ÉTUDE PRÉLIMINAIRE DU COMPORTEMENT DE
DIFFÉRENTS FOSSÉS AVALOIRS EN MILIEU
AGRICOLE
Mémoire
Evgeniya Kopichenko
Maîtrise en génie des eaux
Maître ès sciences (M.Sc.)
Québec, Canada
Résumé
Ce mémoire présente l’information relative à l’efficacité de différents fossés avaloirs utilisés en milieu agricole. Son objectif principal est d’évaluer l’efficacité de trois bassins de sédimentation créés à l’aide de différents avaloirs. Pour ce faire la caractérisation de l’eau a été réalisée. La campagne d’échantillonnage et de prise de mesures a été réalisée durant la période estivale de l’année 2013. Le but de cette campagne est d’évaluer le débit, d’analyser les concentrations ainsi que les charges des matières en suspension, d’azote et de phosphore, et de caractériser la pluviométrie. Les résultats obtenus mettent en évidence quel type de fossé avaloir est le plus efficace pour retenir une partie des polluants, pour contrôler le débit de pointe et pour réduire l’impact de la pollution agricole.
Table des matières
Résumé ... iii
Table des matières ... v
Liste de tableaux ... vii
Liste de figures ... ix
Remerciements ... xi
1 Introduction ... 1
2 Mise en contexte et revue de littérature... 3
2.1 Polluants ... 3 2.1.1 Matières en suspension... 3 2.1.2 Sédimentation ... 4 2.1.3 Azote et transformation ... 5 2.1.4 Phosphore et transformation ... 7 2.2 Ruissellement ... 9
2.3 Réduction de l’impact sur l’environnement ... 10
2.3.1 Utilisation des avaloirs ... 11
2.4 Hypothèses et objectifs de recherche ... 13
3 Méthodologie ... 15
3.1 Description du site ... 16
3.1.1 Bassin versant et le sol... 18
3.2 Caractéristiques des quatre fossés... 19
3.3 Campagne d’échantillonnage ... 21
3.4 Pluviométrie ... 22
3.5 Programmation d’échantillonnage ... 23
3.6 Analyse et conservation des échantillons d’eau ... 25
3.7 Évaluation de débit: prise de mesures dans les canaux et bassins ... 26
3.7.1 Instruments de mesure de niveau d’eau ... 27
4 Résultats... 29
4.1 Historique de pluies ... 29
4.2 Périodes d’échantillonnage et d’analyse des comportements hydrauliques ... 31
5 Bilan et discussion des résultats ... 53
5.2 Qualité de l’eau ... 54
5.3 Performances épuratoires ... 57
Conclusion ... 59
Bibliographie ... 63
Annexe 1. Rapport de visite ... 69
Liste de tableaux
Tableau 1. Distribution de vitesse de sédimentation par rapport à la taille de particules (Berrouard 2010) ... 5
Tableau 2. Propriété des fossés et bassins versants ... 16
Tableau 3. Méthodes d’analyses de la qualité de l’eau ... 25
Tableau 4. Formules d’estimation du débit ... 27
Tableau 5. Les pluies importantes ... 31
Tableau 6. Périodes d’analyses de résultats ... 33
Tableau 7. Résultats d’analyses en écoulement de base ... 38
Tableau 8. Qualité de l’eau et écoulement de base ... 54
Tableau 9. Qualité de l’eau pendant la variation du débit ... 56
Liste de figures
Figure 1. Schéma le cycle de l'azote dans le sol (Morot-Gaudry 1997) ... 6
Figure 2. Cycle du phosphore (Bourque, 1997-2004). ... 8
Figure 3. Schéma de formation du ruissellement ... 9
Figure 4. Type des avaloirs ... 12
Figure 5. Aménagement du site ... 15
Figure 6 Schéma du site ... 16
Figure 7. Carte topographique ... 17
Figure 8. Champ à l’étude après une récolte ... 18
Figure 9. Aménagement de fossés. Exemple avec Hickenbottom ... 19
Figure 10. Photos de différents fossés ... 20
Figure 11. Photo d'un avaloir à débit variable restreint ... 21
Figure 12. Photos de pluviomètres ... 22
Figure 13. Exemple de la série de données pluviométriques ... 23
Figure 14. Canaux de mesures du débit ... 27
Figure 15. Historique de pluies observées sur les courbes IDF ... 29
Figure 16. Localisation de la station météorologique Arthabaska ... 30
Figure 17. Échantillonnage du 11 juin 2013 ... 35
Figure 18. Charges en MES ... 38
Figure 19. Concentrations et charges de nitrates... 39
Figure 20. Concentrations et charges d’azote total ... 40
Figure 21. Concentrations et charges d’azote ammoniacal ... 40
Figure 22. Concentrations et charges d’orthophosphate ... 41
Figure 23. Concentrations et charges de phosphore total ... 42
Figure 24. Échantillonnage du 13-14 août ... 43
Figure 25. Échantillonnage des 22-23 août ... 45
Figure 26. Variation des hauteurs des 22-28 août 2013 ... 46
Figure 27. Variation des débits du 21-31 mai ... 47
Figure 28. Variation des hauteurs du 21-31 mai 2013 ... 48
Figure 29.Variation du débit du 22 au 26 juin 2013 ... 50
Remerciements
Ce mémoire est le résultat d'un travail de recherche de plusieurs mois. En préambule, j'aimerais adresser mes remerciements aux personnes qui m'ont aidé pour la réalisation de cette recherche et la rédaction de ce mémoire.
En commençant par remercier tout d'abord Monsieur Sylvain Jutras, directeur de recherche de ce mémoire pour son soutien financier, sa confiance et sa patience. Malgré les difficultés rencontrées, je suis reconnaissante qu'il m'ait permis de réaliser ce projet. J’aimerais également remercier ma codirectrice, Geneviève Pelletier, pour son soutien énergisant rempli d’humour. Elle a cru en mes capacités et m’a guidée tout au long de mon cheminement. Merci à Monsieur Paul Lessard pour son aide précieuse et pour le temps qu'il m'a consacré.
Merci beaucoup aux représentants du Ministère de l’Agriculture, des Pêcheries et de l’Alimentation du Québec (MAPAQ) Mikael Guillou et François Chrétien pour leur aide méthodologique.
J’adresse mes remerciements à mes collègues qui se sont impliqués dans la réalisation de ce projet. J’aimerais remercier Christiane Dupont pour son aide à la mise en fonctionnement du site et pour sa volonté de partager les défis de ce projet. Merci beaucoup à Jean-Sébastien Gauthier pour son aide indispensable sur le terrain et au laboratoire. Je remercie également François Larochelle pour son aide méthodologique et son support sur le terrain. Je remercie Alain Brousseau pour son aide à la réalisation d’analyses et son soutien technique.
Je tiens à remercier mes collègues étudiants pour leur soutien, leur gentillesse et leur disponibilité. Merci à Alain Marcoux pour son intérêt manifesté envers le projet et son aide sur terrain. Je remercie également Simon Rochette pour son aide en traitement de données.
Enfin, j'adresse mes plus sincères remerciements à ma famille : mon époux, ma fille et tous mes proches et amis, qui m'ont accompagné, aidé, soutenu et encouragé tout au long de la réalisation de ce mémoire.
1 Introduction
Les activités agricoles ont un impact sur l’environnement. Les sources de pollution agricole se trouvent au champ sous forme de particules de sol, de matière organique et de fertilisants. L’écoulement de l’eau transporte les particules de sol, la matière organique et les minéraux vers les cours d’eau. Une fois rendues au cours d’eau récepteur, ces substances peuvent être considérées comme des polluants dépendamment de leur concentration.
Le ruissellement des champs agricoles peut donc causer l’augmentation des concentrations de phosphore, d’azote, de matières en suspension, et modifier la turbidité dans les cours d’eau récepteurs (Environnement Canada). Ces modifications provoquent une augmentation de la production biologique des algues et plantes aquatiques. Cette production biologique est associée à la réduction de l’oxygène dissous dans l’eau et le remplacement d’organismes par des espèces mieux adaptées aux nouvelles conditions (MDDELCC 2015 a). Dans les cas où les cours d’eau sont utilisés comme sources d’eau potable, la dégradation de leur qualité d’eau peut avoir un impact significatif sur la qualité de l’eau potable et causer l’augmentation des coûts de traitement.
Pour réduire l’impact de la pollution agricole sur les cours d’eau, plusieurs mesures d’amélioration des pratiques agricoles et des mesures d’aménagement peuvent être réalisées. Un aménagement de fossés avaloirs fait partie de ces mesures. Les fossés avaloirs permettent de retenir les eaux de ruissellement pour favoriser la sédimentation et ensuite relâcher des eaux moins chargées en polluants dans le réseau hydrographique.
Différents modèles d’avaloirs peuvent être utilisés. L’avaloir de type écumoire est largement utilisé aux États-Unis (Rivard et Rinfret 2011). Ce type d’avaloir permet de relâcher l’eau à partir de la surface de la retenue d’eau, donc une eau qui est moins chargée en sédiments. Son efficacité n’a pas encore été démontrée en climat froid avec de la neige et de la glace (Rivard et Rinfret 2011). L’avaloir de type Hickenbottom est largement utilisé au Québec (Brochu et Desjardins 1993).
Le but de projet de recherche est de comparer le comportement de différents types d’avaloirs et d’évaluer leur efficacité. Dans le cadre du projet, trois types d’avaloir ont été installés : écumoire, Hickenbottom et avaloir à débit variable. Le projet vise à déterminer le débit d’écoulement sortant des aménagements et d’évaluer son contenu en azote, phosphore et matières en suspension. Les résultats obtenus seront comparés avec ceux obtenus pour le fossé témoin, ce dernier servant à estimer les conditions sans aménagement.
Étant donné le principe de fonctionnement, nous nous attendons à ce que les meilleures performances proviennent de l’avaloir Écumoire. Les moins bonnes conditions devraient être observées au Fossé témoin étant donné l’absence d’un bassin de sédimentation.
La section «Mise en contexte et revue de littérature» donne un aperçu de l’état des connaissances sur les mesures de réduction des impacts sur l’environnement et présente les attentes en termes d’efficacité des fossés avaloirs. Ensuite, la description détaillée du site et des aménagements est présentée. Les types d’instruments et appareils de mesures sont également décrits dans cette section. La particularité de la programmation des appareils de mesures et d’échantillonnage, les méthodes d’analyses et de calcul sont présentées dans la section «Méthodologie». L’ensemble des résultats obtenus et la discussion sont présentés dans les sections «Résultats» et «Bilan et discussion de résultats». En se basant sur les analyses de résultats et les observations, des conclusions ont été formulées et présentées dans la partie finale de ce rapport. Le rapport contient la liste complète de la bibliographie et les annexes.
2 Mise en contexte et revue de littérature
Les sources principales de la pollution agricole se trouvent au champ sous forme de particules de sol, de matière organique et de fertilisants. L’utilisation des engrais et l’enrichissement du sol en matières essentielles à la croissance des plantes sont utilisés pour augmenter la productivité agricole (Tilman et al. 2002). Les deux éléments principalement utilisés pour stimuler la croissance de plantes sont l’azote et le phosphore. Ces éléments produisent un impact similaire en milieu aquatique : l’augmentation de la quantité du phosphore et d’azote crée des conditions favorables à l’eutrophisation (Gangbazo et al. 2006). Un effet cumulatif de la présence de fertilisants et de la croissance de la masse de plantes aquatiques cause la dégradation générale de la qualité de l’eau. Pour cette raison, le phosphore et l’azote sont considérés comme des polluants en milieu aquatique. Les autres polluants dans l’eau sont les particules de sol et la matière organique.
2.1 Polluants
2.1.1 Matières en suspension
L’eau de ruissellement du champ transporte les particules de sol et la matière organique sous la forme de sédiments et de substances dissoutes. Les substances chimiques toxiques peuvent se fixer aux sédiments ou être absorbées, pour être ensuite transportées et déposées en milieu aquatique (Environnement Canada 2011). Selon la même source, la présence dans l’eau de sédiments peut avoir un impact néfaste sur la population des poissons dans les cours d’eau récepteurs en se déposant sur les zones de frai, par exemple. La présence de sédiments et de polluants influence le goût et l’odeur de l’eau potable (Gangbazo et al. 2006).
Les sédiments dans l’eau peuvent être dissous et en suspension. Les sédiments en suspension sont exprimés en concentration de matières en suspension (MES). Les particules en suspension possèdent des diamètres supérieurs à 0,5 µm (MDDELCC 2014). Les particules ayant un diamètre inférieur à 0,5µm sont dissoutes dans l’eau.
Une partie des MES dans l'eau peut être enlevée par sédimentation. Généralement, les particules grossières (sable) sont facilement sédimentables, car leur temps de sédimentation est court. Les particules fines par contre, sont plus difficiles à sédimenter. Selon Vallet (2011), 80 % des particules des eaux de ruissellement urbain ont un diamètre inférieur à 25 µm et 57 % inférieur à 15 µm. Il est à noter également, que la fraction des fines particules offre une grande surface spécifique d'adsorption pour les polluants.
2.1.2 Sédimentation
La sédimentation est un processus par lequel les particules se déplacent grâce aux forces de gravité. Les particules présentes dans l'eau descendent vers les couches inférieures. Pour utiliser la sédimentation dans le but d'épurer l'eau il est nécessaire de créer un bassin pour donner le temps aux sédiments de décanter au fond. À la surface du bassin, l'eau, libérée des sédiments est considérée comme l'eau épurée.
Généralement, la sédimentation est caractérisée par la vitesse de chute (ou de sédimentation) des particules qui se trouvent dans l'eau. Selon la loi de Stokes (Tchobanoglous et Schroeder 1987), la vitesse de chute peut être déterminée à l'aide de l'équation suivante:
Vs= g (ρp - ρw) dp 2
où: 18 µ
Vs - vitesse de sédimentation de la particule, m/s; g - accélération gravitationnelle, m/c2;
ρp -masse volumique de particule, kg/m3; ρw - masse volumique de l'eau, kg/m3; dp - diamètre de particule, m;
µ - viscosité dynamique de l'eau, Pa. s
Néanmoins, selon Vallet (2011) il est nécessaire de mesurer les vitesses de chutes pour les particules inférieures à 20 µm étant donné que les hypothèses simplificatrices utilisées dans la loi de Stokes ne sont plus valides pour ces diamètres de particules.
Comme nous pouvons le constater, dans la loi de Stokes la vitesse de sédimentation diminue avec la réduction du diamètre (taille) des particules. Selon Vallet (2011), la distribution de tailles des particules est très étendue et différente pour chaque événement de pluie. Le pourcentage de fines particules (dp <75 µm) varie entre 20 et 80 % de la masse de particules en suspension de l'eau de ruissellement urbain. Selon S. M. Cha et al. (2013), 80 % de particules des eaux de ruissellement agricole dans le cadre de son projet de recherche possédaient les diamètres inférieurs à 50 µm.
Plusieurs études ont été réalisées pour confirmer la relation directe entre la taille de particule et la vitesse de sédimentation. Selon Berrouard (2010), cette hypothèse n'a pas été confirmée: «il faudrait donc parler des tendances, plutôt que de valeurs de vitesses uniques et représentatives par rapport à la taille de particules». La densité de particules est une autre composante importante qui détermine la vitesse de sédimentation des
variation de la masse volumique est associée à la fraction de matière organique. Plus précisément, plus la fraction de matière organique est importante, plus la masse volumique des particules est faible.
Selon SA et al. (2003), les sols inorganiques sont composés des particules avec les masses volumiques plus importantes par rapport aux masses volumiques des particules de sols qui contiennent des matières organiques. Selon la même source, la masse volumique est proportionnelle à la taille des particules.
Pour bien déterminer la vitesse de sédimentation il est donc important de caractériser la masse volumique selon la classe de taille de particules.
Plusieurs études ont été réalisées pour mettre en relation le type de polluant et la dimension de la particule sur laquelle il est absorbé. Selon Berrouard (2010), le phosphore total et l'azote total s'accrochent à des particules de diamètre de 11 à 150 µm. Plus spécifiquement, 30 à 60 % de l'azote total particulaire et 30 à 50 % du phosphore total est associé à des particules ayant des diamètres inférieures à 20 µm.
Selon les données résumées au Tableau 1, la vitesse de sédimentation des particules inférieures à 20 µm. est de 2,9 cm / h. Pour clarifier un mètre de profondeur de l'eau par la sédimentation le temps de rétention doit être de 34,7 h. tandis que pour les particules de 75 µm le temps de rétention pour les mêmes conditions est de 0,5 h. Le temps de rétention plus long doit donc permettre de sédimenter la plus grande gamme de tailles de particules et de polluants.
Tableau 1. Distribution de vitesse de sédimentation par rapport à la taille de particules (Berrouard 2010)
Taille, µm Vitesse de sédimentation (cm / h)
<5 0,2 5-10 0,9 10-20 2,9 20-75 9 >75 180
2.1.3 Azote et transformation
L’azote est un élément essentiel au développement des plantes. Généralement, l’azote se trouve dans le sol sous forme organique et doit être minéralisé pour être assimilé par les plantes. La minéralisation est le résultat de la décomposition de l’azote organique par les bactéries et les champignons. La Figure 1 présente de façon générale le cycle d'azote dans le sol.
Figure 1. Schéma le cycle de l'azote dans le sol (Morot-Gaudry 1997)
Tout d’abord, l’azote organique est converti en acides aminés ou en azote ammoniacal. Par la suite, les microorganismes nitrificateurs transforment l’azote ammoniacal en nitrate (N’Dayegamiyae et al. 2007). Le nitrate par la suite est consommé par les plantes.
Étant donné que le nitrate est un anion soluble, qui n’est pas retenu dans le sol, les ions de nitrates peuvent être lessivés par des fortes pluies (Verhallen et LeBoeuf 2006). L’ammonium participe dans les échanges cationiques et, pour cette raison, il n’est pas associé au lessivage, c’est à dire qu’il est retenu dans le sol. Il est à noter que lors de la saturation du sol, la conversion de l’ammonium en nitrates est interrompue (Verhallen et LeBoeuf 2006).
La perte d’azote du sol réduit la productivité des champs agricoles. Le degré de minéralisation et la quantité de nitrates qui peuvent être lessivés sont difficiles à déterminer. Le type de culture en rotation, les modes de fertilisation, les techniques culturales, les teneurs en matière organique du sol et les résidus organiques apportés, la texture et la structure du sol, le pH et les conditions pédoclimatiques peuvent influencer la quantité de nitrates solubles (N’Dayegamiyae et al. 2007).
Selon les résultats de recherches réalisées en Ontario, les pertes d’azote dues à des pluies intenses ne sont pas significatives (Verhallen et LeBoeuf 2006). Des pertes élevées ont été observées dans les zones d’accumulation d’eau. Verhallen et LeBoeuf (2006) mentionnent que la perte d’azote est beaucoup plus
importante quand le sol agricole est saturé durant la longue période de temps. Les bactéries du sol utilisent les nitrates comme source d’oxygène quand le sol est gorgé d’eau en produisant l’azote gazeux qui est par la suite libéré dans l’atmosphère.
Selon les recherches réalisées au Québec, les concentrations de nitrates les plus élevées du ruissellement agricole ont été observées durant l’été et lors de période d’étiage estivale (Corriveau et al. 2010).
Une fois rendu au cours d’eau, le nitrate peut causer un impact néfaste car il est toxique pour certaines espèces aquatiques (Corriveau et al. 2010). Puisque le nitrate est un nutriment, sa présence influence la croissance et le développement des plantes et des algues dans les cours d’eau récepteurs.
Pour déterminer si les concentrations de polluants au cours d’eau sont élevées, elles peuvent être comparées avec les critères de la qualité d’eau de surface (MDDELCC 2015 b). Les critères sont établis pour les nitrates et l’azote ammoniacal.
Le critère de 2,9 mg/L est établi pour la protection de la vie aquatique (effet chronique). Il est à noter que ce critère vise des effets toxiques et il ne tient pas compte des effets d’eutrophisation. Ce critère est présentement en révision (MDDELCC 2015 b).
Deux critères de prévention de la contamination d’eau ont été établis pour l’azote ammoniacal. Le dépassement de la concentration de 0,2 mg/L peut compromettre la désinfection de l’eau potable et le dépassement d’une valeur de 1,5 mg/L peut altérer les propriétés organoleptiques et esthétiques de l’eau potable.
Les critères mentionnés ont été utilisés lors de l’analyse de résultats.
2.1.4 Phosphore et transformation
Un autre élément qui contrôle la croissance des plantes est le phosphore. La Figure 2 résume le cycle du phosphore. Le phosphore est absorbé par les plantes et par la suite transféré aux animaux par la chaine alimentaire. Une partie de phosphore consommé est retournée aux sols par les excréments des animaux et la matière organique morte. Une autre partie de phosphore est transportée vers les cours d'eau.
Figure 2. Cycle du phosphore (Bourque, 1997-2004).
Selon Beaudet et al. (2008), les sols contiennent une quantité de phosphore excédant de 15 à 150 fois les besoins des plantes. Seulement une petite partie de ce phosphore est biodisponible. Ce phosphore est présent en solution dans le sol sous forme d’ions orthophosphates. Étant donné que la quantité de phosphore biodisponible naturel est insuffisante, les fertilisants phosphatés sont utilisés pour combler les besoins des plantes.
Lors de la saturation du sol et du ruissellement, le phosphore facilement soluble passe en solution. «Le phosphore dissous est presque entièrement biodisponible, mais seule une fraction du phosphore attaché aux particules de sol l’est. Selon les propriétés des particules de sol transportées, cette portion peut varier considérablement, de 7 à 80% selon plusieurs études en milieu nordique» (Beaudet et al. 2008). Selon la même source, la capacité des sédiments en suspension à fixer ou relâcher le phosphore dépend de leurs propriétés physicochimiques. Dans les cours d’eau, cette capacité dépend de l’origine des sédiments ainsi que des processus et des conditions chimiques, physiques et biologiques que possède le réseau hydrographique. Selon Michaud et al. (2002), la problématique agroenvironnementale n’est pas liée à la nature soluble ou particulaire de la charge en phosphore, mais plutôt au degré de biodisponibilité de la charge globale.
Selon les résultats des études réalisées en climat tempéré, il est possible de présumer que la plus importante partie du phosphore est transportée à la fin de l’hiver et tôt au printemps. La biodisponibilité du phosphore pendant cette période est faible. Les surfaces les plus vulnérables à cette érosion sont associées à la présence de sols peu perméables, à la proximité de cours d’eau et aux autres conditions favorisant la saturation du sol. Les concentrations de phosphore sont corrélées avec le débit, tandis que la biodisponibilité du phosphore varie selon le régime hydrique (Michaud et al. 2002). Les charges en phosphore lors de période de crue sont généralement moins biodisponibles que les charges en régime d’écoulement de base et en période d’étiage (Beaudet et al. 2008). Le ruissellement et la rétention d’eau lors de période d’étiage sont des sources ponctuelles de contamination des eaux de surface (Beaudet et al. 2008).
Selon Gangbazo et al. (2006), les charges en phosphore dans l’eau de ruissellement des champs de soya sont élevées. L’excès de ce nutriment dans l’eau d’un cours d’eau récepteur se manifeste souvent par l’accélération de la croissance des algues et d’autres plantes aquatiques et par la diminution de l’oxygène dissous dans l’eau (Gangbazo et al. 2006).
Pour évaluer si les concentrations en phosphore total sont élevées, un critère de protection de la vie aquatique (effet chronique) est utilisé. Le critère de 0,03 mg/L vise à limiter la croissance excessive d’algues et de plantes aquatiques dans les ruisseaux et les rivières. Il est à noter que cette valeur n’assure pas la protection des lacs en aval (MDDELCC 2015 b).
2.2 Ruissellement
Le ruissellement se forme durant la pluie et transporte les polluants vers les petites rigoles, fossés et par la suite vers les ruisseaux et cours d’eau. La Figure 3 présente les principaux facteurs qui influencent la formation et les propriétés du ruissellement. De façon générale les facteurs sont les suivants : la pluie, la rugosité du sol, la perméabilité du sol, la profondeur de la nappe phréatique, les pertes par dépression et l’évaporation.
Figure 3. Schéma de formation du ruissellement
Le volume de ruissellement dépend entre autres de l’intensité et de la hauteur de la pluie. Une fois tombée sur le sol, l’eau de la pluie commence à s’infiltrer dans le sol, à remplir les vides et les dépressions en formant des flaques d’eau. La perméabilité du sol est liée à la quantité de vides. (Robitaille et Tremblay 1997).
du sol commencent à se remplir d’eau, nous pouvons dire que le sol commence à être saturé. Quand le sol est saturé et que les dépressions sont remplies, l’eau de pluie commence à ruisseler en surface du sol et à transporter les polluants vers un cours d’eau. L’eau évaporée ne fait pas partie du ruissellement.
Pour diminuer le volume du ruissellement et réduire l’impact sur les cours d’eau, il est nécessaire de retenir l’eau en surface du champ et de favoriser l’infiltration.
Le niveau de la nappe d’eau souterraine limite la couche de sol disponible pour l’infiltration. Le drainage du terrain permet d'augmenter l’épaisseur de cette couche et améliorer la perméabilité du sol (Duguet et al. 2002). Il est également important de conserver la texture du sol en évitant de le compacter. Le semis direct peut être utilisé dans le but de maintenir la perméabilité du sol.
L’augmentation de la rugosité du sol permet de retenir l’eau plus longuement en surface du champ pour ensuite l’infiltrer. La végétation conservée au champ permet d’augmenter la rugosité et de ralentir le ruissellement.
2.3 Réduction de l’impact sur l’environnement
Pour améliorer la qualité d’eau dans les cours d’eau récepteurs, il est nécessaire de réduire l’apport des sédiments et des polluants des champs agricoles. Pour ce faire, les techniques culturales doivent être révisées et optimisées. Le remplacement des cultures annuelles par des prairies dans les plaines inondables permet de réduire un apport important de sédiments lors des inondations (Ganbazo et al. 2006). L’implantation de bandes enherbées aux bords des cours d’eau permet de conserver les sols et retenir une partie des sédiments. Les aménagements des bandes riveraines, des bandes enherbées et des bandes filtrantes dans les bassins versants agricoles permettent de réduire de 30% le flux de phosphore (Pezet et al. 2010). Aussi, pour réduire le flux de phosphore, la fertilisation doit être réalisée d’une manière à éviter les excédents. Selon Ganbazo et al. (2006), la mise en place de pratiques culturales de conservation (rotation de cultures, semis direct) doit être réalisée. Les études réalisées par Duchemin et al. (2010) démontrent les avantages de la technique de semis direct. «Le semis direct, comparativement au travail conventionnel, permettait de diminuer considérablement l’érosion hydrique entre les travaux de sol effectués à l’automne et au printemps» (Duchemin et al. 2010).
La réduction du volume de ruissellement doit être envisagée parmi les mesures de conservation des sols. Selon Duguet et al. (2002), il est avantageux d’utiliser des pratiques culturales qui favorisent, à la fin de
l’automne, la rugosité de surface du champ et la présence de résidus de culture. Étant donné que le haut niveau de la nappe phréatique augmente le volume du ruissellement, un système de drainage doit être aménagé. Selon Beaudet et al. (2008), le drainage souterrain atténue les exportations totales de phosphore vers l’écosystème aquatique.
La création de zones de rétention d’eau favorise la sédimentation et permet de régulariser les écoulements vers les cours d'eau. La vitesse et l’efficacité de sédimentation dépendent de la forme, de la taille et de la densité relative des particules (section 2.1.2). Pour cette raison, les sols sablonneux, avec une taille de particule de l’ordre de 1000 µm (sable grossier), sont plus facilement décantables que les sols argileux avec un diamètre de particule de 4 µm (MDDELCC 2014). Le temps de séjour dans un bassin ainsi que la taille et nature de particules influencent sur la performance d’épuration. Selon Guillou (2013), le temps de sédimentation pour le sable varie, dépendamment de la taille des particules, de 17 secondes à 2 minutes, tandis que la sédimentation d’argile prend plus de 6 jours. Pour fournir un temps de séjour plus long, un bassin de rétention doit avoir un plus grand volume et plus grand surface. Il est à noter que durant la rétention, une partie du phosphore particulaire peut se transformer en phosphore biodisponible (Beaudet et al 2008). Selon Michaud et al. (2002), les précipitations suivant des périodes d’étiage provoquent des hausses du débit dans les rigoles même en l’absence du ruissellement au champ. Lors de ces précipitations, des charges élevées en phosphore biodisponible sont observées. L’abondance et la nature colloïdale des sédiments dans les retenues d’eau favorisent la transformation du phosphore en forme biodisponible. Les ouvrages de rétention doivent être conçus de manière à éviter les risques de contamination et la remise en suspension des polluants.
Dans le cadre du présent projet, des ouvrages de type « avaloirs » ont été mis en place. Ces ouvrages forment des retenues d’eau pour créer des conditions propices à la sédimentation des polluants. La description de ces ouvrages est présentée à la section suivante.
2.3.1 Utilisation des avaloirs
Un avaloir est une structure permettant de restreindre l’écoulement de l’eau et de créer une zone de rétention. Trois types d’avaloirs sont généralement utilisés : Hickenbottom, écumoire, et avaloir à débit variable.
L’utilisation d’avaloir de type Hickenbottom est recommandée au Québec (Brochu et Desjardins 1993). Les orifices permettant de contrôler le débit sortant de cet avaloir sont uniformément distribués sur la surface de cette structure. Le nombre et le diamètre des orifices varient dépendamment du débit sortant et des objectifs d’aménagement. La Figure 4 donne un aperçu de cet avaloir. L’avaloir de type Hickenbottom peut être intégré au système de drainage en surface et dans le système souterrain. Il peut être installé à la sortie d’un grand
bassin de rétention, dans un petit bassin de sédimentation ou être utilisé localement au champ dans les petites dépressions.
Un autre type d’avaloir utilisé est l’avaloir écumoire (Figure 4). Cet avaloir est largement utilisé aux États-Unis (Rivard et Rinfret 2011). La particularité de cette structure est qu’il s’agit d’un système flottant. Les orifices qui relâchent l’eau sont toujours situés à la surface de l’eau permettant seulement l’écoulement de l’eau de surface. L’écumoire flottante est généralement utilisée avec les bassins de sédimentation ou de rétention.
Avaloir Hickenbottom Avaloir Écumoire (Rivard et Rinfret 2011)
Figure 4. Type des avaloirs
Un avaloir à débit variable a été fait par les étudiants de l’Université Laval selon les objectifs de recherche. Il s’agit d’un avaloir en plastique avec les orifices distribués sur la colonne d’avaloir. Le nombre et diamètre des orifices ont été déterminés sur le site selon les observations sur le terrain. L’objectif a été de faire un avaloir plus restreint au niveau du débit sortant que l’avaloir Hickenbottom. C’est-à-dire créer une zone de rétention plus importante que celle de l’avaloir Hickenbottom. L’autre condition à respecter est d’éviter le débordement d’une zone de rétention pour ne pas inonder la surface du champ.
Dépendamment des objectifs de traitement et de l’ordre de grandeur des ouvrages visés, la zone de rétention peut être un bassin de sédimentation ou un bassin de rétention. Le terme «bassin de sédimentation» sera utilisé pour présenter les zones de rétention de petites et moyennes tailles, avec un temps de rétention
relativement court (quelques heures), et le terme «bassin de rétention» pour désigner les bassins où le temps de séjour de l’eau est plus long (quelques jours).
Les bassins de sédimentation créés à l’aide des avaloirs pour les fossés de drainage forment des fossés avaloirs. Les eaux clarifiées dans les bassins de sédimentation sont relâchées de nouveau dans des fossés existants vers les cours d'eau récepteurs.
L’efficacité d’un fossé avaloir est liée à sa capacité de retenir les sédiments dans un bassin de sédimentation et de contrôler un débit de pointe. Cette capacité dépend du temps de séjour de l’eau dans le bassin et de ses dimensions. Selon Edwards et al. (1999), l’efficacité des bassins de sédimentation pour les eaux de ruissellement agricole équipés d’un avaloir peut être la suivante : 94% en sédiments, 76% en azote et 52% en phosphore. Il est à noter que le bassin aménagé était de 50 m2. Ce bassin était équipé de chicanes pour empêcher la remise en suspension de sédiments. La majorité des sédiments et des nutriments (phosphore et azote) a sédimenté durant les 4 premières heures de vidange du bassin.
Étant donné que le bassin de sédimentation est plus petit que le bassin de rétention, nous pouvons supposer qu’il est moins efficace. Les fossés avaloirs devraient être plus performants que les fossés sans aménagement. En même temps, les bassins de sédimentation peuvent avoir un avantage par rapport aux bassins de rétention au niveau de la remise en suspension des sédiments et de la transformation du phosphore sous forme biodisponible. Les coûts moindres d’aménagement d’un bassin de sédimentation avantagent également son utilisation.
2.4 Hypothèses et objectifs de recherche
Les fossés avaloirs permettent de régulariser le débit lors de pluies et créer les zones de rétention. Les zones de rétention des fossés avaloirs permettent de sédimenter et retenir des polluants. Selon la logique d’épuration d’eau par la sédimentation, l’avaloir écumoire doit fournir les meilleures performances épuratoires car il flotte en surface et fait sortir seulement de l’eau claire. Les performances moyennes doivent être rencontrées avec les avaloirs Hickenbottom et à débit variable. Le Fossé témoin représente les conditions sans aménagement étant donné l’absence d’un bassin de sédimentation. Nous attendons que les concentrations de polluants au Fossé témoin soient toujours les plus élevées.
Le but du projet est de comparer le comportement hydraulique ainsi que de valider l’efficacité épuratoire de différents fossés avaloirs. Plus précisément les objectifs du projet sont les suivants :
• Caractériser et comparer le comportement hydraulique de différents types de fossés avaloirs • Évaluer les performances épuratoires de bassins de sédimentation formés par les différents avaloirs
3 Méthodologie
Un champ agricole a été sélectionné pour réaliser le présent projet de recherche. Ce champ possède quatre fossés de drainage. Les bassins versants de chaque fossé possèdent des superficies similaires. Les conditions du sol, l’usage, la pente de terrain sont également similaires et homogènes pour les quatre fossés.
Trois fossés-avaloirs ont été aménagés dans le cadre du projet. Les ouvrages de contrôle (avaloirs) ont été intégrés aux fossés agricoles existants. L’aménagement des avaloirs a permis d’utiliser les fossés en amont d’aménagement comme les zones de rétention. Voici les fossés avaloirs qui ont été aménagés :
Fossé standard – créé à l’aide d’avaloir Hickenbottom; Fossé écumoire – créé avec un avaloir écumoire; Fossé à débit variable – aménagé avec un avaloir.
Un fossé n’a pas été modifié pour représenter des conditions sans aménagement; c’est le Fossé témoin qui permet de faire la comparaison et estimer l’efficacité des fossés avaloirs.
La Figure 5 donne un aperçu d’aménagement du site à l’étude.
3.1 Description du site
Quatre fossés ont donc été aménagés au site qui se trouve au 912, rang Landry à Saint-Valère, dans la région administrative du Centre-du-Québec (MRC Arthabaska). Le site est limité au nord par le Rang Landry. Une zone boisée se trouve au sud et à l’ouest du site. À l’est du site se trouvent un champ agricole et un boisé. Le site est entièrement situé en zone agricole. Le schéma d’aménagement du site et localisation des fossés est présenté à la Figure 6.
Tableau 2 résume l’information sur les longueurs des fossés et superficies des bassins versant de chaque fossé. L’estimation des superficies de bassins est réalisée à l’aide d’un relevé topographique réalisé dans le cadre du projet.
Figure 6 Schéma du site
Tableau 2. Propriété des fossés et bassins versants
Description Fossé
écumoire
Fossé témoin Fossé standard Fossé à débit
variable Total Superficie de bassin versant 1,18 ha 1,47ha 1,76 ha 1,55 ha 5,96 ha Longueur de fossé 627 m 641 m 651m 654 m -
Selon la carte topographique présentée à la Figure 7, le ruisseau Tardif lié au bassin versant de la rivière Bulstrode, est situé à proximité du site. De façon générale, le site se draine vers la zone humide située au nord du ruisseau Bergeron et vers la rivière Bulstrode. La rivière Bulstrode se jette dans la rivière Nicolet et par la suite dans le fleuve Saint-Laurent. Selon la carte topographique, le site à l’étude se situe entièrement dans la zone délimitée par les courbes de niveau de 120 m, donc moins de 10 m de dénivelé, une pente faible.
Figure 7. Carte topographique
Le site est occupé par une culture de soya. Cette culture est en rotation annuelle avec la culture du blé et le foin. Pour maintenir la productivité du champ, des fertilisants sont utilisés. Le type de fertilisant et sa quantité dépendent de la culture et sont établis par un agronome. Les composantes des fertilisants utilisées sont les suivants : azote, phosphore et potassium. Parmi les fertilisants organiques, le compost est utilisé. Ces éléments sont distribués uniformément sur la surface de champ à l’aide de machinerie spécialisée. La
Site à l’étude N
3.1.1 Bassin versant et le sol
L’aménagement du site pour l’étude a été réalisé au cours de l’été 2012. Le bassin versant du site est composé de quatre sous-bassins délimités à partir de l’emplacement des instruments de mesure. Selon le relevé topographique réalisé dans le cadre du projet, les superficies des sous-bassins sont les suivantes : Fossé écumoire - 1,18 ha, Fossé témoin - 1,47 ha, Fossé standard – 1,76 ha et Fossé à débit variable – 1,55 ha.
La superficie totale du bassin versant est donc de 5,96 ha. Les superficies des sous-bassins versants ne sont pas identiques, c’est-à-dire que les débits et les volumes de ruissellement de chaque sous-bassin seront légèrement différents. Les plus gros débits devront logiquement être observés au Fossé standard.
Selon la carte consultée sur le site de l’Institut de recherche et de développement en agroenvironnement (IRDA), les sols du site sont du groupe «Tills glacières». Ces sols sont composés généralement de loam ou de loam sableux. Le drainage est bon ou modérément bon.Selon Beaulieu et al. b (2007)., un coefficient de ruissellement d’un champ composé de sols sablonneux et limoneux avec une pente faible est de 0,22.
Le terrain a été semé au début du mois de mai 2013 et le soya a été récolté à la fin de septembre 2013. Les résidus ont été conservés afin de réduire les pertes de sol et d’augmenter la rugosité du sol. La figure suivante donne un aperçu de la surface du champ en automne avec les résidus végétaux.
Figure 8. Champ à l’étude après une récolte
Selon Duguet et al. (2002), les caractéristiques du bassin versant (faible pente, présence de drainage de terrain, sol perméable) et les mesures appliquées au champ à l’étude (le semis direct, conservation des résidus au champ) permettront de réduire le volume de ruissellement et retenir une partie des polluants sur le champ.
3.2 Caractéristiques des quatre fossés
L'aménagement du site est composé de quatre fossés. La distance entre les fossés est d’environ 30 mètres. En installant les différents types d’avaloirs, trois bassins de sédimentation ont été créés. La superficie de chaque bassin est d’environ 25 m2. Pour faire les estimations du débit d’écoulement, des canaux Palmer-Bowlus ont été mis en place. Étant donné que les canaux sont jaugés, une simple prise de mesure de la hauteur d’eau est suffisante pour estimer le débit dans un canal.
Tel que présenté à la Figure 9, l’aménagement de fossés avec les bassins de rétention est le suivant : un ouvrage de contrôle (avaloir Hickenbottom) connecté avec un canal de 6 po (ou 15,2 cm) Palmer-Bowlus par la conduire de 6 po; un puisard, connecté avec un canal de 15 po Palmer-Bowlus par la conduite de 15 po (ou 38,1 cm); un regard de prise de mesures pour évaluation du débit et un regard d’échantillonnage. La description de l’instrumentation est présentée dans les sections suivantes.
Figure 9. Aménagement de fossés. Exemple avec Hickenbottom
Le Fossé écumoire est présenté à la photo 1 de la Figure 10. Selon les hypothèses de recherche, le dispositif de contrôle Faircloth Skimmer (ou écumoire) est le plus performant. Ce système, développé récemment, permet de vider le bassin à partir de la surface. Selon Rivard et Rinfred (2011), «des rendements améliorés ont été observés avec ce type d’équipement puisqu’il permet, par rapport à d’autres mécanismes de contrôle,
sur la photo 2 de la Figure 10, ne possède pas de bassin et représente les conditions sans aménagement. Les résultats d’analyses et de mesures seront comparés avec les résultats obtenus au Fossé témoin pour évaluer le niveau de performances des ouvrages de contrôle. Pour estimer le débit au Fossé témoin, un canal trapézoïdal a été installé. Une petite retenue d’eau a été créée en aval de ce canal pour placer une crépine d’échantillonneur automatique.
Au Fossé standard, un ouvrage de contrôle de type Hickenbottom a été installé. Le fabricant de ce type d’avaloir propose différents modèles possédant un nombre, un diamètre et une distribution variables des orifices. Les orifices de l’avaloir installé au Fossé standard sont distribués uniformément et possèdent un diamètre de 1 po (ou 25,4 mm). Au niveau hydraulique, ce type d’ouvrage de contrôle devrait être moins performant que l’écumoire. L’avaloir du Fossé standard est présenté à la photo 3 de la Figure 10.
Photo 1. Fossé écumoire (Féc) Photo 2. Fossé témoin (Ft)
Photo 3. Fossé standard (Fst) Photo 4. Fossé à débit variable (Fdv) Figure 10. Photos de différents fossés
Au Fossé à débit variable, un avaloir à débit variable a été installé. Comme présenté à la photo 4 de la Figure 10, les orifices avec de plus gros diamètre (3/4 po ou 19 mm) et en plus grand nombre ont été installés dans la partie inférieure de l’avaloir. Plus en hauteur, une série d’orifices de plus petit diamètre (23/64 po ou 9 mm) ont été percés. La conception de cet avaloir a toutefois été modifiée le 3 juillet 2013 d’après la fiche technique du MAPAQ (Guillou 2013). Le tiers des perforations de diamètre de 3/4 po (ou 19 mm) ont étéeffectuées sur les deux tiers inférieurs de la colonne et les deux tiers des perforations sur le tiers supérieur. Les modifications
sédimentation et d’augmenter le temps de rétention. La Figure 11 donne un aperçu de l’aménagement de l’avaloir modifié.
Figure 11. Photo d'un avaloir à débit variable restreint
Tel que présenté sur les photos des Figures 10 et 11, un écoulement d’eau est souvent observé dans les fossés. Pendant les périodes prolongées sans pluie, les fossés sont complètement secs. L’historique de pluie et les périodes de temps sec sont présentés dans la section «Résultats».
3.3 Campagne d’échantillonnage
Une campagne d’échantillonnage et de prise de mesures a été réalisée du 15 mai au 28 août 2013. Cette campagne visait à récolter les données suivantes :
• Pluviométrie;
• Échantillons de qualité de l’eau dans les quatre fossés; • Mesures du débit dans les fossés, et;
• Mesures du niveau de l’eau dans les bassins.
Les précipitations ainsi que les niveaux d’eau dans les canaux et les bassins ont tous été enregistrés en continu. Généralement, les hauteurs dans les canaux et les précipitations ont été enregistrées chaque 5 minutes ou moins. L’intervalle de temps maximal entre deux prises de mesures des hauteurs dans les bassins a été de 15 minutes.
Les observations réalisées durant les visites de terrain ont été documentées avec photos, vidéos et rapports de visites. Deux caméras de chasse et un appareil photo ont été utilisés pour détecter une augmentation des
hauteurs d’eau dans les fossés. Les photos et les vidéos complètent l’information reçue lors de visites de terrain ont été utilisés pour analyser les résultats de mesures et d’échantillonnage.
Pour uniformiser les notes de terrain et recueillir une information complète, un formulaire de rapport de visite de terrain a été créé. Un exemple d’un rapport de visite est présenté à l’Annexe 1. Les rapports de visites, les photos, les vidéos et les données enregistrées par les appareils de mesures ont été utilisés lors de l’analyse de résultats. Les sections suivantes présentent les appareils de mesures et la méthodologie d’analyse des résultats.
3.4 Pluviométrie
Deux pluviomètres ont été installés sur le site pour enregistrer les données pluviométriques. La Figure 12 donne un aperçu de ces installations. Un pluviomètre ISCO (ISCO 674 Rain Gauge) a été installé au Fossé écumoire en aval du bassin de sédimentation. Il a été installé afin de commander le départ des auto-échantillonneurs en fonction de la pluie et pour enregistrer les données. Les données de la pluviométrie ont été aussi enregistrées par un auto-échantillonneur ISCO et traitées avec le logiciel Flowlink (ISCO inc.). Un auget basculant qui est installé à l’intérieur du pluviomètre enregistre chaque basculement de l’auget. Ces données permettent d’estimer l’intensité et la hauteur de la pluie. Selon le guide du fabricant, un balancement de l’auget du pluviomètre ISCO se produit à chaque 0,01 po (ou 0,254 mm) de pluie.
Figure 12. Photos de pluviomètres
Un pluviomètre ONSET (HOBO Data Logging Rain Gauge) a été installé en amont de l’aménagement du Fossé écumoire. Le basculement de l'auget selon le fabricant est de 0,2 mm. Les données enregistrées par
Les deux pluviomètres (ISCO et ONSET) ont été les principales sources de données sur la hauteur et l’intensité de pluie. À titre d’exemple, la Figure 13 donne un aperçu de la série de données enregistrées entre le 6 et le 27 juin 2013 par le pluviomètre ONSET.
Figure 13. Exemple de la série de données pluviométriques
Pour analyser et décrire la pluviométrie, il est nécessaire de délimiter les pluies. Par la suite, il est possible de décrire chaque événement choisi à l’aide des paramètres suivants : l’intensité de la pluie, sa durée et la fréquence d’événement ainsi que la hauteur d’eau.
Une méthode proposée par Powell et al. (2007), a été utilisée pour délimiter les pluies. C'est à dire déterminer le début et la fin de chaque pluie. Cette méthode prend en compte la durée de la pluie, la durée du temps sec et l’intensité de la pluie. L’intervalle entre les pluies doit être d’au moins 30% d’une durée de pluie. La période de temps sec pendant un événement de pluie peut être de 30 minutes à 4 heures. Si cette limite est dépassée, nous pouvons constater la fin de l’événement et délimiter la pluie. L’intensité de début et de fin d’un événement doit être supérieure à 0,51 mm/h.
Dans le but d'analyser le comportement hydraulique des bassins et canaux, certaines pluies ont été regroupées en séries d’événements. Ce regroupement a permis d’observer les cycles de remplissage et de vidange des bassins de sédimentation et de comparer les performances des différents types d’avaloirs.
3.5 Programmation d’échantillonnage
Quatre auto-échantillonneurs portatifs ISCO 6712 ont été utilisés sur le site. Un auto-échantillonneur permet de prendre 24 échantillons d’eau de 1 litre selon la programmation choisie. Les données enregistrées par les instruments ISCO sont téléchargées et traitées à l’aide du logiciel Flowlink. Les auto-échantillonneurs sont installés en aval des aménagements de fossés (voir la Figure 8). Les crépines ont été installées dans les
H auteur de pluie, m m, 5 min min
regards d’échantillonnage qui se trouvent en aval des regards de prise de mesure de débits. Les regards d’échantillonnage ont été aménagés pour ne pas affecter la prise de mesure des hauteurs d’eau dans les canaux.
Pour déclencher le départ des auto-échantillonneurs, un mode de programmation «Maître - Esclaves» a été utilisé. Le contrôle de départ a été réalisé à partir de l’échantillonneur «Maître» du Fossé écumoire. Deux modules complémentaires ont été installés sur cet appareil. Le premier module est le pluviomètre ISCO et le deuxième est une sonde de niveau à bulleur. Le module bulleur a servi pour estimer la hauteur de l’eau dans le bassin du Fossé écumoire. Pour déterminer le niveau de l’eau, ce module mesure la pression nécessaire pour faire sortir les bulles d’air du tuyau connecté au compresseur quand l’autre bout de ce tuyau est submergé dans l’eau. Les données sur la variation du niveau d’eau au bassin du Fossé écumoire sont enregistrées par l’auto-échantillonneur et traitées à l’aide de Flowlink.
La programmation a considéré le respect de deux conditions pour débuter l’échantillonnage : le niveau d’eau dans le bassin du Fossé écumoire et l’intensité de la pluie. Les autres échantillonneurs («Esclaves») ont été branchés à l’échantillonneur du Fossé écumoire («Maître») pour recevoir le signal de prise d’échantillons et remplir les bouteilles en même temps que l’échantillonneur «Maître». Les journaux d’échantillonnage de chaque appareil ont été téléchargés pour valider si la programmation a été respectée. La description des échantillonnages est présentée dans la section «Résultats».
De façon générale, la programmation pour la période d’observation du 15 mai 2013 au 28 août 2013 a été la suivante :
Partie A : Collecte de 3 bouteilles à 5 minutes d’intervalle si deux conditions sont respectées : l’intensité de la pluie est supérieure à 0,1 mm par 15 min et le niveau dans le canal est supérieur à 5 cm;
Partie B : Collecte de 5 bouteilles à 15 minutes d’intervalle, de 12 bouteilles à 30 minutes d’intervalle et puis 4 bouteilles à 4 heures d’intervalle si deux conditions sont respectées : le niveau d’eau dans un canal est supérieur à 5 cm et la partie A est complétée.
Le but de ce programme vise à bien caractériser la qualité de l’eau durant les 6 premières heures d’échantillonnage et à obtenir une idée de la qualité de l’eau pour la période de 24 heures. C’est pour atteindre ces objectifs que différents intervalles entre les prises de bouteilles ont été choisis.
3.6 Analyse et conservation des échantillons d’eau
Afin de préserver les échantillons dans des conditions non réfrigérées, des bouteilles ont été acidifiées à l’aide d’acide sulfurique. Pour ce faire, 4 ml d’acide sulfurique ont été ajoutés dans chaque bouteille en plastique de 1L des ISCO. Les bouteilles ont préalablement été lavées avec de l’eau chaude, rincées avec de l’eau distillée et séchées. L’acidification de bouteilles a été réalisée au Laboratoire hydrologique la Faculté de foresterie, de géographie et de géomatique de l’Université Laval. Les bouteilles acidifiées ont été installées dans les échantillonneurs ISCO avant l’échantillonnage.
Les analyses de matières en suspension (MES) ont été réalisées au Laboratoire hydrologique par les étudiantes du projet, conformément au «Protocole de traitement en laboratoire des échantillons d’eau prélevés à l’aide des appareils ISCO». Ce protocole est présenté à l’Annexe 2.
Lors des analyses de MES, deux échantillons ont été pris pour chaque échantillon initial. Les sous-échantillons sont pris avant et après la filtration. La filtration fait partie de l’analyse des MES.
Les sous-échantillons d’eau non filtrée ont été analysés par un chimiste du Laboratoire du Département des sciences du bois et de la forêt de l'Université Laval. À partir des sous-échantillons de l’eau non filtrée, l’azote total et le phosphore total ont été analysés. Les sous-échantillons de l’eau filtrée ont été également analysés au même laboratoire pour évaluer les concentrations de nitrates (N/NO3), d’azote ammoniacal (N/NH4) et d’orthophosphates (P/PO4).
Les méthodes d’analyses sont présentées au Tableau 3. La détermination des concentrations des MES a été réalisée à l’aide d’une méthode gravimétrique, en utilisant des filtres de 0,45 µm. Les filtres ont été séchés au four et pesés avant et après la filtration. La différence du poids des filtres ainsi que le volume d’eau filtrée ont été notés pour estimer la concentration des MES. Les autres paramètres ont été analysés à l’aide d’un appareil Lachat. Les échantillons ont été injectés dans cet appareil pour réaliser l’analyse chromatographique ionique et déterminer les concentrations des éléments injectés.
Tableau 3. Méthodes d’analyses de la qualité de l’eau
Paramètre Méthode utilisée
MES Détermination des solides en suspension totaux et volatils dans l’eau : méthode gravimétrique
Ptot eau non-filtrée Appareil Lachat. Méthode: 12-115-01-1-A Ntot eau non-filtrée Appareil Lachat. Méthode: 12-107-04-1-F P/PO4 eau filtrée Appareil Lachat. Méthode: 12-115-01-1-A N/NO3 eau filtrée Appareil Lachat. Méthode: 12-107-04-1-F N/NH4 eau filtrée Appareil Lachat. Méthode: 12-107-06-2-A
L’ensemble des résultats obtenus a été analysé pour caractériser la qualité d’eau et l’efficacité de fossés avaloirs lors de l’écoulement de base et durant la variation des débits. Pour comparer la qualité de l’eau, les échantillons d’eau pris en même temps dans les quatre fossés ont été utilisés. La caractérisation de la qualité de l’eau est réalisée selon les paramètres suivants : MES, azote total, azote ammoniacal, nitrates, phosphore total et phosphates.
L’efficacité épuratoire a été estimée pour les MES et le phosphore total à partir de données sur la qualité de l’eau. Les concentrations obtenues aux fossés avaloirs ont été comparées avec les résultats obtenus au Fossé témoin. La prise d’échantillons a été réalisée en même temps dans les quatre fossés. L’efficacité a été estimée à l’aide de la formule suivante :
(CF1-CFi)/ CF1 x 100 % (1) où :
CF1 – concentration moyenne au Fossé témoin; CFi – concentration moyenne aux Fossés avaloirs.
Les résultats de l’efficacité obtenue dans les fossés avaloirs sont comparés entre eux pour déterminer quel type d’avaloir est le plus performant au niveau de l’enlèvement des MES et du phosphore total.
3.7 Évaluation de débit: prise de mesures dans les canaux et
bassins
L’utilisation de canaux de mesure permet d’estimer le débit en mesurant les hauteurs d’eau. Deux types de canaux ont été utilisés : le canal trapézoïdal et le canal Palmer-Bowlus. La Figure 14 donne un aperçu des types de canaux ainsi que de l’installation des sondes ultrasoniques. La prise de mesures des hauteurs de l’eau a été réalisée par des appareils Greyline et des capteurs de pression Solinst et HOBO dans des canaux de Palmer-Bowlus de 15,2 cm (ou 6 po) et de 38,1 cm (ou 15 po), ainsi que dans un canal trapézoïdal de 30,5 cm (ou 12 po) du Fossé témoin.
Canal Trapézoïdal Canal Palmer-Bowlus Figure 14. Canaux de mesures du débit
Le fabricant des canaux de mesure, qui est Plasti-Fab, fournit les formules permettant d’estimer le débit à partir des données de la hauteur d’eau. Le Tableau 4 présente les formules utilisées pour chaque type de canal de mesure.
Tableau 4. Formules d’estimation du débit
Type de canal de mesure Formule d’estimation du débit
Palmer-Bowlus 6 po Q = - 0,000252012 + 0,051932H + 2,872653H2 - 5,988129H3 + +5,207215H4 + 69.2287H5 – 89,3457H6 – 348,922H7 + 572,806H8 Palmer-Bowlus 15 po Q= - 0,005446241 + 0,321892H + 3,703519H2 - 1,430430H3 +
+2,165814H4 - 10,406070H5 + 32,1713H6 - 36,007H7 + 13,225H8 Trapézoïdal (12 po SRCRC) Q = 3,23H2,5 + 0,63H1,5 + 0,05
Pour utiliser la formule, les données enregistrées en système métrique ont été converties en système impérial. Les données de débits obtenues sont en système impérial, elles ont été de nouveau converties en système métrique. Les calculs ont été réalisés à l’aide du logiciel Excel.
3.7.1 Instruments de mesure de niveau d’eau
Dans le but d’évaluer les débits, les appareils «SLT32 Level & Flow monitor» de la compagnie Greyline instruments Inc. ont été utilisés. La prise de mesures a été réalisée à l’aide de capteurs ultrasons du même fabricant. L’enregistrement des données a été effectué à l’aide appareils Global Water GL 500 qui ont une précision de 2 mm.
Les appareils ont été installés à l’intérieur de cabanons, situés près de chaque fossé à l’étude. Au total, 7 appareils de Greyline instrumentation Inc. et 4 de Global Water ont été utilisés. Les données téléchargées ont été traitées à l’aide du logiciel Excel.
Les appareils de la compagnie Greyline ont été sévèrement endommagés le 3 août 2013, fort possiblement par la foudre. Ils ont ensuite été remplacés par des capteurs de pression submersibles Solinst. Ces capteurs de pression Solinst ont été installés dans les canaux de mesures. Les données ont été traitées à l’aide du logiciel Solinst Levelogger. Les tests de calibration de ces capteurs ont été réalisés pour convertir la série brute en série traitée. Les calculs et le traitement de données ont été réalisés à l’aide du logiciel Excel. La variation des hauteurs dans les bassins de sédimentation a été estimée à l’aide des données prises par les capteurs de pression HOBO Water Level Logger. Le niveau de précision de ces instruments est de 0,5 cm. Les données ont été traitées à l’aide du logiciel HOBOware. Les capteurs de pression ont été installés au fond des bassins des Fossés écumoire, Fossé standard et Fossé à débit variable. Pour réaliser la compensation barométrique et calculer la hauteur d’eau dans un bassin, un capteur de pression barométrique a été installé à l’intérieur du cabanon du Fossé témoin. La variation de la pression atmosphérique enregistrée par ce capteur de pression a été soustraite des données obtenues dans les bassins de sédimentation pour obtenir les valeurs des hauteurs d’eau. La série de données obtenues a été utilisée pour décrire le comportement hydraulique des différents types de fossés avaloirs.
4 Résultats
4.1 Historique de pluies
Pendant la période d’observation du 15 mai au 28 août 2013, 90 épisodes de pluie ont été enregistrés par les pluviomètres du site à l’étude. Ces événements ont été analysés et placés sur le graphique «Données sur l’intensité, la durée et la fréquence des chutes de pluie de courte durée» (Environnement Canada 2012). La méthode d’analyse et de délimitation des pluies est présentée dans la section précédente «Instrumentation et méthodologie». La Figure 15 donne un aperçu de la durée, de la fréquence et de l’intensité des pluies enregistrées sur le site à l’étude, ainsi que les données de la station météorologique Arthabaska située à 12 km du site. La Figure 16 présente la localisation de la station météorologique. Il est à noter que sept pluies enregistrées durant la période d’observation possèdent une intensité inférieure à 1mm/h. Ces pluies ne sont pas présentées à la Figure 15 étant donné que l’échelle de l’intensité commence à 1 mm/h.
Selon la Figure 15, nous pouvons constater que la majorité des pluies se situe sous la ligne de récurrence de 2 ans. De façon générale, l’intensité ne dépasse pas 25 mm/h. Pendant la période d’observation, deux pluies de récurrence de 2 ans et une pluie de récurrence de 25 ans ont été enregistrées.
Figure 16. Localisation de la station météorologique Arthabaska
Seulement cinq évènements (ou 6%) des pluies de la période à l’étude possèdent une hauteur de pluie supérieure à 25 mm. C’est-à-dire que 94% de pluies possèdent une hauteur de pluie inférieure à 25 mm. Au niveau de la durée de la pluie, nous pouvons constater que 93 % des événements possèdent une durée inférieure à 6 heures et 30 % inférieure à 1 heure.
Il a est observé que les pluies avec une hauteur supérieure à 22 mm et avec un volume de l’ordre de 400 m3 provoquent l’augmentation des niveaux dans les bassins et les canaux de mesures. Le Tableau 4 résume les caractéristiques des pluies qui ont causé l’augmentation des niveaux dans les fossés. Plus précisément, ce tableau donne la date et la durée d’événement de la pluie, sa hauteur, l’intensité maximale et moyenne ainsi que le volume généré. Le volume de la pluie est déterminé pour la superficie totale du bassin versant qui est de 5,96 ha.
Les hauteurs maximales dans les bassins ont été observées le 25 mai et le 13 août 2013. Les hauteurs de pluies correspondantes sont 41,6 mm et 40,8 mm. Il est à noter que même si ces pluies possèdent la durée et l'intensité très différentes elles ont générées des volumes similaires: le 25 mai - 2488 m3 et le 13 août - 2440 m3.
La durée de pluies présentées au Tableau 5 varie entre 0,92 heure (55 minutes) et 31,7 heures (1 jour 7h 40 minutes). La valeur maximale de l'intensité moyenne est de 30,6 mm/h (pluie du 13 août) et la valeur minimale
Il est à noter que plusieurs facteurs peuvent influencer le niveau de l’eau dans les bassins. Parmi ces facteurs, nous pouvons mentionner l’historique des pluies précédentes, la température, la période sèche et le niveau de saturation du sol.
Tableau 5. Les pluies importantes Date et l'heure de
début Durée Temps sec précédent Hauteur totale,
mm Intensité maximale, mm/h Intensité moyenne, mm/h Volume, m3 2013-05-23 18:15 23 h 15 min 2 h 10 min 30,8 16,8 1,3 1842
2013-05-25 01:10 1 jour 7 h 40 min 1 h 15 min 41,6 9,6 1,3 2488
2013-05-29 14:10 6 h 30 min 3 jours 5 h 20 min 6,2 7,2 1 371
2013-06-11 04:25 1 jour 2 h 25 min 1 jour 14 h 45 min 22,8 7,2 0,9 1363
2013-06-24 01:30 3 h 20 min 22 h 20 min 27,6 26,4 8,3 1650
2013-06-28 07:20 6 h 15 min 1 jour 1h 19 16,8 3 1136
2013-07-10 21:55 1 h 20 min 2 jours 20 h 55 min 11,2 45,6 8,4 670
2013-08-03 05:40 2 h 45 min 18 h 18,4 33,6 8,2 1100
2013-08-09 04:20 1 h 55 min 21 h 10 min 8,8 26,4 4,6 526
2013-08-09 15:15 55 min 9 h 9 26,4 9,8 538
2013-08-13 21:40 1 h 20 min 12 h 50 min 40,8 91,2 30,6 2440
2013-08-22 17:00 6 h 2 h 35 min 31 62,4 5,2 1854
4.2 Périodes d’échantillonnage et d’analyse des comportements
hydrauliques
Dépendamment de la pluviométrie et des conditions du sol, les évènements de pluies ont créé différentes conditions de ruissellement. Les évènements pluviaux qui ont généré l’augmentation importante des hauteurs d’eau dans les bassins et les canaux sont considérés comme les plus intéressants pour l’analyse.
La prise de mesures de débit dans les canaux et des hauteurs dans les bassins de sédimentation permet d’analyser le comportement hydraulique des bassins et des fossés. Les séries de données ont été traitées préalablement pour déterminer les périodes pertinentes à l’analyse approfondie. Trois séries de pluies ont été sélectionnées pour comparer les performances hydrauliques des avaloirs. Ces séries sont présentées dans cette section.
Le Tableau 6 présente l’ensemble de données prises durant la période du 15 mai au 28 août 2013. Plus précisément, ce tableau donne l’information sur la date et l’heure de début et de fin de la pluie, ainsi que sa
hauteur et son volume. Nous pouvons également observer la disponibilité des données de mesures pour les paramètres suivantes : estimation du débit, prise d’échantillon de la qualité de l’eau et variation des hauteurs dans les bassins. L’échelle de 0 à 5 permet de distinguer l’importance des variations des hauteurs dans les bassins. Plus précisément, le niveau 0 représente la variation des hauteurs pour l’ensemble des bassins de 0 à 3 cm; le niveau 1 entre 3 et 5 cm, le niveau 2 entre 5 et 20 cm, le niveau 3 entre 10 et 30 cm; le niveau 4 entre 40 et 70 cm et le niveau 5 entre 30 et 90 cm. Les couleurs appliquées aident à comprendre le type d’analyses réalisées.
Le Tableau 6 met en évidence que les données les plus complètes ont été prises durant la pluie du 11 juin. Premièrement, l’analyse d’événement du 11 juin est présentée suivie des événements du 13-14 août et du 22 août. Les analyses sont réalisées au niveau du comportement hydraulique et au niveau de la qualité de l’eau. Dans le but de présenter le cycle complet de remplissage et de vidange de bassins, les pluies sont regroupées en série d’évènements. La période d’analyse de chaque évènement peut être plus longue que la durée d’un évènement de pluie. Le comportement hydraulique est analysé selon l’information obtenue lors des évènements du 21-31 mai, 22-26 juin et 22-28 août.
Les évènements qui sont caractérisés seulement par une partie de données ne seront pas présentés. Par contre, ces résultats sont pris en compte dans l’estimation de l’efficacité et dans la caractérisation de la qualité de l’eau. L’évaluation de l’efficacité épuratoire et de la caractérisation de l’eau est réalisée pour deux types d’écoulement : l’écoulement de base et l’écoulement lors de la variation importante du débit et des hauteurs d’eau dans les fossés avaloirs.
