© Béatrice Pineau, 2019
Performance de pratiques de gestion optimales
implantées en série en climat continental humide
Mémoire
Béatrice Pineau
Maîtrise en génie des eaux - avec mémoire
Maître ès sciences (M. Sc.)
Performance de pratiques de gestion optimales
implantées en série en climat continental humide
Mémoire
Béatrice Pineau
Sous la direction de :
Paul Lessard, directeur de recherche Geneviève Pelletier, codirectrice de recherche
ii Résumé
L’urbanisation a modifié l’occupation du territoire et, du même coup, le cycle hydrologique naturel de l’eau. Lors d’un événement pluvieux, la pluie peut difficilement infiltrer le sol qui est maintenant grandement imperméabilisé. Elle n’a d’autre choix que de ruisseler sur des surfaces qui peuvent être chargées de particules avant de gagner l’égout pluvial. Ce n’est toutefois pas ce qui se produit sur le site du Marché Public de Longueuil. Ce dernier a été conçu de manière à offrir un traitement qualitatif et quantitatif des eaux pluviales grâce à l’implantation de multiples pratiques de gestion optimales (PGO). L’objectif principal de cette étude est d’étudier la performance qualitative et hydraulique de cellules de biorétention, d’un bassin à niveau permanent et de la chaîne de traitement composée de ces deux infrastructures vertes. De plus, un accent sur les performances en climat hivernal est mis, afin de connaître l’impact des conditions climatiques des hivers québécois sur la performance des PGO. Afin d’atteindre cet objectif, une campagne d’échantillonnage et de prise de mesures a eu lieu sur une période d’approximativement douze mois. Les résultats permettent d’affirmer que les PGO sont actives et efficaces, même en hiver. On note des diminutions moyennes des concentrations grâce à la chaîne de traitement de 93% pour les matières en suspension, 74% pour la demande chimique en oxygène, 16% de l’azote total, 51% du phosphore total, 80% du plomb, 93% du zinc, 58% du cuivre et 73% des hydrocarbures; mais un relargage de sodium a été observé. Au niveau hydraulique en conditions hivernales, la biorétention a permis de diminuer les débits de pointe de 46% et de décaler ces derniers de 1h15 vers le réseau municipal. Ces résultats démontrent que les PGO permettent de faire un traitement à la source des eaux de ruissellement en plus de diminuer les débits rejetés au réseau d’égout, peu importe la température. Il serait intéressant de réaliser des projets de recherche sur d’autres agencements de PGO ou bien avec des configurations différentes. De plus, peu d’études dans la littérature ont été faites sur une longue période de temps. Étudier la performance à long terme de PGO implantées en climat québécois pourrait certainement aider à la promotion de ces infrastructures vertes.
iii Table des matières
Résumé ... ii
Liste des tableaux ... vii
Liste des figures ... ix
Liste des Acronymes ... xi
Liste des Annexes ... xii
Remerciements ... xiii
Introduction ... 1
Mise en contexte ... 1
1 Revue de littérature ... 5
1.1 Impacts de l’urbanisation sur le ruissellement... 5
1.2 Polluants retrouvés dans les eaux de ruissellement ... 7
1.2.1 Concentrations typiques en polluants ... 7
1.2.2 Matières en suspension ... 8 1.2.3 Phosphore total ... 9 1.2.4 Azote total ... 9 1.2.5 Demande en oxygène ... 9 1.2.6 Métaux lourds ... 10 1.2.7 Hydrocarbures pétroliers (C10 à C50) ... 10 1.2.8 Sels de déglaçage ... 10
1.2.9 Les polluants en hiver ... 10
1.3 Critères de qualité des plans d’eau de surface ... 11
1.4 Pratiques de gestion optimales des eaux pluviales ... 13
1.4.1 Cellules de biorétention ... 13
1.4.2 Bassin sec ... 14
1.4.3 Tranchée drainante... 14
1.4.4 Bassin à retenue permanente ... 15
iv
1.6 Performance des PGO en conditions estivales... 17
1.6.1 Performances qualitatives ... 17
1.6.2 Performances hydrauliques ... 20
1.6.3 Performances qualitatives et hydrauliques par différentes PGO selon le GGEP... 21
1.7 Performance des PGO en climat de redoux hivernal ... 22
1.7.1 Performances qualitatives ... 22
1.7.2 Performances hydrauliques ... 26
1.8 Performance des PGO en série en conditions estivales ... 28
1.9 Performance des PGO en série en climat hivernal ... 30
1.10 Hypothèses ... 30
1.11 Objectifs de recherche ... 31
2 Méthodologie ... 32
2.1 Site à l’étude ... 32
2.2 Les PGO à l’étude sur le site du Marché Public de Longueuil ... 33
2.2.1 Les cellules de biorétention ... 34
2.2.2 Le bassin sec ... 37
2.2.3 La tranchée drainante ... 40
2.2.4 Le bassin à niveau permanent ... 40
2.3 Équipements ... 42
2.3.1 Enregistreur de débit ... 42
2.3.2 Pluviomètre ... 50
2.3.3 Sondes de température ... 51
2.4 Protocole d’échantillonnage et de suivi basé sur la revue de littérature et technique ... 52
2.5 Modélisation SWMM ... 55
2.6 Méthode de collecte de données et équations utilisées ... 56
2.6.1 Pluviomètre et enregistreur de débits ... 56
2.6.2 Déversoir à jaugeage volumétrique ... 57
2.6.3 Efficacité épuratoire des PGO individuelles ... 57
2.6.4 Efficacité épuratoire de la chaîne de PGO ... 58
2.6.5 Décalage des débits de pointe ... 59
v
2.6.7 Sondes de température ... 60
2.7 Méthodes d’analyse en laboratoire ... 60
2.8 Revue technique des appareils de mesure pour un suivi quantitatif et qualitatif et témoignages ... 62
3 Résultats et discussion ... 63
3.1 Validation des données ... 63
3.1.1 Pluviomètre ... 63
3.1.2 Pluies analysées ... 66
3.2 Performances hydrauliques ... 66
3.2.1 Caractéristiques des pluies ... 67
3.2.2 Capacité de rétention des biorétentions ... 69
3.2.3 Réduction des débits de pointe par les biorétentions ... 71
3.2.4 Décalage des débits de pointe ... 74
3.3 Performances qualitatives ... 75
3.3.1 Pluies analysées ... 76
3.3.2 Caractérisation des eaux de ruissellement ... 76
3.3.3 Caractérisation de l’eau de fonte traitée s’écoulant des biorétentions ... 81
3.3.4 Efficacité épuratoire des cellules de biorétention ... 82
3.3.5 Efficacité épuratoire du bassin à niveau permanent ... 89
3.3.6 Efficacité épuratoire de la chaîne de traitement ... 94
3.4 Température du sol des biorétentions ... 96
3.5 Suivi des végétaux ... 99
3.6 Bilan ... 101 3.7 Limites de l’étude ... 102 3.7.1 Données pluviométriques ... 102 3.7.2 Fonte de la neige ... 102 3.7.3 Modélisation SWMM ... 103 3.7.4 Sondes de température ... 103 3.7.5 Débitmètre... 103 4 Améliorations ... 104
vi
4.1.1 Enlèvement de l’azote ... 104
4.1.2 Concevoir les sites en pensant au suivi ... 105
4.1.3 Conception du volume de rétention d’une biorétention avec régulateur de débits .... 106
4.1.4 Choix de végétation pour les biorétentions ... 106
4.2 Pistes d’amélioration pour l’implantation et le suivi ... 107
Conclusion ... 109
Bibliographie ... 112
Annexes... 121
Annexe A : Critères de qualité de l’eau de surface ... 121
Annexe B : Concentrations des échantillons aux divers points d’échantillonnage ... 123
Annexe C : Revue technique de l’équipement ... 125
vii
Liste des tableaux
Tableau 1: Concentrations médianes de divers polluants dans les eaux de ruissellement pour cinq types d'occupation du territoire ( NSQD, 2004 cité dans MDDEFP (2014)) ... 8 Tableau 2: Critères de qualité d’eau de surface des polluants étudiés (MDDEFP, 2014; MDDELCC, 2013) ... 12 Tableau 3: Processus physiques, chimiques et biologiques réalisés par différents types de PGO (MDDEFP, 2014) ... 15 Tableau 4: Contrôles quantitatifs des eaux pluviales effectués par certaines PGO (MDDEFP, 2014) ... 16 Tableau 5: Pourcentages d'enlèvement des contaminants et réduction de volumes de ruissellement des PGO à l’étude (MDDEFP, 2014) ... 22 Tableau 6: Concentrations moyennes à l'affluent et aux trois effluents de bassins à niveau permanent en série à Piedmont en Caroline du Nord (Hunt etHathaway, 2010) ... 29 Tableau 7: Propriétés physico-chimiques du terreau Natureausol de Savaria
(Savaria, 2014) ... 36 Tableau 8: Espèces de végétaux implantées sur les cellules de biorétention... 36 Tableau 9 : Protocoles d'analyse des contaminants ... 61 Tableau 10: Écarts entre les valeurs de précipitation du pluviomètre du projet et de celles de l'Aéroport de St-Hubert ... 65 Tableau 11 : Écarts entre les valeurs de précipitation du pluviomètre de la Ville de Longueuil et celles de l'Aéroport de St-Hubert ... 66 Tableau 12: Paramètres des pluies ... 68 Tableau 13: Réduction de volume d’eau de ruissellement par les biorétentions .... 70 Tableau 14: Pourcentage de réduction de débit de pointe ... 73 Tableau 15: Décalage de pointe moyen par les biorétentions ... 74 Tableau 16: Concentrations en sodium dans les eaux de ruissellement ... 80 Tableau 17: Concentrations médianes en contaminants au Marché Public de
viii
Tableau 18: Concentration en contaminants présents dans l'eau de fonte traitée . 82 Tableau 19: Pourcentages d'enlèvement des contaminants par la biorétention en conditions estivales ... 83 Tableau 20: Résumé de la littérature sur les taux d'enlèvement des polluants par une biorétention en conditions estivales ... 84 Tableau 21:Pourcentages d'enlèvement des contaminants par la biorétention en hiver ... 86 Tableau 22: Apports de la biorétention (BR), du bassin sec (BS) et de la tranchée drainante (TD) au bassin à niveau permanent et concentrations en polluants ... 91 Tableau 23: Performance d'un bassin à niveau permanent en conditions hivernales selon la littérature ... 93 Tableau 24: Performance du bassin à niveau permanent en hiver ... 93 Tableau 25: Efficacité épuratoire de la chaîne de traitement en climat hivernal ... 95 Tableau 26: Concentration en contaminants à l'effluent du bassin à niveau
permanent comparativement aux critères de rejet pour la qualité d'eau de surface ... 96
ix
Liste des figures
Figure 1: Impacts de l'urbanisation sur l'hydrologie d'un sous-bassin versant (Guide
de gestion des eaux pluviales, 2014) ... 6
Figure 2: Vue aérienne du Marché Public de Longueuil ... 32
Figure 3: PGO implantées au Marché Public de Longueuil ... 34
Figure 4: Coupe d'une cellule de biorétention avec bordure arasée ... 35
Figure 5: Affluent du bassin sec contaminé par les sédiments provenant du chantier de construction ... 37
Figure 6: Conduite exutoire du bassin sec partiellement obstruée ... 38
Figure 7: Chemin préférentiel du bassin sec ... 39
Figure 8: Tranchée drainante à l'entrée du Marché Public de Longueuil ... 40
Figure 9: Bassin à niveau permanent du Marché Public de Longueuil au printemps 2018 ... 41
Figure 10: Bassin à niveau permanent en hiver ... 41
Figure 11: Bassin à niveau permanent en été ... 41
Figure 12: Déversoir à jaugeage volumétrique ... 43
Figure 13: Filet d'eau stagnante dans la conduite drainant les biorétentions ... 44
Figure 14: Paramètres nécessaires pour calculer les aires ... 45
Figure 15: Vitesse d'écoulement en fonction de la hauteur d'eau (version brute) .. 46
Figure 16: Courbe de tarage: Vitesse d'écoulement en fonction de la hauteur d'eau (événements problématiques) ... 47
Figure 17: Deux discontinuités de la vitesse d'écoulement pendant l'événement du 12 janvier 2018 ... 48
Figure 18: Courbe de tarage : vitesse d'écoulement en fonction de la hauteur d'eau (épurée) ... 49
Figure 19: Pluviomètre chauffant à auget basculant ... 51
Figure 20: Sondes de températures ... 51
Figure 21: Points d'échantillonnage au Marché Public de Longueuil ... 52
Figure 22: Différentes couches des cellules de biorétention dans SWMM (Dickinson, 2016) ... 55
x
Figure 23 : Position des pluviomètres du Marché Public de Longueuil, de l'Hôtel de
Ville de Longueuil et de l'Aéroport de St-Hubert ... 64
Figure 24: Hyétogramme de précipitation et des débits de ruissellement et de l'effluent des biorétentions pour l’événement du 27 mai 2018 ... 72
Figure 25: Intensité maximale en mm/5 min des événements pluvieux analysés .. 75
Figure 26: Concentrations de MES et DCO dans les eaux de ruissellement ... 77
Figure 27: Concentrations en Pb, Cu et Zn dans l'eau de ruissellement ... 78
Figure 28: Concentrations en N, P, hydrocarbures et DBO5 dans les eaux de ruissellement ... 79
Figure 29: Eau de ruissellement (gauche) et eau s'écoulant du drain au fond des biorétentions (droite) lors de la pluie du 2 décembre 2018 ... 87
Figure 30: Niveau d’eau du bassin à niveau permanent comparativement à la position du puisard ... 90
Figure 31: Tranchée drainante lors de la pluie du 2 décembre 2018 ... 92
Figure 32: Effluent de la tranchée drainante qui coule dans le bassin à niveau permanent ... 92
Figure 33: Température du sol des biorétentions de novembre 2017 à octobre 2018 ... 97
Figure 34: Température de l'air et du sol à 20 et 95 cm pendant l'événement pluvieux du 11 janvier 2018 ... 98
Figure 35: Cellules de biorétention en automne ... 99
Figure 36: Cellules de biorétention en été ... 99
Figure 37: Accumulation d'eau à la surface des cellules de biorétention ... 100
Figure 38: Bassin à niveau permanent en été ... 101
Figure 39: Débitmètre à auget basculeur (Hoskin Scientific, 2018) ... 125
xi
Liste des Acronymes BA : Bassin à niveau permanent
BR : Biorétention
BS : Bassin sec
DBO5 : Demande biochimique en oxygène pendant cinq jours
DCO : Demande chimique en oxygène
FS : Filtre à sable
GGEP : Guide de gestion des eaux pluviales
HC : Hydrocarbures
MES : Matières en suspension
N : Azote
Na : Sodium
NE : Noue engazonnée
P : Phosphore
PGO : Pratique de gestion optimale
xii
Liste des Annexes
Annexe A : Critères de qualité de l’eau de surface
Annexe B : Concentration des échantillons aux divers points d’échantillonnage Annexe C : Revue technique
xiii
Remerciements
Je tiens d’abord à remercier mon directeur de maîtrise, Paul Lessard, de m’avoir encadrée et encouragée tout au long de la réalisation de mon projet. Je suis reconnaissante d’avoir eu la chance de te côtoyer et je te remercie d’avoir toujours pris le temps de discuter avec moi, malgré ton horaire chargé. Merci également à Geneviève Pelletier, ma co-directrice, d’avoir cru en moi et de m’avoir proposé ce projet. Faire une maîtrise n’était certainement pas dans mes plans et je suis la première surprise de m’être embarquée dans ce beau et grand projet. Tu m’as transmis ta passion pour l’hydraulique et permis de trouver ma voie, ce n’est pas rien!
Sans mes collègues de maîtrise à l’Université Laval, je ne sais pas ce que j’aurais fait. Je tiens à remercier chaleureusement mes amis Myriam, Françoise, Julie, Judith et Jean-Christophe pour votre support et votre amitié, vous avez rendu ma maîtrise beaucoup plus agréable. Merci également à nos stagiaires Valentin, Aurélie, Benoît et Anthony. Un merci spécial à Caroline d’avoir pris le temps de partager tes connaissances et tout le travail que tu as accompli pour débuter le projet.
Ce projet n’aurait pu être réalisé sans une subvention de recherche et développement coopérative (RDC) du Conseil de recherches en sciences naturelles et en génie du Canada (CRSNG).
Je tiens à remercier Michel Bisping et Sey-Hana Saing qui sont responsables des laboratoires d’eau et d’environnement au département de génie civil et de génie des eaux à l’Université Laval et qui ont toujours pris le temps de répondre à mes questions. Merci également à Christine Beaulieu du laboratoire du Service du traitement des eaux de la Ville de Québec et à son équipe, d’avoir analysé mes échantillons en plus de répondre à mes questions.
Finalement, les derniers et non les moindres, je remercie mes parents, Marie-Hélène et Éric ainsi que mon conjoint Félix, pour leur soutien et leur amour inconditionnel. Merci de m’avoir encouragée à aller au bout de ma maîtrise, je vous aime.
1
Introduction
Mise en contexteDepuis les années 80, la gestion des ressources hydriques a beaucoup évolué au Québec. Auparavant, les eaux usées et pluviales étaient rejetées directement au cours d’eau sans aucun traitement. Il va de soi que la qualité des cours d’eau a été grandement affectée par ces flux continus d’eaux polluées. L’année 1972 a vu naître la Loi sur la qualité de l’environnement visant à protéger l’environnement en offrant un cadre légal aux diverses activités nuisant à l’environnement. En 1978, le
Programme d’assainissement des eaux du Québec a vu le jour dans le but de
réduire la contamination des plans d’eau du Québec par les eaux usées. Plusieurs documents techniques ont été rédigés depuis afin d’aider tous les acteurs de la gestion de l’eau au Québec dans leur prise de décisions. Une préoccupation s’est développée en ce qui a trait à la gestion des eaux pluviales étant donné les risques qu’une mauvaise gestion de l’eau en milieu urbain peut engendrer, donnant ainsi naissance au Guide de Gestion des Eaux Pluviales (GGEP) (MDDEFP, 2014).
Au fil du temps, l’urbanisation a engendré de grands impacts sur le territoire. Elle a transformé des surfaces jadis perméables en surfaces imperméables. Les polluants, qui sont dorénavant présents en plus fortes concentrations, comme des métaux, des sédiments et autres, se font emporter par les eaux de ruissellement. De plus, puisque l’eau ne peut plus s’infiltrer aussi facilement dans le sol, les zones urbaines contribuent à l’accroissement des débits de pointe, des vitesses de ruissellement ainsi que des volumes d’eau ruisselés. Tout cela cause de l’érosion dans le milieu récepteur en plus de surcharger les réseaux d’égouts et d’engendrer des débordements. À cela s’ajoutent d’autres effets néfastes liés à l’urbanisation, comme les îlots de chaleur, la modification du cycle hydrologique naturel et la diminution de la recharge des nappes phréatiques (Chalifoux, 2012).
Il n’y a pas que les propriétés du sol qui ont changé, mais les précipitations elles-mêmes sont en pleine mutation. Selon le groupe Ouranos (2015), un consortium de chercheurs se penchant sur les changements climatiques au Québec, les
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données de pluie du sud du Québec pour la période 1950-2010 indiquent que les précipitations liquides printanières et automnales ont augmenté et qu’une baisse significative des chutes de neige pour plusieurs secteurs du sud du Québec a été enregistrée. Également, le volume d’eau maximal tombé lors de précipitations dans un intervalle de cinq jours consécutifs a augmenté, indiquant un accroissement du risque d’inondation. « Toutes les régions du Québec peuvent s’attendre à des augmentations de la quantité maximale annuelle de précipitations pour toutes les durées et pour toutes les périodes de retour » (Ouranos, 2015). Ainsi, il devient d’autant plus important de gérer les eaux pluviales à la source afin de limiter les impacts sur les réseaux d’égouts déjà fortement sollicités.
Il y a deux types principaux de réseaux d’égout, soit les réseaux séparatifs, où la collecte et le transport des eaux usées domestiques et pluviales se font séparément et les réseaux unitaires, où ces eaux sont combinées. Dans les réseaux séparatifs, les eaux usées domestiques sont traitées à l’usine d’épuration et les eaux pluviales sont rejetées dans le milieu récepteur, habituellement sans traitement. Les réseaux unitaires sont plus problématiques. En temps de pluie, les usines de traitement d’eaux usées ne sont pas capables de traiter d’aussi grands volumes d’eau. Ainsi, l’eau excédentaire doit être évacuée du réseau dans les milieux récepteurs; le tout sans traitement qualitatif ou bien avec un court séjour dans un bassin de rétention. Ce dernier permet une décantation des polluants avant le rejet dans un cours d’eau (Communauté Métropolitaine de Québec, 2018). Un traitement et une rétention à la source permettent de diminuer l’impact des eaux pluviales en milieu développé.
Bien que les eaux de ruissellement semblent moins préoccupantes pour l’environnement que les eaux usées domestiques, elles représentent tout de même une source importante de pollution. En ruisselant sur des surfaces imperméables comme des routes, des stationnements ou encore des toits, les eaux pluviales se chargent en contaminants. Notamment, des matières en suspension (MES), du phosphore, de l’azote, de la matière organique, des métaux, des hydrocarbures, des sels et plus encore (Communauté Métropolitaine de Québec, 2018). Plusieurs
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impacts en résultent lorsque ces eaux quittent le réseau municipal pour gagner un cours d’eau récepteur. Par exemple, cela peut mener à l’eutrophisation des cours d’eau, à la contamination microbienne, à des chocs toxiques, à l’augmentation de la température des plans d’eau, à une bioaccumulation des polluants dans la faune aquatique, à un changement de pH, etc. Il est donc primordial de traiter ces eaux avant de les déverser dans un milieu récepteur (MDDEFP, 2014).
L’inquiétude grandissante face à la pérennité de la qualité des plans d’eau du Québec a poussé les autorités environnementales à modifier la gestion des ressources en eau. C’est ainsi que les pratiques de gestion optimales (PGO) des eaux pluviales entrent en jeu. Ces pratiques permettent notamment un contrôle quantitatif des eaux pluviales en permettant de diminuer les volumes ruisselés en favorisant l’infiltration et en atténuant les débits de pointe. Elles offrent également un contrôle qualitatif à la source (Moisan, 2013). Il existe plusieurs types de PGO comme des biorétentions, des bassins secs ou à niveau permanent, des noues engazonnées, des tranchées drainantes et autres. Ces infrastructures vertes sont présentées plus en détail dans la section 1.4.
Afin d’optimiser le traitement des eaux pluviales, les PGO peuvent être implantées en série. Ces dernières utilisent des processus de traitement différents, soit physiques, chimiques ou biologiques. En combinant une à la suite de l’autre diverses PGO traitant l’eau à l’aide de différents mécanismes, cela permet de maximiser le pouvoir épuratoire de la chaîne. Sans oublier que le cheminement de l’eau est ralenti en devant s’écouler sur et dans diverses PGO. Cette méthode de conception en chaîne favorise l’enlèvement des polluants et permet de retarder l’arrivée des débits de pointe au réseau d’égout municipal.
Un autre aspect de la gestion des eaux pluviales à considérer sont les défis reliés au climat hivernal québécois. Les températures basses faisant geler le sol, les cycles de gel-dégel, l’accumulation de neige au sol et la fonte de cette dernière de même que les événements pluvieux lors de redoux hivernaux sont tous des phénomènes qui nécessitent une gestion des eaux pluviales bien planifiée. Il ne faudrait pas que ces infrastructures causent plus de dommages que de bienfaits.
4
La gestion des eaux pluviales est une problématique d’actualité et il importe de faire une planification des infrastructures adaptée au climat québécois et qui offre la meilleure performance possible. C’est donc dans ce cadre que ce projet de maîtrise s’insère, afin de bonifier l’état des connaissances des PGO implantées en série au Québec.
Ce mémoire présente tout d’abord une revue de la littérature disponible à ce jour sur les PGO, les hypothèses posées et la méthodologie utilisée pour atteindre les objectifs du projet. Les résultats obtenus lors de la campagne d’échantillonnage et des analyses des diverses données récoltées sont présentés et discutés. Quelques pistes d’améliorations sont proposées et une conclusion complète le corps de ce rapport. Des annexes complètent le tout.
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1 Revue de littérature
Afin de mieux comprendre la problématique de la gestion des eaux pluviales, il importe de faire l’état des connaissances. Tout d’abord, les impacts de l’urbanisation sur le ruissellement ainsi que les polluants se trouvant dans les eaux de ruissellement sont présentés. Les critères de concentrations de divers paramètres de qualité des eaux de surface sont également énoncés.
Ensuite, les différentes pratiques de gestion optimales sont décrites ainsi que leurs processus de traitement et leurs mécanismes de contrôle. S’en suit le cœur de la revue de littérature, soit la présentation d’une compilation de résultats obtenus lors d’études réalisées en été et en hiver sur des PGO installées en série ou non. Ces résultats permettent de comparer ultérieurement les conclusions obtenues dans le cadre de cette étude. Des hypothèses quant aux résultats à venir sont ensuite posées et les objectifs de recherche sont énoncés.
1.1 Impacts de l’urbanisation sur le ruissellement
Tel que mentionné précédemment, l’urbanisation a modifié l’occupation du territoire en imperméabilisant des surfaces jadis perméables. Le cycle hydrologique naturel est alors perturbé puisque l’infiltration est très limitée et le ruissellement est quant à lui favorisé. Les volumes d’eau ruisselés sont accrus et le temps de concentration sur les lots diminue. La Figure 1 illustre un hydrogramme des débits ruisselés en période pré et post-développement urbain.
6
Figure 1: Impacts de l'urbanisation sur l'hydrologie d'un sous-bassin versant (Guide de gestion des eaux pluviales, 2014)
En conditions pré-développement, la perméabilité des sols permet à l’eau de s’infiltrer, de recharger la nappe phréatique ainsi que de maintenir les débits d’étiage. Les débits de pointe générés lors d’événements pluvieux sont plus faibles et mieux répartis dans le temps. Le temps de concentration est également plus élevé. L’eau met plus de temps à ruisseler sur une surface engazonnée que sur du béton, par exemple. Tandis qu’en situation post-développement, l’imperméabilisation extensive des surfaces nuit à l’infiltration et à la recharge de la nappe. Les temps de concentration raccourcis se traduisent par une augmentation des débits de pointe. L’eau se draine plus rapidement et ce sont des volumes d’eau plus importants qui sont évacués dans un court délai. La Figure 1 montre bien l’arrivée rapide de grands débits en conditions post-développement et une décrue toute aussi rapide. Cela a pour conséquence des débits de base inférieurs.
Afin de limiter les inondations, le dimensionnement du réseau de drainage doit être fait pour des débits importants de faibles temps de concentration. Il semble donc pertinent de tendre vers les conditions pré-développement pour une utilisation efficace des infrastructures urbaines. Ces dernières sont utilisées au maximum de leur niveau de service lors de pluies importantes et des inondations ont même lieu
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à l’occasion. La qualité des eaux pluviales est également touchée par le développement urbain, par les dépôts atmosphériques, l’érosion du sol, les inondations, les sites de construction, les sels de déglaçage, les voitures, etc. (MDDEFP, 2014). Ainsi, l’urbanisation perturbe l’environnement et surtout les milieux récepteurs des eaux pluviales. C’est pourquoi il est important d’effectuer un traitement et une rétention en amont du réseau afin de se rapprocher au maximum des conditions pré-développement.
1.2 Polluants retrouvés dans les eaux de ruissellement
Bien que les eaux de ruissellement semblent a priori peu nocives pour l’environnement, elles peuvent être chargées en polluants. Étant donné que les eaux ruisselées captées par le réseau municipal ne sont pas ou peu traitées avant d’être déversées dans les milieux récepteurs, il est impératif de connaître leur composition. Ainsi, il est plus facile de mettre en place des systèmes de traitement adéquats permettant de maintenir le niveau de qualité d’eau des milieux récepteurs. Dans cette section, les principaux polluants se trouvant dans les eaux de ruissellement sont présentés ainsi que leurs impacts sur le milieu. L’information se trouvant dans cette section provient du GGEP (MDDEFP, 2014), sauf exceptions.
1.2.1 Concentrations typiques en polluants
Plusieurs variables affectent la concentration en polluants dans les eaux de ruissellement, notamment à cause de l’occupation du territoire, de la période inter événement, de l’intensité de la pluie ainsi que de la localisation. Par exemple, un site commercial très imperméabilisé où des voitures circulent abondamment ou bien les abords d’une autoroute où des sels de déglaçage sont épandus contamineront davantage les eaux pluviales qu’un lot résidentiel majoritairement engazonné. Le Tableau 1 présente les concentrations en polluants typiques des eaux pluviales pour cinq types d’occupation du territoire, soit résidentiel, commercial, industriel, autoroutiers et non développés, adaptées du GGEP (MDDEFP, 2014).
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Tableau 1: Concentrations médianes de divers polluants dans les eaux de ruissellement pour cinq types d'occupation du territoire ( NSQD, 2004 cité dans MDDEFP (2014))
Polluants C on ce ntr at ion
Types d’occupation du territoire
R és ide nti e l C ommerc ial Ind us tr iel A utorout ier s N on dé ve lop pé s MES mg/L 48 43 77 99 51 DBO5 9 11,9 9 8 4,2 DCO 55 63 60 100 21 NTK 1,4 1,6 1,4 2 0,6 Ptotal 0,30 0,22 0,26 0,25 0,25 Cdtotal µg/L 0,5 0,9 2 1 0,5 Cutotal 12 17 22 35 5 Pbtotal 12 18 25 25 5 Zntotal 73 150 210 200 39
La variabilité des concentrations en contaminants dans les eaux pluviales contribue à complexifier la conception de procédés de traitement et est indubitablement tributaire de l’occupation du sol ainsi que de la localisation du site. 1.2.2 Matières en suspension
Les matières en suspensions (MES) sont des particules ayant un diamètre supérieur à 1,2 µm et qui peuvent sédimenter. L’une des principales sources de MES sur les surfaces asphaltées sont les petites particules amenées par les roues des voitures, ou le sable épandu en période hivernale. Lors des pluies, les plus petites particules sont lessivées par les eaux de ruissellement et peuvent se rendre au milieu récepteur. En sédimentant dans le plan d’eau, les particules peuvent altérer le processus de reproduction de certains organismes. Sinon, lorsqu’elles sont en suspension, les particules font augmenter la turbidité de l’eau. La pénétration de la lumière se fait donc plus difficilement dans l’eau, nuisant ainsi aux activités photosynthétiques. L’accumulation de sédiments dans les ouvrages de gestion des eaux pluviales contribue à réduire la capacité hydraulique, d’infiltration et/ou d’emmagasinement des infrastructures. Cela se traduit par l’augmentation des coûts de maintenance du réseau. Finalement, les MES sont
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utilisées comme un indicateur pour d’autres polluants qui s’agglomèrent sur ces particules. En enlevant les MES, il y a de fortes chances que du phosphore et des métaux lourds soient enlevés également. Il est donc justifié et rentable de prioriser l’enlèvement des MES.
1.2.3 Phosphore total
Le phosphore total représente le phosphore sous formes dissoute et particulaire et se retrouve dans les eaux de ruissellement par l’entremise des engrais, des déchets végétaux, des poussières et même de l’essence et des pneus. S’il est présent en trop forte concentration dans un plan d’eau, il y a risque d’eutrophisation. C’est-à-dire, que des algues peuvent croître rapidement et qu’une diminution de la quantité d’oxygène disponible dans l’eau se fait sentir. En effet, lorsque les plantes et végétaux aquatiques croissent en plus grande quantité et rapidement, ils bloquent davantage le passage de la lumière aux strates inférieures du plan d’eau. Cela se traduit par moins d’activité photosynthétique et donc moins de production d’oxygène (Conseil Régional de l'Environnement de la Côte-Nord, 2019). Ceci nuit à la survie des organismes aquatiques présents dans le milieu récepteur.
1.2.4 Azote total
L’azote total qui se trouve dans les eaux de ruissellement provient en partie des précipitations et des mêmes sources de polluants que pour le phosphore. S’il est présent en trop forte concentration, comme le phosphore, il contribuera à l’eutrophisation du cours d’eau. De plus, lorsque l’azote se retrouve dans une zone de prise d’eau potable, cela peut entraîner des risques pour la santé. En effet, la nitrification de l’ion ammonium qui est ensuite oxydé en nitrite puis en nitrate mène à la formation de méthémoglobine (Institut national de santé publique, 2016). Cette dernière peut causer, entre autres, la cyanose, de la tachycardie, des lésions neurologiques et même la mort (Lab-Cerba, 2019).
1.2.5 Demande en oxygène
Si une eau est fortement chargée en matière organique, une forte demande en oxygène s’exercera lors de son rejet dans le milieu récepteur. Pour dégrader la
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matière organique, les bactéries présentes dans l’eau consomment de l’oxygène, faisant ainsi diminuer l’oxygène disponible pour les autres organismes aquatiques (MDDELCC, 2018). Afin d’étudier cette demande en oxygène, les paramètres de demande biochimique en oxygène après cinq (5) jours (DBO5) et de demande chimique en oxygène (DCO) peuvent être analysés.
1.2.6 Métaux lourds
Les métaux lourds se retrouvent sur les surfaces pavées par la circulation de véhicules. Ces derniers se corrodent, s’usent et de fines particules métalliques se déposent au sol. Lors d’un événement pluvieux, ces fines particules métalliques sont emportées. Les principaux métaux pouvant se retrouver dans l’eau de ruissellement sont le plomb, le zinc, le cuivre et le cadmium. Ces métaux peuvent ensuite être ingérés par des organismes aquatiques. Cela peut nuire à la santé de ceux-ci et contaminer du même coup la chaîne alimentaire.
1.2.7 Hydrocarbures pétroliers (C10 à C50)
Tout comme les huiles et graisses, les hydrocarbures sont présents dans les eaux de ruissellement à cause des véhicules. Les hydrocarbures sont facilement détectables à l’œil nu puisqu’un film se forme à la surface de l’eau. De plus, ils peuvent rester pris sous les sédiments au fond de plans d’eau et ainsi nuire à la survie des organismes y vivant et contaminer la chaîne alimentaire.
1.2.8 Sels de déglaçage
Utilisés abondamment au Québec pour rendre les routes plus sécuritaires en hiver, les sels de déglaçage sont une véritable nuisance pour les écosystèmes. Les sels nuisent à la croissance des végétaux et à la santé de certains animaux, en plus de contaminer les plans d’eau de surface et les nappes phréatiques. Ils sont très difficiles à extraire de l’eau étant donné leur solubilité et leur mobilité.
1.2.9 Les polluants en hiver
Les contaminants trouvés dans les eaux pluviales en hiver sont différents de ceux présents en période estivale et en quantité plus importante. Notamment, parce que les véhicules produisent plus de polluants étant donné que les moteurs sont moins
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efficaces lorsque soumis à de faibles températures. Également, à cause de l’épandage de sels de déglaçage et de sable et finalement, parce que la variation de température modifie la chimie des polluants (Géhéniau et al., 2014).
1.3 Critères de qualité des plans d’eau de surface
Bien qu’il y ait des normes de rejets à respecter pour les rejets d’eaux usées, pour les eaux pluviales, il n’existe pas de concentration limite de rejet au Québec. Selon le MDDELCC (2015), l’implantation de PGO sur le territoire est une meilleure approche que d’imposer des normes de rejets. Les critères de qualité des plans d’eau de surface peuvent toutefois être utiles. Ils permettent de connaître les concentrations seuils en polluants à ne pas dépasser avant qu’un effet négatif se fasse sentir dans le milieu aquatique. Les données du Tableau 2 sont tirées en partie du tableau Polluants associés au ruissellement urbain se trouvant dans le GGEP (MDDEFP, 2014). Ces critères sont complétés par ceux fournis par le MDDELCC (2013), soit les critères de qualité d’eau de surface.
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Tableau 2: Critères de qualité d’eau de surface des polluants étudiés (MDDEFP, 2014; MDDELCC, 2013)
Polluants
Critères du MDDEFP et du MDDELCC Critère de prévention
de la contamination de l’eau et des organismes
aquatiques Critère de protection de la vie aquatique chronique Critère d’activités récréatives et d’esthétique mg/L MES - 5,0 - Ntotal 1,01 - - Ptotal 1. Ruisseaux et rivières - 0,03 0,03 2. Cours d’eau en amont des lacs - 0,02 0,02 DBO5 - 3,0 - DCO - - - Cu 1 - - Pb 0,01 - - Na 200 - - Zn 5 - - Hydrocarbures pétroliers (C10 à C50) - 0,2 -
Ces critères de qualité d’eau de surface ne sont pas des limites de concentrations de rejets. L’influence de la concentration en polluants des eaux pluviales sur un cours d’eau dépend du pouvoir de dilution de ce dernier. Un égout pluvial déversant une eau avec une concentration en MES de 100 mg/L et en phosphore de 2 mg/L n’aura pas le même impact sur un cours d’eau récepteur à faible ou grand débit. Ces critères peuvent donc donner une idée des concentrations souhaitables. Elles ne sont toutefois pas des normes et dépendent de la capacité du milieu récepteur à diluer les concentrations en contaminants.
1 Cette valeur est suggérée dans l’Annexe 1 intitulée Signification environnementale et méthode d’analyse
des principaux paramètres de la qualité de l’eau tirée du document Suivi de la qualité des rivières et petits cours d’eau (MDDELCC, 2000)
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1.4 Pratiques de gestion optimales des eaux pluviales
En comparant les critères de qualité d’eau de surface du Tableau 2 aux concentrations typiques de polluants retrouvées dans les eaux pluviales présentées au Tableau 1, il apparaît qu’un certain traitement doit être fait. Cela est davantage important lorsque le cours d’eau récepteur a un faible pouvoir de dilution. Les PGO sont toutes désignées pour accomplir un traitement à la source des eaux de ruissellement. Il existe évidemment plusieurs types de PGO et dans cette section, les infrastructures vertes d’intérêt pour le projet sont décrites. Les pourcentages d’enlèvement de polluants et de réduction de volumes des PGO selon le GGEP (MDDEFP, 2014) sont présentés de même que leur fonctionnement.
1.4.1 Cellules de biorétention
Au premier abord, les cellules de biorétention ressemblent à un terre-plein traditionnel avec des plantes, des petits arbustes et du paillis. Toutefois, ces espaces verts font bien plus qu’être jolis. Étant situés à un point bas d’un lot, les eaux de ruissellement s’y écoulent et s’y infiltrent, avant d’être collectées par un drain au fond de la fondation ou bien percolent dans le sol naturel lorsque possible. Un contrôle quantitatif et qualitatif s’effectue grâce aux plantes et au sol, qui adsorbent, filtrent, volatilisent et décomposent les polluants grâce à leurs propriétés intrinsèques. Les biorétentions sont très efficaces pour l’enlèvement des sédiments fins, des métaux, des nutriments, des bactéries et de la matière organique des eaux pluviales, en plus de recharger la nappe phréatique lorsque l’infiltration est possible et recommandée. Cela est le cas lorsque le sol sous la biorétention est perméable et que la nappe phréatique est basse (MDDEFP, 2014).
Les plantes qui se retrouvent sur les biorétentions effectuent des processus biologiques qui permettent de « réduire, enlever, dégrader ou immobiliser les contaminants présents dans les sols, les boues, les sédiments, les eaux de surface, les eaux souterraines ainsi que les eaux usées » (Chevrier, 2013). Ces procédés sont en fait de la phytorémédiation ou, plus précisément, de la phytostabilisation. Les racines des plantes captent les contaminants et les
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emmagasinent dans leurs racines, en plus de pouvoir les adsorber et les précipiter, entre autres (Vishnoi etSrivastava, 2008). Le terreau utilisé doit offrir un bon compromis entre la rétention d’eau pour les plantes et la capacité de drainer efficacement les eaux pluviales. Mais, pas trop rapidement afin de maximiser le contact entre les polluants et les particules du sol. Il ne faut pas oublier les plantes qui travaillent également à retirer les contaminants de l’eau. Il faut s’assurer de sélectionner des types de plantes, d’arbres et d’arbustes qui résistent aux sels de déglaçage. Ils doivent également s’adapter à des périodes de sécheresse, au froid et à de relativement fortes concentrations en métaux lourds.
Les végétaux plantés sur une biorétention ne doivent pas nécessiter énormément d’entretien. De plus, afin de maximiser la résilience de la végétation, il est important de prioriser des plantes indigènes au milieu (MDDEFP, 2014).
1.4.2 Bassin sec
Un bassin sec permet d’emmagasiner temporairement les eaux pluviales, la plupart du temps moins de 24 heures. Le type d’exutoire employé en aval du bassin dicte généralement le débit de sortie et permet de contrôler les forts débits. C’est donc un ouvrage qui agit d’abord sur le contrôle quantitatif des eaux pluviales et, par sa courte durée de rétention, offre un moins bon taux d’enlèvement des polluants et des sédiments qu’un bassin à niveau permanent. Il limite toutefois l’érosion des cours d’eau et les débits en aval du réseau (MDDEFP, 2014).
1.4.3 Tranchée drainante
Ce type de PGO consiste en une excavation peu profonde et remplie de pierre nette propre reposant sur une membrane géotextile non tissée et filtrante, créant ainsi des réservoirs souterrains. Cela permet à l’eau de percoler au travers de cette tranchée pour s’infiltrer dans le sol sous-jacent. En cas de saturation de ce dernier, l’eau est captée et évacuée par un drain perforé. Cette technique permet donc de réduire les volumes de ruissellement en favorisant l’infiltration des eaux de ruissellement et en diminuant les débits de pointe. Si le sol sous la tranchée drainante et celui qui la compose est saturé en eau, l’eau peut se déverser dans un puisard de sécurité raccordé au réseau (MDDEFP, 2014).
15 1.4.4 Bassin à retenue permanente
Un bassin à niveau permanent est plus souvent utilisé en fin de réseau. Il offre un grand volume de stockage et est conçu pour contenir des pluies moins fréquentes qui génèrent de plus grands volumes d’eau. Il permet du même coup de retarder l’arrivée de grandes quantités d’eau au réseau municipal ou au cours d’eau récepteur. Le bassin à niveau permanent permet également d’enlever les polluants par décantation ou par des processus biologiques accomplis par la flore présente aux abords et dans le bassin. La retenue permanente permet de limiter la remise en suspension des sédiments en plus d’enlever un pourcentage plutôt élevé de polluants solides ou dissous (MDDEFP, 2014).
1.5 Processus de traitement et mécanismes de contrôle de diverses PGO
Le Tableau 3 adapté du Guide de Gestion des eaux pluviales présente les processus physiques, chimiques et biologiques accomplis par différents types de PGO afin d’enlever les polluants de l’eau.
Tableau 3: Processus physiques, chimiques et biologiques réalisés par différents types de PGO (MDDEFP, 2014)
PGO
Processus de traitement
Physique Chimique Biologique
Déc a nt a tion Flott a tion Filtra tion S orpt ion a u s ol P ré c ipit a tion da ns l 'e a u P ré c ipit a tion Ass imi la tion biologique Sorpt ion pa r de s a lgu e s Ass imi la tion pa r l a v é gé tation Tra ns fo rma tion ou e nlè v e me nt pa r l e s ba c téri e s Bassin sec X Bassin à niveau permanent X X X X X X Tranchée drainante X X X X X Biorétention X X X X X X X
Ce tableau permet de voir les forces et faiblesses de chaque PGO. Il semble être pertinent de choisir des PGO qui ont des processus de traitement qui se
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complètent afin de maximiser les taux d’enlèvement de polluants. En plus de procéder à un traitement qualitatif, un contrôle quantitatif est également effectué par les PGO. Le Tableau 4 adapté du Guide de Gestion des Eaux Pluviales présente les types de contrôles des eaux pluviales qu’offrent certaines PGO ainsi que leur efficacité.
Tableau 4: Contrôles quantitatifs des eaux pluviales effectués par certaines PGO (MDDEFP, 2014)
Types de PGO Types de contrôle Qualitatif Quantitatif Érosion en cours d'eau Recharge de la nappe Contrôle à la source Biorétention 1 3 2 1 Contrôle en réseau Noue engazonnée 1 2 1 2
Contrôle en fin de réseau
Bassin sec 2 3 1 2
Bassin à niveau
permanent 1 1 1 3
Tranchée d’infiltration 2 2 2 1
Le chiffre 1 représente un mécanisme primaire de contrôle, le 2 indique une efficacité limitée d’un mécanisme secondaire à utiliser conjointement avec une autre PGO et le 3 correspond à une absence d’efficacité.
Le niveau de performance du contrôle qualitatif d’une PGO se base sur sa propension à capter et à enlever des eaux pluviales les contaminants s’y trouvant. Le contrôle de type quantitatif représente plutôt la capacité des PGO à réduire et décaler les débits de pointe, de même qu’à faire diminuer les volumes d’eau via l’infiltration dans le sol. Le contrôle de l’érosion en cours d’eau vise à utiliser les PGO pour ralentir les vitesses d’écoulement et dissiper l’énergie présente dans l’eau. Cela permet de diminuer l’intensité à laquelle les eaux pluviales se déversent au cours d’eau récepteur et à protéger les berges. Finalement, le contrôle par recharge de la nappe s’applique aux PGO qui rendent possible l’infiltration dans le sol. Il peut être intéressant de combiner des PGO qui ont différents mécanismes de contrôles à la source, en cours ou en fin de réseau. Cela permet d’optimiser les
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impacts positifs que peuvent offrir ces infrastructures en exploitant les forces de chacune (MDDEFP, 2014).
1.6 Performance des PGO en conditions estivales
Cette section présente les performances qualitatives et quantitatives des biorétentions et des bassins à niveau permanent en période estivale selon la littérature et selon le GGEP. Les études présentées ont été réalisées soit sur le terrain ou en laboratoire. Toutefois, les concentrations en polluants d’affluents réelles ou simulées correspondent à des valeurs typiques pour de l’eau de ruissellement urbain.
1.6.1 Performances qualitatives
Les performances qualitatives s’évaluent en comparant les concentrations en polluants présents dans les eaux de ruissellement et celles des eaux à l’effluent d’une ou plusieurs PGO. Les principaux contaminants retrouvés dans les eaux pluviales sont les MES, l’azote total, le phosphore total, la DCO, la DBO5, les métaux lourds tels le cuivre, le zinc et le plomb et finalement, les hydrocarbures pétroliers. Plus les concentrations à l’effluent d’une PGO sont faibles par rapport à celles de l’affluent, meilleure est la performance.
1.6.1.1 Biorétention
Plusieurs études se sont penchées sur la performance épuratoire des biorétentions en conditions estivales. Notamment, Davis et Li (2014) ont observé un enlèvement moyen de MES de 96% par une cellule de biorétention. L’enlèvement de phosphore total observé par l’équipe de chercheurs de Davis et al. (2006) sur deux sites d’études munis de biorétentions est de 65%±8% et de 87%±2%, respectivement, avec des concentrations à l’effluent tout juste supérieures à 0,1mg/L. Quant à l’azote total, les valeurs d’enlèvement sont de 49%±6% et de 59%±6% pour les deux sites, respectivement. Selon Young et Seters (2009), les biorétentions permettent d’enlever 90% du zinc et du fer, de même que de 31% à 99% des hydrocarbures aromatiques polycycliques. Une autre étude effectuée en Australie a obtenu des taux d’enlèvement pour les MES de 98%±3%, de 95%±5%
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pour le cuivre, de 99%±3% pour le plomb et de 98%±3% pour le zinc (Hatt et al., 2007). Ballestero et al. (2007) ont obtenu des taux d’enlèvement semblables pour les biorétentions, soit de 97% pour les MES et de 99% du zinc. Selon Clary et al. (2017), la performance médiane des biorétentions pour l’enlèvement des MES se situe à 75% et cette valeur est de 38% pour le cuivre, de 90% pour le plomb et de 76% pour le zinc. Une étude réalisée par l’Université de Virginie a démontré des taux d’enlèvement par une biorétention de 86% des MES, 97% de la DCO et 90% du phosphore total (Yu et al., 1999). Khan et al. (2012b) sont dans les rares à avoir étudié la performance des biorétentions pour l’enlèvement de la DBO5 et ont obtenu 8% d’enlèvement.
Des études réalisées par Brown et Hunt entre 2008 et 2012 sur des biorétentions ayant différentes caractéristiques ont montré une diminution des concentrations en MES dans une gamme variant de 58% à 92%, en azote total de 12% à 80% et en phosphore total de -10% à 72%. Le signe négatif indique qu’en plus du phosphore présent dans l’eau et qui n’a pas été capté par la biorétention, du phosphore probablement déjà présent dans le média a été relâché. La biorétention ayant obtenu les meilleurs résultats a un média composé de 98% de sable et de 2% de fines particules ainsi qu’une profondeur de 90 cm. Elle possède également un réservoir interne de stockage des eaux afin de faciliter la dénitrification et de réduire les volumes d’eau à l’effluent (Brown etHunt, 2011; Brown etHunt, 2008, 2012). DeBusk et Wynn (2011) ont obtenu 99% de diminution des concentrations pour les MES, l’azote total et le phosphore total, probablement grâce au média profond de 180 cm et d’un grand réservoir interne. Les résultats de Hunt et al. (2008) sont inférieurs, avec des réductions de concentration en MES de 60%, de 32% pour l’azote total, de 31% pour le phosphore total, de 60% pour le zinc, de 77% pour le cuivre et de 32% pour le plomb.
Li et al. (2009) ont étudié l’impact de la composition du média de deux biorétentions sur les taux d’enlèvement de certains polluants. La première est profonde de 50 à 80 cm et est faite à 80% de sable limoneux, de 20% de fines particules et la proportion de matière organique est de 6%. La deuxième
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biorétention est profonde de 90 cm et est composée à 54% sable argileux et limoneux, de 46% de fines et la teneur en matière organique est de 12%. La deuxième biorétention a obtenu les meilleurs résultats avec des taux d’enlèvement pour les MES, l’azote total, le phosphore total, le zinc, le cuivre et le plomb variant entre 97 et 100%. La première biorétention a, quant à elle, obtenu des taux semblables pour les MES (96%) et le zinc (92%), mais un relargage d’azote total (-3%) et de phosphore total (-36%) a été observé. Le cuivre a été enlevé à 65% et le plomb à 83%.
Tremante (2005) a dédié ses études de maîtrise à l’effet de la teneur en matière organique dans le média filtrant de biorétentions sur l’enlèvement des hydrocarbures pétroliers et pour tous les mélanges de terreau, la concentration a été réduite d’au moins 94%.
1.6.1.2 Bassin à niveau permanent
Les bassins à niveau permanent sont également un type de PGO dont plusieurs scientifiques ont tenté de quantifier la performance épuratoire. Selon les données recueillies de diverses études par Tondera et al. (2018), les neuf bassins à niveau permanent étudiés ont fait diminuer la concentration en MES de 77% en moyenne. Toutefois, la sédimentation étant le processus d’enlèvement principal des polluants, les particules plus fines ont tendance à rester plus longtemps en suspension et se rendent jusqu’à l’exutoire, affectant ainsi le cours d’eau récepteur. Ballestero et al. (2007) ont quant à eux obtenu un taux d’enlèvement moyen de MES de 81% et de zinc de 92%. Clary et al. (2017) ont obtenu un taux d’enlèvement médian de MES de 69%, de 51% pour le cuivre, de 60% pour le fer, de 68% pour le plomb et de 57% pour le zinc.
L’association du bassin versant de la rivière Charles au Massachusetts soutient quant à elle que les bassins de rétention à niveau permanent permettent d’enlever de 55 à 90% des MES, de 10 à 75% du phosphore, de 10 à 50% de l’azote, de 40 à 70% du zinc et de 45 à 75% du cuivre (Charles River Watershed Association, 2008). La performance de trois bassins construits à échelle réduite en Ouganda a
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été étudiée par Kabenge et al. (2018). Des taux d’enlèvement de MES de 76%, de DCO de 76%, d’azote total de 73% et de phosphore total de 63% ont été obtenus. 1.6.2 Performances hydrauliques
Un des avantages à implanter des PGO sur un site est que le temps de concentration peut être grandement augmenté. Avant de se rendre à l’exutoire d’un système, l’eau doit percoler au travers d’un média filtrant ou bien traverser un bassin plutôt que de ruisseler rapidement sur une surface imperméable vers un puisard. Ainsi, les PGO jouent un rôle tampon dans un réseau d’égout pluvial, en retardant l’arrivée des eaux pluviales d’un lot à l’égout ou au milieu récepteur. La performance se mesure en quantifiant la proportion du volume ruisselé qui ne se rend pas à l’effluent. Cela peut être dû à l’infiltration dans le sol naturel, à l’évapotranspiration ou bien à l’évaporation.
Il est aussi possible d’utiliser le décalage dans le temps du débit de pointe par rapport au pic d’intensité de précipitations. Le débit de pointe peut également être diminué étant donné qu’au lieu d’être rejeté rapidement, le volume d’eau traversant une PGO s’écoule pendant une plus longue période de temps. Ainsi, plus le volume d’eau envoyé à l’égout est petit et que le débit de pointe est diminué et décalé dans le temps, meilleure est la performance hydraulique de la PGO. Les études mentionnées dans les pages suivantes ont été réalisées dans des conditions similaires (climat, type de ruissellement, aménagement, etc.) lorsque les sites ne sont pas décrits en détail.
1.6.2.1 Biorétention
Ballestero et al. (2007) ont trouvé que le débit de pointe maximal des événements pluvieux peut être réduit de 85% par les biorétentions. Deux études effectuées en Caroline du Nord et une réalisée au Maryland ont conclu que les volumes de ruissellement ont été réduits entre 20 et 60% par les biorétentions possédant un drain mais qui n’empêchent pas l’exfiltration (Credit Valley Conservation, 2011). Geosyntec consultants inc. (2011) se sont basés sur une multitude d’études pour établir que le volume d’eau de ruissellement se rendant à l’effluent des biorétentions est réduit en moyenne de 56%. Des taux de réduction de volume de
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ruissellement entre 50 et 100% ont été obtenus par Brown et Hunt (Brown etHunt, 2011; Brown etHunt, 2008, 2012). Les biorétentions étudiées par Brown et Hunt (2012) ont permis de réduire entre 84 et 95% les débits de pointe. Davis (2008) a obtenu une réduction de débit de pointe entre 44 et 63% et, une réduction du volume de ruissellement entre 52 et 65%. Les biorétentions sur lesquelles DeBusk et Wynn (2011) se sont penchés ont offert de bonnes performances en réduisant les débits de pointe de 99% et les volumes de ruissellement de 97%. Barber et al. (2003) ont obtenu des décalages de pointe variant entre 15 et 60 minutes. Khan et al. (2012a) ont étudié la performance hydraulique des biorétentions dans le cadre de leur expérimentation. Elles ont permis de réduire les débits de pointe de 96% et, de décaler les débits maximaux de 35 minutes en moyenne en climat chaud. Les biorétentions étudiées par Muthanna et al. (2008) en Norvège offrent une diminution du débit de pointe de 42% et décalent les débits de pointe de 69 minutes en été.
1.6.2.2 Bassin à niveau permanent
Ballestero et al. (2007) ont avancé que les bassins à niveau permanent permettent de réduire le débit de pointe maximal de 85%. L’association de bassin versant de la rivière Charles abonde dans le même sens, en mentionnant que les débits de pointe sont réduits de 80% (Charles River Watershed Association, 2008).
1.6.3 Performances qualitatives et hydrauliques par différentes PGO selon le GGEP
Afin de comparer les résultats obtenus lors de cette étude de terrain, les valeurs d’enlèvement tirées du GGEP (MDDEFP, 2014) des MES, du phosphore total, de l’azote total, du cuivre total, du zinc total et du plomb total sont présentées. Le pourcentage de réduction de volumes de ruissellement se trouve également dans le Tableau 5. Ces valeurs servent de référence.
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Tableau 5: Pourcentages d'enlèvement des contaminants et réduction de volumes de ruissellement des PGO à l’étude (MDDEFP, 2014)
PGO
Paramètres
MES Ptotal Ntotal Cutotal Zntotal Pbtotal
Réduction volumes de ruissellement Biorétention 80% 40% 28% 75% 80% 70% 40 à 80% Bassin à retenue permanente 80% 52% 24% 57% 64% 60% 0% Bassin sec2 80% 34% 34% 50% 70% 70% 40 à 60% Tranchée drainante 89% 65% N/D 86% 66% N/D 50 à 90%
Ces valeurs sont, pour la plupart, dans les mêmes ordres de grandeur que ce qui se trouve dans la littérature.
1.7 Performance des PGO en climat de redoux hivernal
Dans cette section se trouvent les performances qualitatives et hydrauliques des biorétentions et des bassins à niveau permanent en conditions de redoux hivernal. Les mêmes paramètres sont étudiés que précédemment. Quelques différences dans les concentrations de l’affluent sont à souligner. Notamment, la forte présence de sodium retrouvé dans les eaux de ruissellement suite à l’épandage de sels de déglaçage. De plus, les concentrations en métaux lourds et hydrocarbures peuvent être plus élevées étant donné que les véhicules sont moins efficaces en hiver et que la combustion peut s’effectuer moins efficacement. Finalement, la température ambiante des études réalisées représente celle des climats froids. Il est intéressant d’étudier l’impact des températures froides de l’air et du média sur l’efficacité du traitement.
1.7.1 Performances qualitatives
Les mêmes paramètres d’analyse sont utilisés afin d’étudier la performance qualitative des biorétentions et des bassins à niveau permanent.
2 Le Guide de Gestion des Eaux Pluviales ne donne pas de valeurs pour un bassin sec sans retenue prolongée,
23 1.7.1.1 Biorétention
La vaste majorité des études réalisées sur les PGO ont été réalisées en été, probablement à cause des conditions d’échantillonnage plus accommodantes. L’équipement traditionnellement utilisé n’est pas nécessairement fait pour résister au gel et les volumes de ruissellement dus à la fonte de la neige sont difficiles à quantifier. Mais, pour les villes qui vivent des grands froids comme au Québec, il est pertinent de savoir si les PGO sont efficaces pendant les mois d’hiver. Géhéniau et al. (2014) ont monitoré pendant un an le comportement d’une cellule de biorétention dans un stationnement près de Montréal. Elle est donc sujette à des températures bien inférieures à 0°C. Leur méthode d’échantillonnage basée sur la récolte d’échantillons ponctuels chaque deux semaines a pour résultats des concentrations en polluants à l’effluent plutôt qu’une concentration moyenne par événement. Ils ont obtenu un enlèvement moyen de MES de 74.5%, de 4.7% pour la DBO5, peu d’enlèvement des métaux, du relargage des composantes de sels de déglaçage (-248%), de DCO (-50.6%) et de phosphore total (-65.3%) Il est à noter que l’affluent est peu chargé, par exemple la concentration moyenne en MES entrant dans la biorétention est de 37 mg/L, ce qui peut expliquer des taux d’enlèvement plus faibles que ce qui se trouve dans la littérature.
Par ailleurs, Khan et al. (2012b) ont observé un taux d’enlèvement moyen de MES de 90%, de 31% de DBO5 et un relargage d’azote et de phosphore total pour les pluies en conditions hivernales. Ding et al. (2019) ont eu des résultats positifs pour l’enlèvement des nitrates (96%) et du phosphore total (98%). Ces forts taux d’enlèvement peuvent s’expliquer par une durée de rétention de quatre jours dans la colonne de biorétention soumise à des cycles de gel-dégel. Roseen et al. (2009a) ont trouvé que les performances épuratoires des biorétentions n’étaient pas significativement différentes entre l’été et l’hiver pour l’enlèvement des MES, du phosphore total et du zinc. Les biorétentions implantées à St-François-Xavier-de-Brompton au Québec sont très performantes pour l’enlèvement des MES (76%), du phosphore total (62%) et de l’azote total (42%) pendant l’hiver (Blue Leaf, 2014). Une autre étude réalisée au Québec dans la MRC-Brome-Missisquoi (2015) à Cowansville apporte des résultats intéressants quant à l’efficacité des
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cellules de biorétention en hiver. Ces dernières offrent un meilleur taux d’enlèvement pour les polluants de nature particulaire, comme les MES (87%) et le phosphore (70%). Mais, un relargage de nitrites et de nitrates, d’aluminium, de brome, de cuivre, de fer, de zinc, de manganèse et de sels est observé. Les hydrocarbures eux restent plutôt en surface et s’agglomèrent au paillis, ne se rendant pas à l’effluent en quantité suffisante pour être détectés.
Une étude effectuée en Norvège par Muthanna et al. (2007) sur la performance de biorétentions qui traitent l’effluent généré par la fonte de neige en bordure d’autoroutes a obtenu des résultats similaires. Les concentrations en zinc, cuivre, plomb et cadmium ont été diminuées de 81 à 99%. Les plantes n’ont soutiré que de 2 à 8% des métaux. Les concentrations en MES ont été diminuées de 99%, faisant passer les concentrations aux affluents oscillant entre 2900 et 9600 mg/L à 10 mg/L à l’effluent. La DCO a été réduite quant à elle de 67 à 71%.
Denich et al. (2013) ont étudié l’enlèvement des métaux par les biorétentions à l’aide de mésocosmes qu’ils ont soumis à des conditions hivernales, c’est-à-dire à des cycles de gel dégel et à des pluies synthétiques comportant des concentrations élevées de chlorures et de sodium. Les taux de rétention des métaux qu’ils ont obtenus dans ces conditions se situent entre 85 et 91% pour le plomb, le cuivre et le zinc.
Un des facteurs qui complique l’enlèvement des métaux en hiver est l’apport important de sels de déglaçage. En effet, le sel affecte les processus de transformation des métaux alors qu’ils se dissolvent (Marsalek, 2003). Cela contribue à faire augmenter le relargage de métaux dissous dans les effluents de cellules de biorétention (Paus et al., 2014). Une étude réalisée en Suède sur des colonnes de biorétention s’est penchée sur le sujet. À savoir, quel est l’impact sur le traitement des métaux retrouvés dans les eaux pluviales lorsque ces dernières sont soumises à un apport en sels, à des températures froides et en présence d’une zone submergée ou non (Soberg et al., 2017). Ils ont, entre autres, trouvé que l’implantation d’une zone submergée au fond de la biorétention avait un effet positif sur l’enlèvement des MES et des métaux et qu’elle atténuait les effets
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négatifs du sel. Pour ce qui est de l’effet des basses températures, leurs conclusions sont que les performances d’enlèvement des métaux sont inférieures à celles obtenues en climat chaud. De plus, ils soulignent que l’activité biologique dans le sol est ralentie lorsque la température baisse. Cela peut affecter la croissance de biofilms et le captage de polluants par les plantes, en plus de diminuer le taux de décomposition de matière organique dans le sol. Toutefois, un des seuls avantages des concentrations élevées en sels est que la salinité élevée de l’eau permet aux solides en suspension de floculer, formant ainsi de plus grosses particules pouvant sédimenter plus facilement et qui deviennent plus faciles à filtrer (House et al., 1998; Szota et al., 2015).
Les sels de déglaçage sont épandus en grande quantité et sont très difficiles à enlever des eaux pluviales naturellement. Les résultats de Denich et al. (2013) démontrent que les ions de sodium sont temporairement emmagasinés dans le sol des biorétentions avant d’être lessivés et de se retrouver dans le milieu récepteur. Certains chercheurs préfèrent étudier le traitement des sels de déglaçage en analysant l’enlèvement du carbone organique dissous (Raspati et al., 2018), la teneur en ions de chlorures (Natarajan etDavis, 2015; Soberg et al., 2017) ou le rapport d’absorption de sodium (Kazemi et al., 2018) plutôt que la concentration en sodium. La majorité des études s’intéressant aux sels de déglaçage portent plutôt sur l’effet des sels sur l’enlèvement des autres polluants que sur l’enlèvement en tant que tel des sels (Soberg et al., 2014, 2017).
1.7.1.2 Bassin à niveau permanent
Quant aux bassins de rétention à niveau permanent, ils offrent également des performances intéressantes d’enlèvement des polluants en hiver. Une étude menée en Suède sur un bassin construit en 1994 démontre que ce dernier était plus efficace en 2013 que trois ans après sa construction en 1997. Après deux décennies en fonction, l’échantillonnage effectué sur le bassin permet encore d’abaisser les concentrations en MES, phosphore, plomb, cuivre, zinc et cadmium de 82 à 95% et l’azote de 50% (Al-Rubaei et al., 2016). Roseen et al. (2009b) ont obtenu en hiver des taux d’enlèvement moyens de MES de 77%, de 22% pour le
