Calibrations des mesures en continu

L’ensemble de ce dispositif de suivi physico-chimique est donc complété par des prélèvements ponctuels ou mesures manuelles dans le but de :

• convertir les hauteurs d’eau en débits et ainsi de caractériser les flux hydriques observés aux différentes stations,

• mettre en relation des mesures de fluorescence naturelle et les teneurs en carbone organique dissous (COD),

• corriger les dérives de certaines mesures physico-chimiques.

Débits et campagnes de jaugeage

Les hauteurs d’eau mesurées sur nos différentes stations de mesures sont complétées par des jaugeages sous différentes conditions hydrologiques pour l’ensemble des stations de mesure sauf à la source de Mouthe où le débit est déjà suivi par la DREAL (Direction Régionale de l’Envi- ronnement, de l’Aménagement et du Logement) depuis 1979.

Les hauteurs d’eau mesurées à une station sont donc converties en débits à partir d’une courbe de tarage définie par la relation Q = f(H), où Q est le débit et H, la hauteur d’eau. Pour déterminer les courbes de tarage de chacune de ces stations, des mesures ponctuelles de débits sont donc réalisées sous différentes conditions hydrologiques afin de pouvoir exprimer l’ensemble des variations des hauteurs d’eau. Ces mesures ont été essentiellement réalisées par la méthode du jaugeage au sel, correspondant à une injection instantanée d’une masse de sel connue et préa- lablement dissoute. Cette méthode est simple à mettre en œuvre mais s’applique à condition de s’assurer du bon mélange du traceur injecté. Ces jaugeages par injection de sel sont ponctuelle- ment complétés avec des mesures par méthode de courantomètrie qui intègrent des mesures du champs de vitesse à travers la section du cours d’eau en profondeur et en transversal.

Plus le nombre de jaugeages est important plus la courbe de tarage sera précise. Il est également nécessaire de couvrir une large gamme de mesures des hauteurs d’eau, en étiage et en pic de crue, en passant par plusieurs valeurs intermédiaires. La figure II.24 présente l’ensemble des courbes de tarages des stations de mesures. Afin de s’assurer de la représentativité de nos courbes de tarages, les fréquences cumulées des hauteurs d’eau mesurées sont ajoutées en complément et montrent ainsi que nos mesures ponctuelles de débits ont été réalisées pour l’ensemble des sta- tions sur une large gamme de hauteur d’eau. On note cependant un nombre parfois faible de mesures, notamment en période de crue. Afin de caler les courbes de tarage le plus précisément possible aux vues des mesures et des sections quelque fois irrégulières des stations, chaque courbe de tarage est divisée en deux fonctions caractérisant les basses eaux et hautes eaux.

Les stations de mesures sur le bassin de Fourbanne présentent quelques défauts à prendre en compte :

• A la station de Verne, des phénomènes de débordements peuvent avoir lieu ainsi que des phénomènes d’accumulation de sédiments et de débris, ce a nécessité un contrôle et un nettoyage régulier.

• La station de la rivière souterraine de Fontenotte n’étant que difficilement accessible, nos mesures de jaugeages sont complétées par les jaugeages décris dans Charmoille (2005) réa- lisés par l’ASDC (Association Spéléologique du Doubs Central) qui avait accédé au réseau d’En Versennes en condition de hautes eaux. La mesure de hauteur d’eau était alors située au niveau de la même section suivie dans cette thèse. Dans le but de pouvoir interpréter ces différents jaugeages sur la même courbe de tarage, le calage des hauteurs d’eau a été réalisé en comparant des valeurs de jaugeages récentes et celles tirées de Charmoille (2005).

• Au niveau de la source de Fourbanne, plusieurs contrôles supplémentaires ont été réalisés, afin de supprimer ou corriger d’éventuelles dérives induites par la localisation de la station de mesure. En effet, la station de mesure de hauteur d’eau est localisée dans le ruisseau à la sortie de la vasque alimentée par la source de Fourbanne. En raison, de la présence d’une vanne liée à un ancien moulin (ouverture/fermeture), des anomalies ponctuelles de hauteurs d’eau à la station sont mesurées. Ces variations hautes fréquences (de l’ordre de 1 à 2 heures) sont alors supprimées puis interpolées. De plus, la station de mesure dans le ruisseau à la sortie de la vasque de la source de Fourbanne se situe à une centaine de mètres de la confluence avec le Doubs et peut-être influencé par un contrôle aval au cours de fortes crues du Doubs. Ces crues peuvent donc parasiter ponctuellement les mesures de hauteurs d’eau de Fourbanne. Un dispositif a donc été mis en place afin de supprimer les mesures aux cours des fortes crues du Doubs. Ceci à partir d’un seuil identifié à partir des mesures de hauteurs d’eau du Doubs à Beaumerousse mesurées par la Dreal à moins de 3 km de Fourbanne. Enfin, en raison du développement algual ponctuel mais important au printemps dans le ruisseau en période d’étiage, les mesures en basses eaux peuvent induire une surestimation des débits. Cette observation est délicate à corriger mais il est cependant intéressant de prendre note de ces légères anomalies.

COD et fluorescence naturelle

La relation entre la fluorescence naturelle de l’eau mesurée par les fluorimètres de terrain (GGUN, albillia SARL Schnegg and Dörfliger, 1997) et la matière organique est largement utilisée pour l’étude des aquifères karstiques (Savoy, 2007; Pronk et al., 2006; Batiot, 2002; Mudarra and Andreo, 2011; Charlier et al., 2012). Le fluorimètre de terrain, initialement développé pour le suivi de traceurs artificiels, mesure la fluorescence d’un composant à l’aide de longueurs d’onde d’excitation spécifiques (Schnegg 2003). Batiot (2002) observe que l’intensité maximale de fluo- rescence de la matière organique mesurée sur plusieurs sources karstiques s’observe pour une valeur d’excitation-émission de 346/439nm. Ainsi l’utilisation sur le fluorimètre de la lampe UV d’excitation de 365nm permet de mettre en relation le signal de la fluorescence de la matière organique avec le COD. Ces mesures en continu doivent cependant être utilisées avec prudence compte tenu des différents facteurs environnementaux influençant la fluorescence de la matière organique tels que la température ou le pH (Hartland et al., 2010) ainsi que les variations saison- nières modifiant la qualité et la quantité de matière organique (Tissier et al., 2013) et indiquent que la relation entre fluorescence naturelle et COD n’est pas toujours évidente (Quiers et al., 2014).

Dans ce projet, la fluorescence naturelle mesurée à partir de la lampe d’excitation de 365 nm est mise en relation avec l’analyse en laboratoire du COD à partir de prélèvements manuels ainsi qu’au cours des différents suivis de crues. On remarque une relation linéaire entre fluores- cence naturelle et COD pour les quatre fluorimètres (figure II.25). Cependant, on observe que la fluorescence ne permet pas d’expliquer l’ensemble des variations. Ainsi quand les analyses en laboratoire mesurent des concentrations élevées au cours de la crue de juin 2014 à Fourbanne, la fluorescence naturelle ne montre aucune variations. D’autre part, des hystérésis liées à la montée et à la récession de la crue sont observés indiquant la non-linéarité de la relation. Le suivi en continu du COD est utilisé dans ce projet de thèse comme une mesure semi-quantitative notée COD* et est à interpréter avec précaution.

Figure II.24 – Courbes de tarage et fréquence cumulée des hauteurs d’eau des différentes stations de mesures

Figure II.25 – Relations entre COD analysé en laboratoire et le signal du fluorimètre (lampe 365 nm) sur les stations équipées de cet appareil

Conductivité électrique

Les mesures de conductivité électrique (EC) des sondes de terrain ont été régulièrement contrôlées par des mesures manuelles à chaque passage à la station de mesure à partir de sondes préala- blement calibrées en laboratoire. On estime l’erreur moyenne entre 2 et 5 % . Les stations de Fontenotte et Fourbanne présentent les erreurs les plus fortes (avec en moyenne 30 µS.cm−1 _).

Ceci s’explique par le fait que ces stations présentent des gammes d’amplitudes les plus élevées mais aussi un fort encrassement des capteurs sur site. La figure II.26 illustre les dérives observées pour les sondes de terrain et les mesures manuelles utilisées pour la correction de cette dérive à partir d’une interpolation linéaire entre chaque point de mesures manuelles.

Turbidité

Dans cette étude, il a été possible de suivre la mesure de turbidité à partir de deux appareils de terrain différents sur une même station de mesure ; le fluorimètre de terrain (Schnegg and Dörfliger, 1997) et la sonde multiparamètres DS5X. C’est le cas pour la source de Fourbanne et celle du Grand Bief.

Le fluorimètre de terrain présente cependant le défaut d’accumuler de fines particules qui progres- sivement créent une dérive de la mesure (en particulier pour la lampe UV utilisée pour la mesure de la turbidité). La figure II.27 illustre cette évolution et la compare à la sonde multiparamètre munie d’un système de nettoyage avant chaque mesure.

On observe un décalage progressif lié à l’accumulation progressive de fines particules. A chaque passage sur site un nettoyage est réalisé mais ce n’est pas suffisant pour éviter ces dérives du signal de la lampe de turbidité. Une correction du signal est donc réalisé de manière assez simple en considérant qu’un signal stable indiqué par cette même lampe indique une turbidité nulle. Une interpolation linéaire est alors réalisée pour abaisser le signal à zéro. C’est une méthode cri- ticable mais qui présente l’avantage de pouvoir être comparée sur certaines stations de mesures avec celles des sondes multiparamètres munies d’un système de nettoyage automatique.

Figure II.26 – Illustration du traitement des données acquises sur les sondes automatiques pour la mesure de conductivité électrique (EC) sur la station d’Epenoy au cours de l’année 2014

Figure II.27 – Illustration des données de turbidité à la source du Grand Bief à Lods au cours de l’année 2014 avec les mesures du fluorimètre de terrain brutes (en gris) et corrigées (en noir) et les mesures de la sonde multiparamètre (en bleu) munie d’un système de nettoyage automatique.

La figure II.28 présente les fréquences de dis- tribution des mesures simultanées de turbidité entre la sonde multiparamètre munie d’un ba- lai de nettoyage automatique et le fluorimètre de terrain après correction des saturations des lampes. Les mesures de turbidité pour les deux sondes montrent de fortes différences pour les faibles valeurs inférieures à 1-2 NTU. Le fluori- mètre semble donc peu approprié pour identi- fier les faibles valeurs de turbidité, ou du moins la calibration linéaire telle que nous l’avons faite ne permet pas de corriger correctement ces faibles valeurs. Les valeurs de turbidité su- périeures à 1-2 NTU montrent en revanche une allure similaire. A partir de ces observations, les mesures de la turbidité réalisées à par- tir de fluorimètres de terrain réalisées sur nos stations de mesures seront interprétées (après correction des dérives) pour des valeurs supé- rieures à 2 NTU.

Figure II.28 – Fréquence de distribution et comparaison des mesures simultanées des sondes multiparamètres et des fluorimètres de terrain pour les sources de Fourbanne et du Grand Bief.

pH et oxygène dissous

L’ensemble de mesures de pH et d’oxygène dissous mesurées par les sondes multiparamètres aux sources de Fourbanne et de Grand Bief présentent des dérives extrêmement importantes malgré les calibrations régulières. Ces dérives sont trop importantes pour être corrigées à partir de mesures manuelles et ne rendent ainsi pas possible l’interprétation de ces mesures.