oxygène ; - infection ; - vagues d'eau par temps de pluie. Pour des raisons de sécurité, une personne représentant le gestionnaire du réseau d assainissement doit être présente sur la section de mesure et sur les deux sections d injection. 38

263 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl 3. Application de la méthode QUEST sur le bassin versant d Ecully Le site expérimental du bassin versant d Ecully est décrit dans le paragraphe 3.1. de la partie car il a fait l objet d une étude l infiltration d eaux claires parasites. L intérêt d appliquer la méthode QUEST sur ce site réside essentiellement dans la présence de la station de mesure de l OTHU (Observatoire de Terrain en Hydrologie Urbaine) à l exutoire du bassin versant où des données de débit et des données de conductivité enregistrées en continu au pas de temps de deux minutes sont disponibles depuis 001. Un autre intérêt de ce site est qu il s agit d une zone résidentielle qui permet de travailler plusieurs heures en réseau d assainissement sans perturber trop fortement le trafic de surface. Les résultats obtenus lors des expérimentations sont présentés en deux parties détaillant respectivement la mise en œuvre d une mesure d exfiltration avec finalisation d un protocole expérimental spécifique aux caractéristiques du site étudié et les calculs d exfiltration réalisés lors de cinq campagnes de mesure réalisées entre juin et novembre Mise en œuvre de la méthode QUEST sur le bassin versant d Ecully Détermination des biefs de mesure L acquisition de données de débit et de conductivité au niveau du point de mesure envisagé pour une mesure d exfiltration est essentielle pour apprécier le bruit de fond du traceur dans l écoulement et sa variabilité. Ces données étant acquises au niveau de la station OTHU, il est impératif que la section de mesure se situe au niveau d un regard sous trottoir situé juste en amont de la station OTHU afin de pouvoir utiliser les données qui y sont acquises comme des valeurs de référence du débit d eaux usées et du bruit de fond de traceur. Lors d une visite préliminaire, quatre regards répondant à nos critères de sélection ont été choisis. La distance entre les regards et leur fonction lors de l essai préliminaire sont illustrées dans la Figure Figure 3.14: Schéma de principe de l'essai préliminaire pour l application de la méthode QUEST sur le bassin versant d Ecully (mai 003). En considérant la station OTHU comme le point de mesure, le bief de mesure représente un linéaire de 104 m, composé de conduites de sections variables comprenant des parties visitables et non visitables, et de nombreux branchements. 39

264 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Acquisition de données sur le site étudié - Données structurelles : Le linéaire de réseau inspecté au cours de l essai préliminaire dont le protocole expérimental a été déterminé à partir des diverses données acquises sur le site étudié. Il est indiqué dans la Figure Les cotes radiers des différents regards permettent d apprécier la pente moyenne I du tronçon qui est estimée à m/m. - Données débitmétriques : La section de mesure de l exfiltration présente les mêmes caractéristiques que la section de mesure de la station OTHU située 360 m en aval. Les hydrogrammes journaliers de temps sec observés lors du mois de mars 003 et analysés pour l étude de l infiltration d eaux claires parasites dans le paragraphe de la partie (Figure.19) montre que le débit moyen horaire varie de 60 à 140 m 3 /h, le débit étant relativement stable durant la période nocturne et l aprèsmidi. Pour des raisons pratiques, il est préférable de réaliser les expérimentations durant l aprèsmidi. Les valeurs de référence correspondantes pour la hauteur d eau usée h, la vitesse moyenne U et la surface mouillée S sont présentées dans le Tableau 3.. Valeur moyenne de référence Hauteur d eau usée h (m) 0,07 Surface mouillée S (m ) 0,035 Vitesse moyenne U (m/s) 0,8 Tableau 3. : Valeurs moyenne de référence de hauteur d eau usée, de vitesse moyenne et de surface mouillée pour la section de mesure de l'exfiltration (Ecully, mars 003) Nous considérons que ces valeurs sont transposables à la section de mesure de l exfiltration : elles seront utilisées ultérieurement pour calculer la masse de traceur à injecter lors de l essai préliminaire. - Conductivité des eaux usées : Les données de conductivité acquises au niveau de la station OTHU servent de référence pour estimer l ordre de grandeur de la conductivité de base et sa variabilité moyenne journalière en période de temps sec. La conductivité de base moyenne des eaux usées est de l ordre de 700 µs/cm et présente une variation maximale journalière C var de l ordre de 300 µs/cm. Cette valeur correspond à une concentration en NaCl d environ 0, g/l à une température de 0 C. Le protocole expérimental doit donc permettre d observer des pics de concentration en NaCl C max de l ordre de 0,6 g/l. Comme pour les données de débit, la conductivité des eaux usées est relativement constante durant l après-midi. Cependant, cette observation n exclut pas les rejets aléatoires d effluents très chargés qui peuvent perturber le bon déroulement de l expérimentation. 40

265 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Essai préliminaire du 1/05/ Calcul des masses de traceur à injecter Connaissant la distance entre les regards et les valeurs de h, U, I, on peut déterminer selon selon les Equations 3.13, 3.14 et 3.15, les valeur théoriques de t Cmax pour lesquelles l injection de traceur en R1 produit un pic de conductivité au niveau la section de mesure OTHU et les injections de traceur en R et R3 produisent un pic de conductivité au niveau la section de mesure en R1. Les différentes valeurs obtenues de temps de transit, de temps de passage et de t Cmax sont présentées dans le Tableau 3.3. R1 R R3 Temps de résidence (s) Temps de transit (s) Temps de passage (s) t Cmax (s) 47, ,5 Tableau 3.3 : Temps de transit et de passage des différentes injections et calcul de t Cmax au niveau des différentes sections de mesures correspondantes. Connaissant la distance entre les regards et les valeurs de h, U, I et t Cmax, on peut déterminer la masse de traceur à injecter au niveau des regards R1, R et R3 de manière à ce que l injection en R1 produise un pic C max au niveau la section de mesure de OTHU et que les injections en R et R3 produisent également un pic C max au niveau la section de mesure en R1. Les masses de traceur à injecter au niveau des trois points d injection R1, R et R3 sont présentées dans le Tableau 3.4. R1 R R3 Masse de traceur (kg de NaCl) 1 3,3 Tableau 3.4: Masse de traceur à injecter lors de l essai préliminaire au niveau des regards R1, R et R Préparation de la solution La concentration en traceur de la solution utilisée lors de l essai préliminaire est de 140 g/l de NaCl. La solution de traceur est préparée dans une cuve de 600 L graduée par 100 L. 4 kg de sel de voierie sont dissous dans 300 L d eau. Le mélange est assuré par l intermédiaire d une pompe fonctionnant en circuit fermé durant 4 à 5 heures. Compte tenu des masses de traceur calculées précédemment et de la concentration de la solution mère, on détermine les volumes de solution de traceur à injecter au niveau des regards R1, R et R3 (Tableau 3.5). 41

266 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl R1 R R3 Volume de solution de traceur à injecter (L) Tableau 3.5: Volume de solution de traceur à injecter lors de l essai préliminaire au niveau des regards R1, R et R3. Ces volumes sont transportés sur le site expérimental dans des containers de 5, 10 et 0 L qui sont préalablement pesés en laboratoire après leur remplissage Préparation de l essai préliminaire Lors de l essai préliminaire, deux injections ont été réalisées au niveau de chacun des trois regards R1, R, R3. Les injections sont effectuées successivement de R1 à R3 avec un intervalle de temps entre deux injections supérieur au temps de résidence théorique du traceur déterminé précédemment (Tableau 3.3). Les récipients contenant la solution de traceur sont vidés dans un seau pour réaliser l injection. Les containers vides sont ensuite pesés au laboratoire afin de connaître avec précision la masse de traceur injectée. Le débit et la conductivité sont mesurés aux pas de temps de deux minutes au niveau de la station OTHU. La conductivité est mesurée en continu au niveau du regard R1 par la sonde portable WTW Tetracon 35. La courbe de restitution du traceur observée sur le conductimètre de la station OTHU permet d apprécier les temps de transit et de passage du traceur, ainsi que la valeur du pic de conductivité correspondant à l injection de traceur au niveau du regard R1. De même pour R et R3 avec la courbe de restitution observée sur le conductimètre portable placé en R1. Lors de cet essai préliminaire nous de disposions pas encore de système d acquisition en continu pour le conductimètre portable permettant d enregistrer les données de conductivité au pas de temps de deux secondes. Les temps de transit et de passage du traceur, ainsi que la valeur du pic de conductivité, ont été évalués à l aide d un chronomètre et du contrôle visuel de l afficheur digital du conductimètre portable Résultats et interprétation de l essai préliminaire. Les résultats sont présentés dans le Tableau 3.6 qui indique, pour chaque point d injection R1, R et R3, la masse de traceur injectée, le temps de transit et de passage des nuages de traceur, la valeur de la conductivité de base avant l injection et la valeur du pic de conductivité. Tous les pics de conductivité sont bien observables sur la Figure Ils ne sont pas tous du même ordre de grandeur. De plus, en raison de la disponibilité limitée des égoutiers de la direction du Grand Lyon qui nous ont assisté lors des expérimentations, il est impossible de contrôler le passage de la deuxième injection réalisée au niveau du regard R3. Toutefois, les courbes de restitution du traceur sont enregistrées par le système d acquisition de données de la station OTHU. La courbe de conductivité observée le 1/05/003 de 08h00 à 13h00 est illustrée dans la Figure

267 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl R1 R R3 Masse injectée (kg) Injection 1 1,1,0 3,38 Injection 1,08,05 3,43 Temps de transit (s) Injection Injection Temps de passage (s) Injection Injection Conductivité initiale Injection (µs/cm) Injection Conductivité maximale Injection (µs/cm) Injection Tableau 3.6: Résultats de l essai préliminaire ) Conductivité (micros/cm :00 09:36 10:1 10:48 11:34 1:10 1:46 13: 13:58 Temps (h) Figure 3.15: Conductivité observée au niveau de la station OTHU le 1/05/003 de 08h00 à 13h00. Les pics de conductivité varient selon les injections de 400 à 800 µs/cm : les pics de conductivité observés sont inférieurs à 3 fois la variation maximale journalière de référence pour le calcul des masses de traceur à injecter. Cette observation peut être expliquée par deux phénomènes : d une part les solutions injectées ne sont pas assez concentrées en traceur et d autre part les valeurs de référence de la pente moyenne du tronçon étudié, de la hauteur d eau usée, de la vitesse moyenne et de la section mouillée ne sont pas représentatives de l ensemble du tronçon étudié. En effet, ce dernier comprend des conduites de tailles et de formes différentes avec une hauteur d eau usée variable qui dépend des apports par les connections latérales présentes sur le linéaire étudié. Le calcul des masses de traceur selon l Equation 3.17, qui dépend de tout ces paramètres est donc faussé car il est réalisé en considérant que la valeur observée des paramètres au niveau de la section de mesure OTHU est constante sur le linéaire étudié. Cette approximation influe également sur la détermination des valeurs théoriques des temps de transit et de passage des différentes injections qui sont estimés par l analyse de la courbe de restitution théorique du traceur définie par l Equation En effet les valeurs théoriques des temps de transit et de 43

268 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl passage présentées dans le Tableau 3.3 sont nettement différentes des valeurs observées lors des expérimentations présentées dans le Tableau 3.6. On remarque notamment que les temps de transit et de passage de l injection 1 réalisée sur le regard R3 qui est le plus éloigné sont largement sous-estimés par le calcul. Toutefois les temps de transit et de passage des injections R1 et R sont relativement proches des valeurs théoriques car ces points se situent à proximité de la section de mesure OTHU. Afin de palier ce problème nous proposons de calculer une valeur du coefficient de dispersion longitudinale K x pour chaque type d injection (référence et indicateur) selon l Equation 3.14 en utilisant les résultats de l essai préliminaire dont la valeur du pic de conductivité C max et la vitesse moyenne U calculée à partir de t Cmax et de la distance x entre le point d injection et le point de mesure. La valeur de la section mouillée S reste celle de la section de mesure. La variabilité de la section mouillée qui dépend de la variabilité de la hauteur d eau usée est alors prise en compte dans la valeur recalculée de K x. Les résultats obtenus lors de cet essai préliminaire sont toutefois intéressants car ils montrent les limites du protocole expérimental qui est inadapté si la mesure d exfiltration est réalisée sur un linéaire de tronçon qui présente des caractéristiques géométriques hétérogènes et une hétérogénéités des apports d eaux usées par les connections latérales. Il faut donc procéder à un nouvel essai préliminaire lors de la première campagne de mesure. 3.. Les campagnes de mesure de l exfiltration sur le bassin versant d Ecully Campagne de mesure du 13/06/003 La méthode QUEST est appliquée sur le même linéaire de tronçon que lors de l essai préliminaire du 1/05/03. L injection de référence est effectuée au niveau du regard R et l injection de mesure est effectuée au niveau du regard R3 (Figure 3.16). Figure 3.16: Schéma de principe des campagnes de mesure d exfiltration selon la méthode QUEST sur le bassin versant d Ecully (13/06/03). La restitution du traceur est mesurée en R1 où est installé le conductimètre portable équipé d un système d acquisition en continu au pas de temps de deux secondes. Un ordinateur portable permet de visualiser en temps réel les variations de la conductivité des eaux usées. La station de mesure OTHU sert toujours de référence notamment pour apprécier la variabilité du débit d eaux usées. Les volumes de solution de traceur injectés en R3 et en R sont identiques à ceux utilisés lors de l essai préliminaire, seule la concentration en traceur de la solution est modifiée. Elle présente une concentration en NaCl de 150 g/l. 44

269 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Préparation de la mesure Deux injections tests ont été effectuées successivement, une au niveau de R, la deuxième au niveau de R3. Les temps de transit et de passage de ces deux injections déterminés par l analyse des courbes de restitution de traceur correspondantes observées au niveau de R1 permettent de finaliser le protocole expérimental en calculant, selon le principe défini dans le paragraphe.3.4, les instants où les différentes injections de référence et de mesure doivent être réalisées. Le scénario expérimental est trois injections de mesure, chacune étant précédée et suivie d une injection de référence. Seule la première injection de mesure est précédée par deux injections de référence. Les résultats obtenus lors des injections tests et le scénario expérimental programmé pour cette campagne de mesure de l exfiltration sont présentés respectivement dans le Tableau 3.7 et le Tableau 3.8. Temps de transit t T (s) Temps de passage t P (s) Injection de référence test (R) Injection de mesure test (R3) Tableau 3.7: Temps de transit et de passage mesurés lors des injections test de traceur (13/06/03). Injections Instant d injection exprimé en durée depuis le début de l expérimentation (s) Injection de mesure 1 t mes(1) 0 Injection de référence 0 t ref(0) 1665 Injection de référence 1 t ref(1) 037 Cycle des injections 9 ( 38 min) Injection de mesure t mes() 9 Injection de référence t ref(3) 430 Injection de mesure 3 t mes(3) 4584 Injection de référence 3 t ref(4) 661 Injection de référence 4 t ref(5) 8904 Durée totale de la campagne de mesure (s) 9511 ( h 38 min) Tableau 3.8: Scénario de la campagne de mesure d exfiltration établi en fonction des injections tests et pour un intervalle de temps entre deux signaux Int = 180 s (13/06/03) Résultats de mesure et interprétation La courbe de restitution de traceur observée lors de cette campagne de mesure est illustrée dans la Figure Les différentes injections de référence et de mesure sont bien marquées et se distinguent nettement de la conductivité de base. Les 5 injections de référence présentent des pics de conductivité qui varient entre 3000 et 4000 µs/cm et les 3 injections de mesure présentent des pics de conductivité qui varient entre 950 et 1100 µs/cm. La conductivité de base est de l ordre de 700 µs/cm et reste relativement stable lors de l expérimentation même si quelques fluctuations peuvent notamment être observées au début de l expérience. Les pics de conductivité obtenus pour les injections de référence sont trop élevés et les pics de conductivité obtenus pour les injections de mesure sont trop faibles par rapport aux valeurs prévues par le calcul qui doivent 45

270 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl être aux alentours de 100 µs/cm après soustraction de la conductivité de base. Cette erreur est, comme pour l essai préliminaire liée à la valeur du coefficient de dispersion longitudinale K x. Ce dernier doit être recalculé pour chaque type d injection (référence et mesure) à partir des résultats obtenus lors de cette campagne de mesure selon le principe présenté dans le paragraphe Les valeurs de K x obtenues sont utilisées pour déterminer rigoureusement les masses de traceur à injecter lors de la prochaine campagne de mesure ) Conductivité (micros/cm :46 16:56 17:06 17:16 17:6 17:36 17:46 17:56 18:06 18:16 Temps (h) Figure 3.17: Variation de la conductivité pendant la première campagne de mesure (13/06/03). Les pics de conductivité observés ne sont donc pas satisfaisants, mais le plus problématique est le chevauchement des différents pics de conductivité qui ne permettent pas de calculer rigoureusement le taux d exfiltration. Ce chevauchement des pics de conductivité remet en cause le scénario expérimental établi à partir des injections tests qui ne prend pas en compte la variabilité du débit d eaux usées pendant l expérimentation. La variabilité du débit d eaux usées a un impact direct sur les temps de transit et de passage des différentes injections de traceur. En effet, le débit d eaux usées observées au niveau de la station de mesure OTHU, qui est illustrées dans la Figure 3.18, présente de nombreuses fluctuations. Compte tenu de l incertitude relative sur la valeur du débit instantané observé au niveau de la station OTHU qui de l ordre de 30 % pour la période concernée (faible hauteur d eau et faible vitesse) et de l amplitude des variations du débit d eaux usées durant la campagne de mesure d exfiltration, il est impossible d affirmer que les fluctuation du débit d eaux usées observées sont significatives. Cependant, de manière générale, le débit tend à décroître durant l expérimentation, ce qui a pu provoquer le chevauchement des pics de conductivité. Les variations du débit qui influent directement sur la variabilité du coefficient de dispersion longitudinale K x ont donc un impact sur l application de la méthode QUEST. Afin de limiter l influence des variations du débit, nous proposons de finaliser le protocole expérimental en considérant, lors de la définition du scénario de la campagne de mesure, un intervalle de temps Int plus élevé entre deux pics de conductivité. Lors de cette campagne de mesure on a choisi Int = 180 s. L intervalle de temps considéré pour la prochaine campagne de mesure sera de 300 s. La valeur du pic de conductivité engendré par les injections de mesure n étant pas assez élevée, l utilisation d une solution de traceur plus concentrée est souhaitable afin de ne pas injecter de volume trop important. Parallèlement, le volume des injections de référence sera réduit. 46

271 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl 0,035 0,030 0,05 Débits (m 3 /s) 0,00 0,015 0,010 0,005 0,000 14:00 14:30 15:00 15:30 16:00 16:30 17:00 17:30 18:00 18:30 19:00 Temps Figure 3.18 : Débit observé au niveau de la station OTHU le 13/06/03 de 14h00 à 19h Calcul de l exfiltration Lors de cette campagne de mesure, il est toutefois possible de réaliser un calcul de l exfiltration pour la dernière injection de mesure, car les pics de conductivité de référence et de mesure sont bien distincts. Toutefois, les résultats obtenus doivent être interprétés avec précaution car le signal de mesure est très étalé. Les valeurs du taux d exfiltration obtenues sont présentées dans le Tableau 3.9. Injection de référence 4 Injection de référence 5 Taux d exfiltration (%) 9,3 8,7 Tableau 3.9: Résultats des calculs d exfiltration obtenus lors de la campagne de mesure du 13/06/03 sur le bassin versant d Ecully. Les valeurs du taux d exfiltration sont identiques pour les deux injections de référence, ce qui tend à montrer la reproductibilité du taux d exfiltration calculé selon la méthode QUEST lorsque le débit d eaux usées est relativement stable au cours de l expérimentation. La valeur du taux d exfiltration est de l ordre de 30 %, ce qui en première approche semble être anormalement élevé. Ces valeurs anormales peuvent être liée à l étalement du signal de mesure qui ne permet pas de distinguer nettement le début et la fin du pic de conductivité Campagne de mesure du 7/06/003 La campagne de mesure du 7/06/003 s est déroulée dans les mêmes conditions que celle du 13/06/003. La valeur théorique et la valeur calculée de K x sont présentées dans le Tableau Cette valeur calculée de K x permet de déterminer les masses de traceur respectives à injecter au niveau des regards R et R3 de manière à observer des pics de conductivité isolé de la conductivité de base qui soit de l ordre de 100 µs/cm. Les masses de traceur adéquates pour 47

272 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl les injections de référence et de mesure sont présentées dans le Tableau 3.11, ainsi que les volumes injectés correspondant sachants que la solution mère de traceur présente une concentration en NaCl de l ordre de 00 g/l. Valeur théorique de K x Valeur calculée de K x à partir des expérimentations 0,7 9,67 Tableau 3.10: Valeur calculée de K x à partir des données expérimentales (7/06/03). Injection de référence Injection de mesure Masse de traceur à injecter (g) Volume de solution de traceur à injecter (L) 4 30 Tableau 3.11: Masses de traceur et volumes de solution utilisés pour les injections de référence et de mesure (7/06/03) Préparation de la mesure Le scénario expérimental prévu lors de cette campagne de mesure est de réaliser 4 injections de mesure chacune précédée et suivie d une injection de référence, excepté pour la première injection de mesure qui est précédée par deux injections de référence, soit au total 6 injections de référence. A partir des temps de transit et de passage des différentes injections observées lors de la campagne de mesure précédente, on détermine le scénario expérimental présenté dans le Tableau 3.1. Injections Instant d injection exprimé en durée depuis le début de l expérimentation (s) Injection de mesure 1 t mes(1) 0 Injection de référence 0 t ref(0) 930 Injection de référence 1 t ref(1) 1410 Cycle des injections 700 (45 min) Injection de mesure t mes() 700 Injection de référence t ref(3) 4110 Injection de mesure 3 t mes(3) 5400 Injection de référence 3 t ref(4) 6810 Injection de mesure 4 t mes(4) 8100 Injection de référence 4 t ref(5) 9510 Injection de référence 5 t ref(6) 1710 Durée totale de la campagne de mesure (s) (3h4) Tableau 3.1: Scénario de la campagne de mesure d exfiltration du 7/06/03 établi en fonction des résultats de la campagne de mesure du 13/06/03 et pour un intervalle de temps entre deux signaux Int = 300 s. 48

273 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl 3... Résultats et interprétation La courbe de restitution de traceur observée lors de cette campagne de mesure est illustrée dans la Figure :07:37 14:14:59 14::1 14:9:43 14:37:05 Conductivité (micros/cm) ) 14:44:7 14:51:49 14:59:11 15:06:33 15:13:55 15:1:17 15:8:39 15:36:01 15:43:3 15:50:45 15:58:07 16:07:50 16:6:15 16:44:40 17:03:05 17:1:30 17:39:55 17:58:0 Temps (s) Figure 3.19: Variation de la conductivité pendant la deuxième campagne de mesure (7/06/03). Les différentes injections de référence et de mesure sont bien marquées et se distinguent nettement du bruit de fond du traceur. Les 6 injections de référence et les 4 injections de mesure présentent des pics de conductivité qui varient entre 85 et 1000 µs/cm. La conductivité de base est de l ordre de 600 µs/cm au début de l expérimentation puis elle tend à augmenter jusqu à 700 µs/cm. Les pics de conductivité obtenus pour les injections de référence et les injections de mesure sont donc du même ordre de grandeur. Par contre, ils sont inférieurs aux valeurs prévues par le calcul, qui doivent être voisines de 100 µs/cm après soustraction de la conductivité de base. Les pics de conductivité ne sont pas distincts, ce qui ne permet pas de calculer rigoureusement le taux d exfiltration excepté pour la première injection de mesure qui est correctement encadrée par deux injections de référence. On remarque que les pics de conductivité générés par certaines injections de mesure présentent en fait deux pics qui peut être expliqués soit par une variation brutale de la conductivité de base, soit par l existence d une maille sur le réseau étudié qui génère différents parcours du traceur. L analyse détaillée du plan du réseau d assainissement révèle en effet la présence d une maille sur le réseau étudié qui confirme que le traceur peut emprunter deux trajets différents selon la hauteur d eaux usées (Figure 3.0). Ces deux trajets différents conduisent à deux temps de transit qui expliquent la présence de deux pics de conductivité. La présence de mailles sur le linéaire de réseau étudié peut compromettre l application de la méthode QUEST, soit par la modification du temps de résidence du traceur, soit par la perte de traceur pouvant être transporté vers un autre tronçon. 49

274 Partie 3. Mesurage de l exfiltration par traçage artificiel au NaCl Figure 3.0: Maille figurant dans le tronçon étudié Campagne de mesure du 7/07/03 Les deux premières campagnes de mesure montrent que la mise en œuvre de la méthode QUEST est délicate. Elle ne donne pas de résultats satisfaisants en raison du chevauchement des pics de conductivité, qui est lié à la variabilité du temps de séjour des injections de mesure lors de l expérimentation et en raison de la variabilité de la conductivité de base qui peut être liée à la présence de nombreux branchements entre le point d injection de référence R et le point de mesure de la conductivité R1. Afin d appliquer la méthode QUEST dans des conditions optimales, nous décidons pour cette troisième campagne de mesure, de réduire le linéaire de tronçon étudié en choisissant un point d injection de mesure plus en aval afin d avoir un débit d eaux usées suffisamment important et d éviter les zones mortes liées au faible écoulement de temps sec et en déplaçant plus en amont les points d injection de référence et de mesure. Le conductimètre est placé dans l écoulement au niveau du regard qui était utilisé précédemment pour réaliser les injections de référence, ces dernières étant désormais réalisées au niveau d un regard situé 100 m en amont. Le linéaire de tronçon étudié est alors de 838 m (Figure 3.1). Figure 3.1: Schéma de principe de la campagne de mesure d exfiltration selon la méthode QUEST sur le bassin versant d Ecully (7/07/03). 50