métadonnées) doit être stocké sous forme électronique dans des formats pérennes et ouverts, pour garantir une bonne lisibilité même à quelques années d'intervalle. De même, les informations doivent être structurées pour permettre de les retrouver facilement.

Si les données sont bancarisées sous forme de fichiers, il faut par exemple privilégier les formats texte ou csv aux classeurs Excel, très populaires, mais dont le format propriétaire est fermé et vulnérable aux changements de version. Une architecture rigoureuse doit également être mise en place, avec par exemple un classement par année et une nomenclature à respecter pour les noms de fichiers. Enfin, un système de sauvegarde doit assurer la pérennité des données. La solution des fichiers présente néanmoins des inconvénients dès que les jeux de données deviennent importants, en particulier pour la recherche des données et pour garantir leur intégrité (maintien d'une version de référence par rapport à des modifications et copies). La solution dans ce cas est l'utilisation de bases de données relationnelles, qui organisent l'information de façon structurée et efficace sous forme de tables (Horsburgh *et al.*, 2016), et permettent le requêtage, c'est à dire un accès rapide et efficace aux données quelle que soit la taille du jeu de données. Enfin, les logiciels de gestion de base de données ont aussi des fonctionnalités de gestion des droits d'accès et de sauvegarde, qui permettent d'assurer l'intégrité des données.

## ÉTAPE 4: Partage et valorisation des données

La dernière étape est le partage des données, et plus précisément le partage sur internet. Plusieurs solutions sont possibles et complémentaires.

La première consiste à cataloguer les données et à mettre à disposition ce catalogue. Cela correspond au «F» «Findable» des principes FAIR, c'est à dire faire savoir que ces données existent. Plusieurs logiciels permettent maintenant de constituer et mettre en ligne des catalogues de métadonnées tels que Geonetwork utilisé par l'OTHU.

La seconde solution correspond au «A» «Accessible» des principes FAIR: c'est l'accès sur internet non seulement aux métadonnées, mais aussi aux données elles-mêmes. Si des solutions artisanales de type dossiers partagés ou serveurs FTP (File Transfer Protocol: protocole permettant d'échanger des fichiers sur le web) sont toujours possibles, les solutions proposées par les systèmes de gestion de bases de données associés à des applications web garantissent un accès à la donnée sécurisé, traçable, et efficace. L'application BDOH de l'OTHU propose ainsi une interface web qui permet aux utilisateurs de consulter, visualiser et télécharger les données bancarisées.

La troisième solution consiste à permettre la visualisation des données dans un premier niveau d'interprétation. Cela peut prendre la forme de tableaux de bord, synthèses graphiques, indicateurs qui sont calculés régulièrement et permettent de faire un bilan des données acquises.
Là aussi, les fonctionnalités des applications web couplées à des systèmes de gestion de base de données permettent de générer ces indicateurs de suivi et de valorisation de façon automatique.

<figure><img src="image_68.png" /><figcaption>Figure 2 : Représentation graphique de l'extrait d'une chronique de débit sur BDOH (station Mercier au Pont D610). Les couleurs correspondent au code qualité de chaque valeur mesurée (ici : qualité douteuse pour les plus bas débits et lacune pour les données manquantes).</figcaption></figure>
## L'OTHU a développé plusieurs protocoles et logiciels de gestion de données

Fort de ses 10 millions de données produites annuellement, l'OTHU a développé une réelle expertise dans l'acquisition de données intensives, fiables, multidisciplinaires et pérennes dans le temps. Depuis sa création, l'OTHU a toujours porté son attention sur les processus d'acquisition et de qualification des données. Une méthodologie détaillée a ainsi été produite, permettant le développement de plusieurs protocoles opératoires de validation appliqués par les équipes de recherche sur les différents sites expérimentaux. L'OTHU a également permis le développement de plusieurs logiciels qui sont partie intégrante de ces protocoles :

* Fondé sur les résultats des recherches menées dans le cadre de l'OTHU depuis 2000, EVOHE est un logiciel développé par l'INSA. Il permet de traiter et de valider automatiquement de longues séries chronologiques de données en hydrologie urbaine et offre de nombreuses fonctionnalités métrologiques en un seul outil, depuis l'acquisition des données brutes jusqu'à la validation des données corrigées et leur exploitation opérationnelle.

* BaRatin (Bayesian Rating curve) est une méthode et un logiciel développés par INRAE depuis 2010 pour apporter une solution opérationnelle à la construction, au calage et à l'estimation des incertitudes des courbes de tarage. BaRatin et son environnement graphique BaRatinAGE sont diffusés en français et en anglais avec une licence individuelle gratuite.

* La base de données et l'application BDOH sont développées par INRAE depuis 2011 pour la bancarisation, la gestion et le partage en ligne de séries chronologiques de données hydrologiques de terrain. BDOH inclut des fonctionnalités de recherche de données, de visualisation graphique, d'export selon différents formats et pas de temps, ainsi que des calculs automatiques de données dérivées. Une gestion fine des rôles permet d'affecter différents droits de visualisation/téléchargement/édition aux différents utilisateurs.

## En Bref...

Pour produire des données de bonne qualité, exploitables et utilisables durablement, il est nécessaire de disposer :

* d'une définition claire des objectifs d'acquisition des données et de leurs usages prévus;

* d'une procédure détaillée de l'ensemble du processus de capitalisation : des vérifications de terrain (métrologie) à la bancarisation et au partage, en passant par la validation des données, leur qualification et l'estimation des incertitudes;

* de logiciels et outils adéquats pour aider à réaliser ce travail, tels que ceux proposés par les équipes de l'OTHU;

* de moyens humains suffisants et compétents, et de coordination entre les différents producteurs de données.

## POUR ALLER PLUS LOIN

* Le catalogue de métadonnées de l'OTHU, sur Geonetwork : lc.cx/metadonneesothu

* Les logiciels de gestion de données développés par les équipes de l'OTHU :

- le logiciel EVOHE (INSA Lyon) : c.cx/evohe

- la méthode et le logiciel BaRatin (INRAE) : lc.cx/baratininrae

- l'application BDOH (INRAE) et les données OTHU du bassin de l'Yzeron : c.cx/bdoh
<figure><img src="image_69.png" /></figure>

Climat et pluie 3

Le climat, dans toutes ses composantes, constitue l'un des facteurs déterminants du fonctionnement des systèmes urbains de gestion de l'eau. Si la pluie en est la composante centrale, le vent, la température ou l'ensoleillement sont également à considérer : ils modifient par exemple la capacité d'évapotranspiration ou conditionnent l'évolution et le transfert des polluants.

Dans un contexte de changement climatique associé à l'obligation de concevoir et construire des dispositifs de gestion des eaux pluviales qui doivent fonctionner sur des décennies, prévoir l'évolution de ces paramètres climatiques est une nécessité.

Or la base de la prévision est bien sûr l'observation. C'est en effet à partir de séries de données longues, obtenues à partir d'une démarche de suivi rigoureuse et dans des conditions climatiques variées, que l'on peut bâtir des modèles permettant de connaître, comprendre et simuler l'évolution du climat et de ses différentes composantes. La durée d'observation est d'autant plus importante que l'on s'intéresse parfois à des phénomènes qui ne se produisent que très rarement (pluies très fortes par exemple).

Les vingt années d'observation de l'OTHU ont ainsi permis de constituer une base de données climatiques d'un intérêt tout à fait exceptionnel du fait de sa durée, mais aussi de sa densité. Ce chapitre en donne un aperçu.
# À quelles pluies s'intéresser pour la gestion des eaux pluviales urbaines ?

Bernard Chocat, INSA Lyon

La pluie est à l'origine du cycle hydrologique. En ville, c'est elle qui réalimente les ressources en eau, c'est également elle qui est à l'origine des risques d'inondation. C'est le régime des pluies qui conditionne principalement la conception et le fonctionnement des ouvrages de gestion des eaux pluviales.

La connaissance de la pluie est donc essentielle pour gérer efficacement les eaux urbaines. Mais elle se heurte à plusieurs problèmes que seules des observations denses et sur le long terme peuvent résoudre.

La deuxième difficulté, encore plus considérable, consiste à choisir la grandeur qu'il faut utiliser pour caractériser l'importance de la pluie. La façon la plus simple et la plus classique consiste à utiliser la notion d'intensité moyenne maximum<fnref n="1" />. Celle-ci se calcule de la façon suivante :

* pour une pluie donnée, il faut choisir différentes durées de référence : par exemple 6, 15, 30 ou 60 minutes ;

* puis identifier, en parcourant la durée totale de la pluie, les périodes de temps où la pluie a été la plus intense sur chacune des durées considérées ;

* et enfin calculer l'intensité moyenne sur ces périodes (figure 1).

## Des pluies extrêmement diverses

Cette phrase simple « il faut connaître la pluie » recouvre en pratique, une réalité complexe. Les pluies sont en effet extrêmement diverses. De ce fait, leurs conséquences sur la ville et le fonctionnement des dispositifs de gestion sont également nombreuses et diversifiées. Le guide technique La ville et son assainissement distingue par exemple 4 niveaux de fonctionnement du système d'assainissement, associés à des risques de pluie de plus en plus forts :

* Le niveau 1 correspond aux pluies courantes (qui se produisent plusieurs dizaines de fois par an), pour lesquelles il ne doit y avoir aucun rejet d'eau non traitée vers le milieu naturel.

* Le niveau 2 correspond aux pluies moyennes (qui se produisent quelques fois par an), pour lesquelles on tolère des rejets d'eau non traitée par les déversoirs d'orage mais aucun dysfonctionnement hydraulique.

* Le niveau 3 correspond aux pluies fortes (qui se produisent quelques fois par décennie), pour lesquelles la priorité consiste à empêcher les débordements des réseaux en surface.

* Le niveau 4 correspond aux pluies extrêmes (qui se produisent quelques fois par siècle), pour lesquelles la priorité consiste à contrôler la dangerosité des débordements sans espérer les empêcher.

## La connaissance de la pluie se heurte à plusieurs difficultés

La première difficulté associée à la connaissance de la pluie pour la gestion des eaux pluviales urbaines réside donc dans le fait qu'il est nécessaire d'associer une fréquence d'apparition (c'est-à-dire un nombre moyen de dépassements pendant une période donnée) à une grandeur caractérisant l'importance de la pluie.

## Une vision réductrice de la pluie

<figure><img src="image_70.png" /><figcaption>Figure 1 : Exemple de recherche d'une intensité moyenne maximum sur 15 min.</figcaption></figure>

**Ce modèle simple est cependant loin d'être satisfaisant.**

Le premier problème est qu'il s'agit ici d'une vision simplifiée de la pluie qui ne tient pas vraiment compte de ses effets possibles sur le système de gestion des eaux pluviales. Par exemple une pluie pour laquelle l'intensité moyenne maximum sera située au début de l'événement (quand le réseau est vide) n'aura pas du tout les mêmes conséquences que si la pointe d'intensité se produit à la fin de l'événement (quand le réseau est plein).

Le deuxième problème est qu'il s'agit d'une vision locale (observée sur un point du territoire). Or, la pluie est un phénomène spatialement distribué et selon que la zone d'intensité forte sera très réduite ou très étendue, il est facile d'imaginer que les volumes de ruissellement produits seront très différents.

Au total, connaître effectivement la pluie pour mieux gérer les eaux pluviales urbaines nécessite d'une part, de déployer

<footnote n="1">¹ Voir l'article Wikhydro : lc.cx/courbes</footnote>
un ensemble d'appareils de mesure, répartis sur le territoire d'intérêt avec une densité suffisante vis-à-vis de la variabilité spatiale du phénomène étudié, et d'autre part, de le faire fonctionner longtemps de façon à augmenter la probabilité d'observer des événements rares.

## Qu'avons-nous appris grâce aux observations sur le long terme ?

Sur le territoire de Lyon métropole nous avons la chance de disposer d'un réseau dense de pluviomètres (plus de 30 postes) qui a été installé dès 1985, soit depuis 35 ans. Les données produites par ce réseau ont été intégrées dans l'OTHU au moment de sa création. L'ensemble des données ainsi collectées a permis d'atteindre plusieurs résultats majeurs en recherche et sur le plan opérationnel :

* Mise en place d'une base de données de pluies spatialement distribuées qui sert d'entrée au logiciel Canoe de simulation de fonctionnement du système d'assainissement de la Métropole.

* Construction des courbes intensités-durée-fréquence<fnref n="2" /> en utilisant une méthode originale de régionalisation : ces courbes permettent d'estimer le risque pluvieux local jusqu'à des périodes de retour de l'ordre du siècle.

* Amélioration du couplage entre données pluviométriques au sol et données radar.

* Meilleure connaissance des trajectoires des événements pluvieux sur l'agglomération.

* Meilleure connaissance des performances des méthodes d'interpolation qui permettent de calculer les intensités de pluie probable entre les postes de mesure.

## Comment l'ajout de pluviomètres permet d'augmenter la durée d'observation

Les méthodes de régionalisation consistent à tirer parti du fait que mesurer la pluie sur plusieurs postes pendant une durée donnée permet d'augmenter artificiellement la durée d'observation.

De façon simpliste, si les postes mesurent des événements totalement indépendants, doubler le nombre de postes d'observation est équivalent à doubler la durée d'observation.

En réalité, comme les événements mesurés sur des postes proches sont statistiquement dépendants les calculs sont beaucoup plus compliqués mais le fait de disposer de 30 postes sur 35 ans permet d'augmenter de façon sensible la durée équivalente d'observation.

Ces progrès dans les connaissances ont permis d'améliorer la compréhension du fonctionnement du réseau d'assainissement par temps de pluie en couplant la modélisation et la métrologie. Ils ont également servi de socle à l'élaboration d'outils de conception et de dimensionnement des solutions alternatives de gestion des eaux pluviales à la parcelle.

## Pourquoi est-il important de continuer ?

Trois problèmes méritent encore une grande attention.

Tout d'abord, l'amélioration de la connaissance du fonctionnement du système d'assainissement est un processus continu qui nécessite, tous les ans, de remettre en question les certitudes acquises en analysant les écarts entre les mesures et les résultats de modélisation. Améliorer la connaissance des entrées pluvieuses est donc une nécessité car les différences observées entre mesures et résultats de modélisation résultent souvent d'une mauvaise prise en compte de la pluie.

Le deuxième problème est relatif à l'évolution du risque pluvieux. Le climat est en train de changer rapidement et ce changement aura très probablement des conséquences sur la pluviométrie. Or les ouvrages que nous construisons aujourd'hui devront encore fonctionner de façon fiable dans 50 ou 100 ans. Il est donc extrêmement important d'essayer de prévoir comment le risque pluvieux va évoluer au cours des décennies à venir. Même si la connaissance des évolutions passées n'est pas nécessairement un gage permettant de prévoir avec certitude les évolutions futures, c'est très certainement une information utile. Mesurer de façon continue les pluies observées sur l'agglomération et les analyser régulièrement est donc un outil pour mieux appréhender l'évolution du risque pluvieux dans l'avenir. La mise à jour des coefficients de Montana<fnref n="3" /> effectuée en 2020 a par exemple montré une augmentation sensible de l'aléa pluvieux sur les durées longues (supérieures à 12h).

Le troisième problème concerne la prévision des événements extrêmes. Parmi les évolutions possibles du risque pluvieux associé au changement climatique, il y a la remontée possible vers le nord des évènements de pluie intense qui touchent actuellement le sud de la France. Si ce risque se confirme, l'agglomération lyonnaise pourrait être confrontée à des pluies beaucoup plus intenses que celles qui ont été prises en compte dans la conception des ouvrages. Une façon de gérer les conséquences de tels évènements consiste à les anticiper suffisamment longtemps à l'avance pour permettre la mise en place de dispositifs de mise en alerte et de protection des populations. Ceci nécessite de coupler le réseau local de la Métropole avec des dispositifs capables d'observer l'évolution des pluies à plus longue distance (radars météorologiques par exemple).

Ces deux derniers aspects sont davantage développés dans la question 3.2 : *L'étude des circulations atmosphériques peut-elle nous aider, à l'échelle de la ville, à estimer la pluviométrie et son évolution ?*

<footnote n="2">² Voir l'article Wikhydro : lc.cx/intensitemoyennemaximum</footnote>

<footnote n="3">³ La formule de Montana permet d'ajuster numériquement des courbes Intensité-durée-fréquence. Elle permet de calculer l'intensité moyenne i(d,T), (ou la hauteur précipitée h(d,T)) sur une durée d, en fonction de deux coefficients : a(T) et b(T), dépendant de la période de retour considérée T, inverse de la fréquence. (Voir article Wikhydro : lc.cx/montana)</footnote>
# L'étude des circulations atmosphériques peut-elle nous aider, à l'échelle de la ville, à estimer la pluviométrie et son évolution ?

Florent Renard, Université Lyon 3 - Hélène Castebrunet, INSA Lyon

L'étude des circulations atmosphériques de grande échelle permet de mieux comprendre la pluviométrie d'un territoire et ses évolutions. Elle peut donc s'avérer précieuse dans le contexte du changement climatique, notamment pour anticiper les adaptations nécessaires dans la stratégie de gestion des eaux pluviales urbaines.

## La question de l'impact du changement climatique global sur les précipitations lyonnaises

Bien que le climat global soit en changement constant à des échelles paléoclimatiques, ce dernier connaît depuis la fin du xixᵉ siècle des variations notables. Elles peuvent avoir des répercussions à l'échelle locale, notamment sur le régime des pluies lyonnaises. Ces pluies n'ont pas toutes les mêmes

caractéristiques en termes de hauteur d'eau, de durée ou d'intensité notamment.

Ces différences peuvent être expliquées par le type de circulation atmosphérique<fnref n="1" /> les générant. Faiblement étudiée jusqu'à présent sur ce territoire, la caractérisation de ces circulations de grande échelle peut permettre une meilleure connaissance des phénomènes pluvieux et ainsi apporter des éléments pour adapter les ouvrages de gestion des eaux pluviales aux changements climatiques.

## Des cumuls annuels stables sur l'agglomération lyonnaise

Le pluviomètre de Météo-France situé à Lyon-Bron permet de connaître les cumuls de pluie annuels et le nombre de jours de pluie annuels depuis la fin du xixᵉ siècle (Tab. 1 et Fig. 1).

<table><caption>Tableau 1 : Paramètres de cumul de pluie et de jours de pluie annuels depuis 1881 à la station de Lyon-Bron de Météo-France.</caption><thead><tr><td></td><td>Cumul de pluie annuel (mm)</td><td>Jours de pluie annuels</td></tr></thead><tbody><tr><td>Moyenne</td><td>803,7</td><td>150,9</td></tr><tr><td>Écart-type</td><td>135,0</td><td>17,3</td></tr><tr><td>Maximum</td><td>1227,1 (1960)</td><td>196 (1979)</td></tr><tr><td>Minimum</td><td>506,0 (1884)</td><td>113 (1953 et 2011)</td></tr></tbody></table>

<figure><img src="image_71.png" /><figcaption>Figure 1 : Jours de pluie et cumuls annuels depuis 1881 à la station de Lyon-Bron de Météo-France.</figcaption></figure>

<footnote n="1">¹ Les types de circulation sont définis comme des configurations de flux persistantes et à large échelle qui se manifestent de manières répétées au-dessus d'un territoire donné. Elles organisent ainsi les systèmes synoptiques qui conditionnent le temps à l'échelle locale durant plusieurs jours. Ces types de circulation peuvent être catalogués suivant différentes méthodes.</footnote>
Aucune évolution marquante n'est visible à première vue. Les tests statistiques ne permettent pas d'identifier d'évolution sur le nombre de jours de pluie depuis 1881. Les cumuls annuels sont eux en légère augmentation (mais significative), tout comme les cumuls de pluie journaliers. Cependant, cette stabilité globale peut masquer des modifications profondes dans les types de pluie rencontrés sur Lyon ainsi que sur les types de situation météorologique régionale (pression, vent, température) à leurs origines.

## Le catalogue de Hess-Brezowsky pour l'étude du régime pluviométrique

Ses catalogues de détermination des régimes météorologiques en Europe de l'Ouest sont nombreux. Les méthodes de classification, dont les plus anciennes remontent au milieu du xxᵉ siècle, sont diverses et leurs origines, objectifs et applications variés. Une évaluation des principaux catalogues existants a permis de dégager la classification de Hess-Brezowsky (Gerstengarbe et Werner, 1999). Elle repose sur 29 types de situations (Großwetterlagen: GWL), qui peuvent être regroupés en cinq types de circulations atmosphériques principales (Großwettertypen: GWT). Les pluviomètres de

Météo-France sont utilisés pour connaître la pluviométrie depuis 1881 et ceux de la métropole et de l'OTHU permettent d'identifier finement la nature des épisodes depuis 1988. Les tendances sont analysées à l'aide de plusieurs tests statistiques.

## Sur un siècle, une évolution des circulations atmosphériques favorisant les épisodes pluvieux remarquables

les jours secs et les jours de pluie. Ainsi, 31 % des circulations à l'origine de jours de pluie sont d'Ouest (contre 24 % pour les jours secs), 24 % sont de Nord-Ouest et de Nord (contre 25 %), et 22 % de Sud (contre 14 %). Les circulations de Nord-Est et d'Est et les situations à centre d'action sur l'Europe Centrale ferment la marche avec 11 % (contre 12 %) et 12 % (contre 24 %).

Il existe par ailleurs de fortes évolutions des types de circulations lors de journées pluvieuses, entre 1881 et 2017. En effet, nous assistons à une stagnation ou à une diminution de tous les types, à l'exception des circulations de Sud, qui connaissent une forte et constante augmentation (fig. 2).

<figure><img src="image_72.png" /><figcaption>Figure 2 : Types de circulation durant les journées pluvieuses, à Lyon, de 1881 à 2017 (respectivement de haut en bas et de gauche à droite : circulation de Sud, TRW « Talweg sur l'Europe occidentale », SWZ « circulation de sud-ouest, cyclonique » et BM « dorsale anticyclonique sur l'Europe moyenne »).</figcaption></figure>
Des relations entre types de circulations et types de précipitations

Les caractéristiques des pluies peuvent être connues précisément depuis 1988, grâce au réseau de la métropole de Lyon. Des études ont montré que les pluies les plus intenses étaient à l'origine de la majorité des problèmes d'inondation (60%). De ce fait, des échantillons des 100 pluies les plus remarquables en termes d'intensité, de cumul et de durée depuis 1988 ont été créés, pour être confrontés aux types de circulation concomitants.

Les résultats de ces analyses révèlent que les pluies avec un plus fort cumul sont caractérisées par une majorité de circulations de Sud, présentes lors de plus de la moitié des précipitations (56%). Plus précisément, au niveau des GWL, nous constatons que le type de circulation TRW « talweg sur l'Europe occidentale » est présent à lui seul pour 29% de ces précipitations (figure 2). Le deuxième régime de

précipitations est la circulation d'Ouest, et n'est présent que dans 19% des situations. Le même constat est fait lorsque l'on s'intéresse aux 100 pluies les plus longues de la période 1988-2017. 45% de ces pluies se retrouvent lors de circulations de Sud (dont 29% de TRW - figure 2), et 22% durant des circulations d'Ouest.

La situation est très différente lorsqu'on étudie les circulations durant les précipitations intenses. Les circulations de Sud sont toujours les plus présentes, mais seulement à hauteur de 34%. Les situations à centre d'action sur l'Europe centrale, qui ne sont présentes qu'à 11,6% lors des journées pluvieuses, se manifestent à 23% durant ces pluies intenses. Une étude approfondie des GWL révèle que le GWL BM « dorsale anticyclonique sur l'Europe moyenne » est le plus représenté avec 13% des épisodes les plus intenses. Il est suivi de près par les GWL WZ « circulation d'ouest cyclonique », SWZ « circulation de sud-ouest, cyclonique » et TRW « talweg sur l'Europe occidentale » (exemple représentatif en figure 3), tous à 11%.

**Figure 3** : Analyse en surface du 4 juillet 2012 - Type de circulation "talweg sur l'Europe occidentale" (source : bulletin climatique quotidien de Météo France). Lors de cet épisode particulièrement intense, les pluviomètres de Mions et de Givors ont enregistré en 6 minutes des hauteurs d'eau de 12 mm et de 9,2 mm, respectivement. Des occurrences d'orage et d'éclair ont été relevées à la station Météo-France de Lyon-Bron (le début de journée est marqué par des pluies orageuses déjà présentes sur le quart sud-ouest). Avant l'arrivée des pluies et des orages, le soleil a eu le temps de s'installer et de faire grimper les températures autour des 30 °C de l'Alsace à Rhône-Alpes, jusqu'à 31 à 33 °C de la vallée du Rhône à la Provence.

<figure><img src="image_73.png" /></figure>
## Vers une augmentation des épisodes pluvieux remarquables ?

Ces relations entre circulations et types de précipitations sont à considérer avec une attention forte dans le cadre du changement climatique. En effet, les types de circulations à l'origine de la majorité des pluies abondantes et intenses sont en augmentation, notamment les circulations de Sud et plus précisément les régimes de type TRW « Talweg sur l'Europe occidentale », SWZ « circulation de sud-ouest, cyclonique » et BM « dorsale anticyclonique sur l'Europe moyenne » pour les circulations à centre d'action sur l'Europe Centrale.
L'augmentation possible des pluies abondantes et intenses est d'ailleurs un facteur qui est désormais pris en compte de façon systématique dans les programmes de recherche de l'OTHU visant à optimiser les stratégies de gestion des eaux pluviales. Le suivi par l'Observatoire des ouvrages centralisés et à la source permet également d'étudier l'impact de ces changements de pluviométrie sur ces techniques et de proposer aux opérationnels des stratégies de gestion des eaux pluviales pertinentes.

## En Bref...

La perpétuelle évolution du climat global peut avoir des impacts à l'échelle locale sur des temps courts, notamment sur les précipitations et leurs caractéristiques. Une approche par les configurations synoptiques (de large échelle) à l'origine des pluies lyonnaises révèle que les circulations présentant les pluies les plus abondantes et les plus intenses sont en augmentation. Ce constat n'est pas à négliger pour le dimensionnement des futurs ouvrages de gestion des eaux pluviales.

## POUR ALLER PLUS LOIN

* Renard F., Alonso L., (2019). A comparison of two weather type classifications for evidence of climate trends on intense rainfall on the context of local climate change - UrbanRain18, 97-101 - lc.cx/renard2019a

* Renard F., Alonso L., (2019). Évolution des précipitations à Lyon dans le contexte du changement climatique : une augmentation des pluies à risque selon deux types de classifications synoptiques. 10e Conférence Internationale Novatech, 1-5 juillet 2019, Lyon, France - lc.cx/renard2019b
# Quelle est l'influence de la ville sur la pluviométrie ?

Florent Renard, Université Lyon 3

Le milieu urbain a une influence directe sur le climat local. Il modifie les conditions climatiques régionales en les atténuant ou au contraire en les exacerbant, sans toutefois les faire disparaître. Avec la tendance actuelle d'urbanisation croissante et dans le contexte du changement climatique, il est nécessaire d'appréhender l'influence de la ville sur son climat et particulièrement sur sa pluviométrie, afin de mieux anticiper les évolutions à venir.

## Les origines du climat urbain

### Le climat urbain n'est pas uniforme

La ville a un impact local sur son climat. Le milieu urbain modifie le climat local et crée de cette manière un nouveau type de climat qui peut être retrouvé à Lyon comme dans toutes les zones urbaines du globe. Mais ce climat urbain n'est pas uniforme. Il est constitué d'une infinité de nuances caractérisant les microclimats urbains. Cet impact local de la ville sur son climat est à différencier du changement climatique global qui se manifeste par des processus à des échelles temporelles et spatiales distinctes. Tout comme le changement climatique global actuel, le climat urbain est principalement d'origine humaine (Stocker et al., 2013).

### L'urbanisation entraîne une augmentation locale des températures

La ville modifie les échanges d'eau et d'énergie avec l'atmosphère, par rapport aux zones rurales.

L'imperméabilisation et la minéralisation du sol, associés à la morphologie des bâtiments et à leurs matériaux ainsi qu'à la chaleur liée aux activités humaines (chauffage, climatisation, trafic automobile), expliquent les origines du climat urbain. L'impact le plus remarquable du climat urbain est l'augmentation des températures en ville. En effet, une différence de quelques degrés peut être remarquée dans des conditions particulières entre Lyon et sa périphérie rurale. Il s'ensuit naturellement une convection thermique plus marquée en ville qu'en campagne.

### L'urbanisation favorise la formation de nuages et les précipitations

Le milieu urbain a aussi une conséquence sur l'écoulement de l'air et le régime des vents. Dans les situations de vent, la rugosité du milieu urbain provoque un effet de freinage. Ce freinage a pour conséquence un effet de convergence de l'air rural vers la ville mais aussi d'ascendance.

En outre, les multiples activités domestiques ou industrielles accroissent la pollution et plus particulièrement la concentration en poussières et aérosols divers. Ces particules en suspension dans l'atmosphère constituent ainsi un potentiel de noyaux de condensation supplémentaires autour desquels des microgouttelettes d'eau vont pouvoir s'agglutiner pour former

Éclair durant l'épisode orageux du 13 avril 2016 (source : Romain Weber - www.lyonmeteo.com)

<figure><img src="image_74.png" /></figure>
ou grossir des nuages. Par voie de conséquence, le processus de coalescence, par lequel des gouttelettes voient leur taille augmenter par capture d'autres gouttelettes d'eau est également plus fréquent et plus puissant. Tous ces processus sont propices à une formation de nuages plus fréquente en ville qu'à la campagne et peuvent ainsi conduire à des précipitations plus fréquentes mais aussi plus intenses (photo). Il faut cependant remarquer que les cellules de pluie de forte intensité sont plus liées à des processus de larges échelles que d'échelles microclimatiques. Elles sont le plus souvent associées à des types de temps avec des vents suffisamment forts pour estomper les effets locaux et donc urbains.

## Une étude pilote sur la métropole de Lyon

Une étude pilote a été lancée en 2014 afin d'étudier les effets de l'occupation du sol (et notamment de l'agglomération lyonnaise) sur l'intensité et la superficie des cellules de pluie de forte intensité. Les données pluviométriques qui ont été utilisées sont issues du radar météorologique local de Météo-France (Saint-Nizier d'Azergues) ajustées à l'aide des pluviomètres de la métropole. Un algorithme de traitement a permis de déterminer le centre moyen de la cellule de pluie, pondéré par l'intensité pluvieuse de chaque pixel. L'aire de la cellule ainsi que les intensités de pluie moyennes et maximales ont également été prises en compte. Les données d'occupation du sol ont été fournies par la base de données Corine Land Cover. Les cinq épisodes pluvieux les plus intenses de la période 2001-2005 sur la Métropole de Lyon ont été analysés.

Cela a permis de mettre en évidence 109979 centres de cellules de forte intensité de pluie. Ces centres se distribuent sur l'ensemble de la zone de couverture du radar, allant du sud-ouest du Massif Central au Lac Léman et au sud des Vosges. Dans un rayon de 100 km autour du radar, 49663 cellules de pluies de forte intensité ont été détectées.

### L'occupation du sol modifie les caractéristiques des zones de pluie

Lorsqu'on analyse la répartition de ces cellules de forte intensité de pluie, on remarque une densité nettement supérieure au-dessus des territoires artificialisés (1,1 cellules/km²) par rapport aux territoires agricoles, forêts et milieux semi-naturels (respectivement à 0,6 et 0,5) (figure 1). Une méthode de comparaison multiple indique que l'intensité des cellules est la plus forte au-dessus des territoires artificialisés, avec 28,4 mm/h en moyenne, suivi des territoires agricoles (27,8 mm/h) puis des forêts et milieux semi-naturels

(25,9 mm/h). Concernant les superficies des cellules, les tests indiquent que les plus grandes se situent au-dessus des territoires agricoles (6,3 km²), suivis des territoires artificialisés (5,5 km²) puis des forêts et milieux semi-naturels (5,18 km²).

<figure><img src="image_75.png" /><figcaption>Figure 1 : Densité de cellules de pluies intense en fonction de l'occupation du sol - Les zones artificialisées présentent davantage de cellules de pluies intense que les autres territoires.</figcaption></figure>

## En Bref...

L'étude de la densité, de la superficie et de l'intensité des cellules de pluies des cinq épisodes pluvieux les plus intenses de la période 2001-2005 indiquent que les zones artificialisées sont plus fréquemment et plus intensément touchées que les autres types d'occupation du sol. Ces résultats confirment les concepts théoriques issus de la bibliographie. Pour poursuivre l'analyse, il serait maintenant nécessaire de traiter plusieurs années de données continues afin de résoudre le problème lié à la sélection des épisodes pluvieux caractéristiques, mais également de connaître plus finement l'occupation du sol en se fondant sur les résultats issus de la télédétection.

## POUR ALLER PLUS LOIN

* **Alonso L., Renard F.**, (2020). *A New Approach for Understanding Urban Microclimate by Integrating Complementary Predictors at Different Scales in Regression and Machine Learning Models*. Remote Sensing, 12, 2434. - DOI: 10.3390/rs12152434 - lc.cx/alonso2020

* **Renard F., Alonso L., Fitts Y., Hadjiosif A., Comby J.**, (2019). *Evaluation of the Effect of Urban Redevelopment on Surface Urban Heat Islands*. Remote Sensing, 11, 299. - DOI: 10.3390/rs11030299 - lc.cx/renard2019c

* **Stocker T.F., Qin D., Plattner G.-K., Alexander L.V.**, et al. (2013). Résumé technique. In: *Changements climatiques 2013: Les éléments scientifiques*. Contribution du Groupe de travail I au cinquième Rapport d'évaluation du Groupe d'experts intergouvernemental sur l'évolution du climat [Stocker T.F., D. Qin, G.-K. Plattner, M. Tignor, S.K. Allen, J. Boschung, A. Nauels, Y. Xia, V. Bex et P.M. Midgley (dir. pub.)]. Cambridge University Press, Cambridge, Royaume-Uni et New York (NY), États-Unis d'Amérique - lc.cx/stocker
<figure><img src="image_76.png" /></figure>

<figure><img src="image_77.png" /></figure>

# Hydrologie et anthropisation 4

La croissance démographique mondiale s'accompagne d'une augmentation de la part de la population vivant dans des zones urbaines. En France, cette part était de 50% en 1945 et a atteint 80% en 2016. Cette urbanisation induit des modifications des paysages, initialement naturels, agricoles ou forestiers et impacte fortement le cycle naturel de l'eau dans les bassins versants.

Les travaux de l'OTHU, illustrés dans les questions suivantes, ont largement contribué à étudier et quantifier ces impacts via le suivi de long terme de plusieurs bassins versants urbains ou périurbains. Les travaux ont apporté des contributions originales sur la caractérisation de l'artificialisation des surfaces et l'identification des chemins de l'eau dans les bassins périurbains. Plusieurs outils et méthodes alliant collecte de données sur le long terme et modélisation ont permis de quantifier l'impact de l'artificialisation sur le cycle hydrologique dans les bassins versants. Des travaux se sont aussi plus particulièrement focalisés sur les modifications apportées à la ressource en eau souterraine et aux inondations urbaines.
# Quest-ce que l'artificialisation des sols ?

Isabelle Braud et Flora Branger, INRAE Lyon

L'urbanisation modifie les paysages initialement forestiers, agricoles ou naturels, conduisant à ce qu'on appelle l'artificialisation des sols. Cette notion d'artificialisation est souvent considérée à tort comme synonyme d'imperméabilisation, alors qu'elle renvoie à des transformations bien plus profondes, qui ne se limitent pas à ce qui est visible en surface.

## Les différentes composantes de l'artificialisation des sols

### Notre définition: un sol artificialisé est un sol soumis à urbanisation

Dans l'expertise collective menée sur les déterminants et les impacts de l'artificialisation des sols, Béchet et al. (2017) définissent les « sols artificialisés » comme ceux qui ne sont ni naturels, ni forestiers, ni agricoles. Même si les pratiques agricoles et sylvicoles modifient les paysages et le fonctionnement des sols, une surface de culture n'est donc pas considérée comme « artificialisée » : dans cet ouvrage, un sol artificialisé est donc un sol soumis à urbanisation.

Le mot urbanisation est souvent considéré comme synonyme d'imperméabilisation des surfaces, accompagnant la construction de bâtiments ou de routes. Cependant, cette vision est très réductrice car les transformations apportées par l'urbanisation sont plus profondes et affectent les paysages ainsi que la structure, la chimie et la biologie des sols.

### Le compartiment souterrain peut également être artificialisé

Outre les bâtiments, les zones artificialisées comprennent les parcs et jardins, les équipements sportifs, récréatifs et de loisirs, les zones industrielles et commerciales, ainsi que tous les réseaux de communications (voiries, chemins, routes, réseaux de transport en commun) qui en permettent l'accès. Une autre composante, souvent invisible, concerne les modifications de la structure des sols via les réseaux souterrains : réseaux d'adduction d'eau potable, d'assainissement, de gestion des eaux pluviales, avec la création de tranchées où le sol naturel est remplacé par des matériaux souvent plus grossiers. Les nouvelles techniques de gestion des eaux pluviales introduisent aussi de nouveaux éléments dans les paysages urbains comme les noues, les tranchées infiltrantes, les jardins de pluie ou les toitures végétalisées. On peut aussi mentionner les pompes mises en place pour assurer l'étanchéité des bâtiments. L'ensemble de ces aménagements modifie la surface et le compartiment souterrain et impactent les écoulements dans les cours d'eau et les nappes souterraines.

<figure><img src="image_78.png" /><figcaption>Photo 1 : Les paysages périurbains : une mosaïque de zones bâties, de voiries, de zones rurales ou de parcs et jardins (source : Pixabay).</figcaption></figure>
## La cartographie pour quantifier l'artificialisation des sols

Pour caractériser l'artificialisation des sols, on s'appuie en général sur des cartographies de la couverture des sols (land cover) ou de leur usage (land use). L'imagerie aérienne et satellite est de plus en plus utilisée à cette fin, notamment avec l'avènement d'images à très haute résolution spatiale (de l'ordre de 50 cm à un mètre) qui permettent d'identifier différents types de surface selon leurs propriétés spectrales ou d'identifier des objets selon leurs caractéristiques morphologiques. La télédétection satellitaire fournit des informations sur l'occupation des sols depuis les années 1980 environ, mais les progrès des capteurs ont conduit à une amélioration de la résolution spatiale. Des corrections sont donc nécessaires pour comparer des cartes produites à des dates différentes.

Par ailleurs, artificialisation et imperméabilisation ne sont pas systématiquement synonymes. Les parcs et jardins sont perméables, alors que des surfaces naturelles comme des zones rocheuses sont plutôt imperméables. La cartographie de

la couverture du sol (land cover) donne des informations sur les propriétés physiques des surfaces et donc sur le caractère perméable ou imperméable des surfaces, alors que l'usage des sols (land use) informe plutôt sur l'usage des parcelles (agricole, résidentiel, zones de loisirs, etc.).

La partie souterraine de l'artificialisation, invisible pour l'imagerie aérienne et satellite, est plus difficile à quantifier. Il faut s'appuyer sur des cartographies spécifiques, lorsqu'elles existent (cartes des réseaux d'assainissement gérés par les collectivités et organismes gestionnaires). En leur absence, on peut travailler par association avec des données de surface, par exemple en faisant l'hypothèse que les réseaux d'assainissement suivent les routes principales.

## La quantification de l'imperméabilisation dépend de la source d'information utilisée

Dans le cadre du projet de recherche ANR AVuPUR, l'artificialisation des sols a été caractérisée sur le bassin périurbain de l'Yzeron, l'un des sites de l'OTHU. Pour cela, des

<figure><img src="image_79.png" /><figcaption>**Figure 1** : Cartographie de l'occupation du sol à l'aide d'images aériennes (BR Ortho® IGN à 50 cm de résolution) et par analyse d'images Quickbird à 2,44 m et Spot à 2,5 m sur un secteur du bassin de l'Yzeron (adapté de Jacqueminet et al., 2013).</figcaption></figure>

## Une cartographie de l'occupation des sols en ligne

Le portail Theia propose maintenant de manière systématique une cartographie de l'occupation du sol annuelle à l'aide d'images Spot 5 et 7 qui peuvent être utilisées pour suivre l'évolution de l'artificialisation d'une agglomération et voir l'efficacité des politiques d'aménagement urbain, en complément des données disponibles dans certaines collectivités.

<footnote n="1">¹ Ic.cx/theia</footnote>
informations sur la topographie, la géologie et la pédologie ont été collectées. Des contacts avec les gestionnaires ont en outre permis de documenter les différents réseaux (pluvial, assainissement). L'occupation du sol a été cartographiée, afin de caractériser le taux d'imperméabilisation des sols, notamment pour un usage dans les modèles hydrologiques

qui ont été développés (voir Question 4.2: Quelles sont les conséquences de l'artificialisation des sols sur le cycle de l'eau ?). L'usage du sol a aussi été cartographié de manière rétrospective, afin de paramétrer un modèle d'évolution de l'usage du sol et définir des scenarii prospectifs en 2030 (Dodane et al., 2014).

<figure><img src="image_80.png" /><figcaption>**Figure 2** : Pourcentages d'imperméabilisation calculés par sous-bassins versants de l'Yzeron à l'aide de cartographies de l'occupation du sol réalisées à partir de la BD Ortho® IGN à 50 cm de résolution, et par analyse d'images Quickbird à 2,44 m et Spot à 2,5 m (adapté de Jacquemin et al., 2013).</figcaption></figure>
Pour cartographier l'occupation du sol, plusieurs sources d'informations ont été comparées : la BDOrtho® de l'IGN avec une résolution de 50 cm; une image spot à 2,50 m et une image Quickbird à 2,44 m. Plusieurs classes d'occupation des sols, permettant de discriminer le caractère perméable ou non perméable des surfaces, ont été définies (figure 1). Les différentes images apportent des informations complémentaires. Ainsi la BD Ortho® IGN permet de bien caractériser les réseaux linéaires (chemins, routes, voies). La figure 2 illustre le fait que la quantification du degré

d'imperméabilisation dépend fortement de la source d'information utilisée. Les simulations montrent que le débit total du cours d'eau change assez peu selon la carte utilisée. Par contre, les composantes du débit (surface, subsurface, souterrain) sont plus fortement modifiées. Ceci implique que, comme l'origine de l'eau est différente, le transport de contaminants sera différent selon la source de données utilisée. Les cartes ont alors été combinées pour générer une carte dite de « synthèse » qui exploite au mieux les points forts des différentes images.

POUR ALLER PLUS LOIN

► **Béchet B., Le Bissonnais Y., Ruas A.** (pilotes), **Aguilera A., Andrieu H., Barbe Billet P., Cavailhès J., Cohen M., Cornu S., Dablanc L., Delolme C., Géniaux G., Hedde M., Mering C., Musy M., Polèse M., Weber C., Frémont A., Le Perchec S., Schmitt B., Savini I., Desrousseaux M.**, (2017). Sols artificialisés et processus d'artificialisation des sols : déterminants, impacts et leviers d'action. Synthèse du rapport d'expertise scientifique collective, Ifsttar-Inra (France), 127 p. – lc.cx/bechet2017

► **Jacqueminet C., Kermadi S., Michel K., Béal D., Gagnage M., Branger F., Jankowfsky S., Braud I.**, (2013). Land cover mapping using aerial and VHR satellite images for distributed hydrological modelling of periurban catchments: Application to the Yzeron catchment (Lyon, France), Journal of Hydrology, Volume 485, 2013, pages 68-83, ISSN 0022-1694 – lc.cx/jacqueminet2013
# Quelles sont les conséquences de l'artificialisation des sols sur le cycle de l'eau ?

Isabelle Braud et Flora Branger, INRAE Lyon

L'artificialisation des sols modifie la manière dont la pluie se répartit entre infiltration, ruissellement, évapotranspiration ou recharge des aquifères. Mais comment quantifier et modéliser la manière dont elle impacte les composantes du cycle hydrologique des bassins urbains ou périurbains ? Aujourd'hui, les modalités d'artificialisation évoluent et l'évaluation de leurs conséquences n'en sont que plus complexes: au-delà de l'imperméabilisation et de l'évacuation directe des eaux pluviales par le «tout-tuyau», on introduit aujourd'hui de plus en plus de solutions fondées sur la nature, pour une gestion des eaux pluviales à la source. Il importe ainsi d'évaluer l'impact de ces nouveaux modes de gestion au niveau d'un bassin versant.

## L'artificialisation impacte l'ensemble des composantes du cycle hydrologique

Le premier impact de l'artificialisation est l'imperméabilisation des sols, de par la construction des bâtiments ou des routes et la pluie va ruisseler dessus.

Au-delà des surfaces imperméables, le compactage des sols et leur appauvrissement diminuent leur perméabilité.

Les surfaces étant imperméables, il est alors nécessaire de collecter les eaux, généralement dans des canalisations; on augmente ainsi les vitesses de ruissellement et la concentration des flux vers les points bas.

Enfin, la raréfaction de la végétation réduit la capacité de stockage, de ralentissement du ruissellement et d'évapotranspiration de l'eau.

Toutes ces actions réduisent l'infiltration des eaux de pluie dans le sol. Elle conduit à une augmentation des volumes d'eau ruisselés et des vitesses de ruissellement. Elle peut aussi modifier les composantes du débit des cours d'eau, c'est-à-dire en augmentant la part issue du ruissellement de surface direct, et en réduisant les écoulements de subsurface (dans le sol de surface) et le débit de base (eau provenant de la vidange des réservoirs profonds du sol).

Lorsque cette eau rejoint le milieu récepteur (cours d'eau) elle provoque une réduction du temps de montée de la crue et une augmentation du débit de crue (générant des hydrogrammes<fnref n="1" /> plus pointus cf. figures 2 et 3). Il est aussi couramment admis que l'artificialisation des sols conduit à une réduction de la recharge des nappes souterraines.

Cependant, l'artificialisation peut avoir des effets autres sur la recharge de nappes et les débits de base des cours d'eau. Ainsi, les résultats des études sont contrastés et certains auteurs rapportent une augmentation de la recharge des nappes à cause des fuites des réseaux d'eau potable, de la généralisation de fosses septiques ou de l'irrigation excessive des parcs et jardins privés (dans la région de Santiago au Chili), ou encore la réduction. À contrario, à cause de défauts d'étanchéité, les réseaux d'assainissement peuvent avoir un rôle de drainage des eaux du sous-sol, conduisant à une diminution des débits de base dans les cours d'eau.

## Le recours à la modélisation est nécessaire pour évaluer plus précisément les impacts de l'artificialisation

La mesure de la pluie et des débits dans des points caractéristiques est souvent insuffisante pour quantifier les composantes du bilan hydrologique. Des modèles distribués peuvent être utilisés pour estimer les débits en différents points des cours d'eau et réaliser des bilans hydrologiques sur différents sous-bassins versants. De même, quantifier l'évapotranspiration, surtout en milieu complexe, reste difficile expérimentalement et fait souvent appel à la modélisation. Pour évaluer et comparer différentes stratégies de gestion des eaux pluviales à la source, il faut avoir recours à des modèles distribués<fnref n="2" />, qui représentent explicitement les objets du paysage. Ces modèles doivent néanmoins encore

## Les impacts de l'artificialisation ne se limitent pas au cycle de l'eau

Les impacts de l'artificialisation des sols se manifestent également sur les flux de polluants, sur la biodiversité souterraine et aérienne ou encore sur la création d'îlots de chaleur, la pollution de l'air et le bruit. Ces impacts ainsi que les leviers d'action sont détaillés dans la synthèse de l'expertise scientifique collective INRA-IFSTTAR 2017 (Ic.cx/bechet2017).

<footnote n="1">¹ Voir l'article Wikhydro : Ic.cx/hydrogramm</footnote>

<footnote n="2">² Voir l'article Wikhydro : Ic.cx/modeledistrib</footnote>
<figure><img src="image_81.png" /><figcaption>Photo 1 : Visualisation de l'impact de l'artificialisation lors d'un fort orage en juillet 2017 à Villeurbanne (69) – (19 mm).</figcaption></figure>

être enrichis pour prendre en compte tous les modes de gestion à la source.

## Les apports de l'OTHU: le cas du bassin de l'Yzeron

Dans le cadre de l'OTHU, le bassin de l'Yzeron a été étudié avec de nombreuses mesures de débits en différents points du bassin ainsi que dans le réseau unitaire (figure 2) Une analyse des données collectées a permis de mettre en évidence les éléments suivants (Braud et al., 2013).

1 – Le soutien d'étiage: les cours d'eau sont intermittents, mais la présence de déversoirs d'orage conduit à une diminution de la fréquence de débits nuls, les Dos étant les seuls contributeurs au débit durant les périodes sèches; les rejets des stations d'épuration assurent aussi parfois un débit minimal dans les cours d'eau dans d'autres sous-bassins.

2 – Dans les réseaux unitaires: une méthode d'évaluation de la part d'eau claire infiltrée dans les réseaux d'assainissement montre que, sur le réseau unitaire du bassin de la Chaudanne, 30 % du volume annuel correspond à de l'infiltration dans le réseau, 40 % à du ruissellement pluvial, et le reste aux eaux usées (soit seulement 30 %).

3 – L'aggravation des pointes de débit: la figure 3 illustre que les hydrogrammes des bassins les plus urbanisés (voir figure 2) sont aussi les plus pointus, avec donc une montée de crue et une décrue plus rapides.

Des outils de modélisation ont été développés, à différentes échelles, afin de prendre en compte la complexité des paysages périurbains: mosaïque de parcelles rurales et urbaines, réseaux hydrographiques naturels, réseaux unitaires

<figure><img src="image_82.png" /><figcaption>Figure 2: Part de zones agricoles, de forêt et de bâtiments et routes pour les différentes stations de mesure du débit sur l'Yzeron (d'après des données de Labbas, 2015).</figcaption></figure>
<figure><img src="image_83.png" /><figcaption>**Figure 3:** Hydrogrammes normés caractéristiques de crues pour les différentes stations hydrométriques de l'Yzeron.</figcaption></figure>

et réseaux d'eaux pluviales, déversoirs d'orage, bassins de rétention, etc. La figure 4 est le résultat de simulations sur le bassin de l'Yzeron par le modèle J2000 (Branger et al., 2012) de l'impact de l'évolution de l'urbanisation entre 1990 et 2008 sur le débit total et ses composantes: ruissellement

de surface, de subsurface et débit de base. Si le débit total est peu impacté, on voit que l'artificialisation favorise le ruissellement de surface au détriment des débits de base et de subsurface.

<figure><img src="image_84.png" /><figcaption>**Figure 4:** Impact de l'évolution de l'urbanisation entre 1990 et 2008 sur le débit mensuel interannuel de l'Yzeron à Taffignon (129 km²) et de ses composantes: ruissellement de surface, de subsurface et débit de base.</figcaption></figure>
Le modèle J2000P (Labbas et al., 2015) intègre les réseaux d'assainissement et les DOs dans un modèle de caractérisation du fonctionnement d'unités de réponse hydrologique. Il a été utilisé pour évaluer l'impact de différents scénarios d'évolution future de l'urbanisation (Dodane et al., 2014) ou de gestion des eaux pluviales, sur les composantes du cycle hydrologique.

Des premiers tests à l'échelle d'un bassin comme l'Yzeron suggèrent que l'impact des modes de gestion de l'eau (en

particulier la déconnexion des eaux pluviales du réseau d'assainissement) sur le régime hydrologique est plus important que la seule évolution de l'imperméabilisation des surfaces (Labbas, 2015). Ceci invite à approfondir comment une généralisation de la gestion à la source ou une déconnexion des eaux pluviales sur ce bassin, pourrait limiter les impacts de l'urbanisation sur le cycle hydrologique.

POUR ALLER PLUS LOIN

► **Branger F., Kermadi S., Krause P., Labbas M., Jacqueminet C., Michel K., Braud I., Kralisch S.** (2012). Yzeron peri-urban catchment, France, International Environmental Modelling and Software Society (IEMSS) 2012. Managing Resources of a Limited Planet, Sixth Biennial Meeting, Leipzig, Germany, R. Seppelt, A. A. Voinov, S. Lange, D. Bankamp (Eds.), 8 pp – [lc.cx/branger2012](http://lc.cx/branger2012)

► **Braud I., Breil P., Thollet F., Lagouy M., Branger F., Jacqueminet C., Kermadi S., Michel K.** (2013). Evidence of the impact of urbanization on the hydrological regime of a medium-sized periurban catchment in France, Journal of Hydrology – 485, 5-23. – DOI: 10.1016/j.jhydrol.2012.04.049 – [lc.cx/braud2013](http://lc.cx/braud2013)

► **Labbas M.** (2015). Modélisation hydrologique de bassins versants périurbains et influence de l'occupation du sol et de la gestion des eaux pluviales. Application au bassin de l'Yzeron (130 km²), Thèse de l'Université de Grenoble - 388 pp. – [lc.cx/labbas2015](http://lc.cx/labbas2015)
# Les aménagements en sous-sol des villes impactent-ils la ressource en eau ?

Guillaume Attard, CEREMA - Thierry Winiarski, ENTPE

Le milieu souterrain est encore aujourd'hui mal connu. Pourtant, il est de plus en plus sollicité par la ville pour la réalisation d'aménagements, pour les fondations des bâtiments et en tant que ressource en matériaux et énergie. Et lorsqu'on sait que ce milieu constitue également une ressource en eau potable pour les habitants, la question des impacts de ces infrastructures et usages sur les eaux souterraines prend tout son sens.

bâtiments, des réseaux de communication et de transport. C'est aussi un espace d'aménagement qui permet de gerer nos voitures et d'installer les systèmes de sécurité. Depuis que les villes existent, l'espace souterrain est également une ressource en matériaux de construction et plus récemment en granulat, ingrédient indispensable pour les bétons. Ces eaux souterraines sont également devenues une ressource géothermique sans cesse en développement. Enfin, l'espace souterrain urbain est, depuis plusieurs décennies, le milieu privilégié dans lequel l'eau potable est prélevée : en Europe, plus de 40% de l'eau distribuée dans les réseaux d'eau potable provient des aquifères urbains (Eiswirth et al., 2004).

## Une pression croissante de la ville sur le milieu souterrain

Le développement des villes ainsi que l'économie du foncier exercent une pression de plus en plus importante sur la dimension verticale de la ville. En effet, les nouveaux bâtiments qui se construisent ont tendance à s'élever de plus en plus haut. Mais qu'en est-il de l'espace souterrain ? Ce milieu, mal connu et difficilement observable, est de plus en plus sollicité. Il est le lieu privilégié des fondations des

## La ville perturbe les écoulements et la qualité physico-chimique de l'eau souterraine

Du point de vue qualitatif, les matériaux de construction des ouvrages souterrains peuvent altérer les caractéristiques physico-chimiques de l'eau souterraine urbaine (Chae et al., 2008). D'autre part, d'un point de vue quantitatif, le

<figure><img src="image_85.png" /><figcaption>Figure 1 : Représentation des nuisances et risques inhérents à l'interaction entre les ouvrages souterrains et les nappes urbaines - les injections d'eau chaude sont en orange et les injections d'eau froide sont en bleu (d'après Attard, 2017).</figcaption></figure>
maintien de la stabilité des ouvrages impose la mise en place de systèmes de drainage dont les débits peuvent représenter plusieurs millions de mètres cubes annuels (Vázquez-Suñé et al., 2005). Ces perturbations des écoulements peuvent favoriser le tassement des terrains, et éventuellement participer à l'accroissement du risque d'inondation par remontée de nappe. Dans les quartiers en renouvellement comme le quartier de Gerland à Lyon, la construction d'immeubles avec les phases temporaires de rabattement de nappe (baisse de niveau) a également un impact non négligeable.

Par ailleurs, depuis que l'Europe s'est engagée à réduire de 20% les émissions de gaz à effet de serre d'ici à 2020, l'énergie géothermique est considérée comme une ressource incontournable. En particulier, les systèmes de pompes à chaleur sur nappe sont un moyen efficace d'exploiter cette énergie (Lund et al., 2011). La multiplication de ces systèmes d'extraction a tendance à générer des interférences entre installations (Herbert et al., 2013). En effet, lorsque la distance qui sépare deux installations n'est pas suffisante, les zones d'influences thermiques peuvent se couper, s'intersecter, et altérer la performance des systèmes avec par exemple la formation d'îlots de chaleur souterrains (Menberg, 2013).

L'ensemble des pressions exercées par la ville sur la ressource, à savoir la perturbation du cycle de l'eau, des écoulements et de la physico-chimie de l'eau (figure 1), montre l'intérêt de revoir la gouvernance en matière de gestion de l'eau souterraine urbaine. Pourtant, selon les travaux de Maire (2011), il n'existe toujours pas de stratégie aboutie de planification du sous-sol urbain. Le manque d'expertise et de compréhension dans les interactions entre les infrastructures souterraines et la ressource en eau est en partie responsable de cette lacune.

## La modélisation pour comprendre les impacts des aménagements urbains

Les travaux de thèse (Attard, 2017) entrepris dans le cadre d'une collaboration scientifique entre l'ENTPE et le Cerema visaient à mieux comprendre les impacts des aménagements souterrains sur la ressource en eau souterraine urbaine. Les questions suivantes ont été abordées: quels sont les différents types d'ouvrages souterrains rencontrés en milieu urbain et quels sont leurs comportements hydrodynamiques? Quels types d'impacts génèrent-ils sur les écoulements et quelle est leur influence sur la qualité de la ressource en eau ?

### Rabattement de la nappe causé par les ouvrages

<figure><img src="image_86.png" /><figcaption>Figure 2 : Les impacts cumulés des ouvrages souterrains sur la position initiale de la surface libre de la nappe de Lyon. On observe un abaissement de son niveau de plus d'un mètre globalement et de plus de 2 m dans la zone la plus impactée. Modifié d'après Attard et al., 2016.</figcaption></figure>
## Modéliser les impacts des infiltrations à la parcelle

Un travail de thèse (W. Pophillat 2018-2021) vise à proposer une modélisation intégrée des conséquences d'une systématisation des pratiques d'infiltration à la parcelle des pluies courantes à l'échelle de petits bassins versants, avec un focus sur le compartiment souterrain et la végétation. La modélisation permettra de prendre en compte les interactions entre les ouvrages, les structures souterraines, les compartiments de surface et souterrains.

À quelle échelle ces impacts doivent-ils être appréhendés et existe-t-il des effets cumulatifs lorsque le sous-sol urbain est densément aménagé ?

Afin de répondre à ces questions, une approche par modélisation hydrogéologique déterministe 3D a été conduite en s'appuyant sur les données de terrain de l'agglomération lyonnaise. Les résultats de ces travaux ont montré que les ouvrages faisant intervenir des systèmes de drainage sont responsables d'une fragmentation importante des systèmes d'écoulement urbains souterrains, susceptible de modifier le régime d'alimentation de l'aquifère. Ils révèlent aussi un effet cumulé marqué des ouvrages sur le rabattement de la nappe (R), de l'ordre de 0,5 m à plus de 3 m (figure 2). Le modèle a également mis en évidence un effet au droit des infrastructures souterraines qui favorise la mise en communication d'eau à différentes profondeurs, accroissant la vulnérabilité des réservoirs profonds (Attard et al., 2016c).

<figure><img src="image_87.png" /><figcaption>Figure 3 : (a) Vue en plan de l'impact thermique généré par les ouvrages souterrains à Lyon. (b) Vue en plan de l'impact cumulé dans le secteur de la Part-Dieu où le modèle montre par endroit un réchauffement de plusieurs degrés de la nappe. (c) La vue en coupe autour de trois ouvrages souterrains montre que ce réchauffement affecte la nappe sur plusieurs dizaines de mètres. Modifié d'après Attard et al. (2016b).</figcaption></figure>
Enfin, les impacts individuels et cumulés des infrastructures souterraines sur la température des nappes ont été évalués. Cette analyse a montré que ces infrastructures pouvaient, du fait de leur zone d'influence thermique, affecter le potentiel

géothermique des nappes urbaines (figure 3). Ces zones d'influence thermique pourraient être intégrées dans la réflexion de l'exploitation géothermique des nappes urbaines afin de limiter les conflits d'usage.

<figure><img src="image_88.png" /></figure>

POUR ALLER PLUS LOIN

► **Attard G.** (2017). Impacts des ouvrages souterrains sur l'eau souterraine urbaine - Application à l'agglomération lyonnaise. Thèse de doctorat de l'École Nationale des Travaux Publics de l'État, École doctorale Chimie de Lyon, Spécialité : Sciences de l'Environnement Industriel et Urbain, 154 p. – https://hal.archives-ouvertes.fr/ENTPE/tel-01496786
# Quels sont les impacts de l'artificialisation des sols sur l'écoulement de l'eau ?

Isabelle Braud et Flora Branger, INRAE Lyon

L'artificialisation des surfaces induit des modifications profondes de la structure des sols et des paysages. Ces modifications influencent les directions d'écoulement des eaux pluviales, et donc, par voie de conséquence, le transport des polluants et le risque d'inondation. Il est donc nécessaire de décrire les liens entre artificialisation et directions d'écoulement afin de mieux gérer les eaux pluviales.

## L'artificialisation des sols modifie les directions d'écoulement et les frontières des bassins versants

Dans les milieux naturels non anthropisés, l'eau s'écoule du haut vers le bas en suivant la topographie jusqu'à rejoindre un cours d'eau. Pour définir les frontières d'un bassin versant en un point appelé exutoire (un point choisi sur le

cours d'eau), on doit identifier la surface où l'eau s'écoule en ce point en suivant la topographie (ligne de plus grande pente). Mais, dans un bassin urbain ou périurbain, divers éléments modifient les directions d'écoulement et donc les frontières des bassins versants, qui ont le plus souvent plusieurs exutoires. Les réseaux d'assainissement unitaires qui, en temps normal, transportent les eaux usées et pluviales jusqu'à la station d'épuration, vont, lorsque le réseau est en surcharge, déverser leurs eaux dans les cours d'eau naturels via des déversoirs d'orage.

Lorsque le réseau est séparatif, le réseau qui collecte les eaux pluviales se déverse le plus souvent dans les cours d'eau naturels et peut également modifier les directions d'écoulement. De plus, les réseaux routiers, surtout dans les milieux périurbains, sont souvent longés par des fossés qui collectent les eaux pluviales et modifient la topographie et donc les directions d'écoulement. Enfin, en interaction avec les réseaux hydrographiques naturels, il faut prendre en compte les lacs naturels ou artificiels (bassins de rétention), mais aussi tous les éléments du paysage qui sont mis en place pour la gestion des eaux pluviales à la source (noues, tranchées infiltrantes, etc.).

<figure><img src="image_89.png" /><figcaption>Figure 1 : Les étapes de la méthode de délimitation d'un bassin périurbain, de son réseau de drainage et des sous-bassins contributifs (adapté de Jankowfsky et al., 2013).</figcaption></figure>
<figure><img src="image_90.png" /><figcaption>**Figure 2** : Carte finale des sous-bassins et des limites du bassin versant de la Chaudanne en conditions humides. Les sous-bassins urbains sont en gris foncé, les sous-bassins ruraux en blanc, et les sous-bassins drainés par des fossés en gris clair. Les sous-bassins en pointillé sont uniquement connectés via les déversoirs d'orage à la rivière. La soustraction des zones en pointillé à la surface du bassin en conditions humides donne la surface du bassin par temps sec (adapté de Jankowfsky et al., 2013).</figcaption></figure>

## Une méthode pour délimiter des bassins versants périurbains et leurs sous-bassins

Dans le cadre des travaux de l'OTHU, une méthode semi-automatique a été proposée pour la délimitation des frontières d'un bassin périurbain et des sous-bassins ruraux, urbains ou mixtes qui le composent (Jankowfsky et al., 2013, figure 1). Une première étape consiste à délimiter la frontière topographique, les exutoires et la frontière maximale du bassin (qui prend en compte les fossés et réseaux d'assainissement). Pour le bassin topographique, les méthodes classiques d'extraction de bassin versant à l'aide d'un Modèle Numérique de Terrain (MNT) peuvent être utilisées. On identifie tous les points de connexion au réseau hydrographique naturel. Les fossés en zone rurale peuvent être ajoutés à ce réseau naturel. Les zones du bassin drainées par un réseau unitaire ont au moins deux exutoires : le premier vers la station d'épuration (la majorité du temps), le second vers le réseau hydrographique via les déversoirs d'orage (DO) (lors de forts épisodes pluvieux). Ces surfaces sont ajoutées à la surface maximale du bassin. La surface du bassin versant dépend des conditions d'écoulement avec une surface minimale en conditions sèches, et une surface maximale en conditions humides.

Pour affiner la délimitation des zones qui font effectivement partie du bassin versant, des reconnaissances de terrain sont nécessaires pour déterminer le sens des écoulements dans les réseaux séparatifs afin d'éliminer les zones drainant hors du bassin versant. Pour les zones urbaines, on utilise une approche de type objet pour relier chaque parcelle cadastrale au réseau pluvial le plus proche et le plus bas, en suivant le réseau de voirie. La figure 2 illustre le résultat final pour le bassin de la Chaudanne à Grézieu la Varenne. On voit que les contours finaux du bassin versant sont irréguliers et différents du contour topographique du bassin.

## Geo-PUMMA un outil SIG pour la détermination des directions des écoulements en milieu urbain et périurbain

Pour caractériser les directions d'écoulement dans un milieu urbain et périurbain complexe, la boîte à outil Geo-PUMMA (Sanzana et al., 2017) utilise une approche objet qui s'appuie sur une cartographie de l'usage des sols à l'échelle parcellaire, prenant en compte les éléments urbains et naturels des paysages: parcelles cadastrales ou agricoles, zones créatives, places, parkings, alignements d'arbres, haies, bassins, réseaux, ainsi qu'une délimitation des bâtiments et
<figure><img src="image_91.png" /><figcaption>**Figure 3** : (a) Réseau de drainage pour le sous-bassin du Mercier (Yzeron) calculé à l'aide de Geo-PUMMA et (b) hydrogramme unitaire associé (adapté de Sanzana *et al.*, 2017)</figcaption></figure>

zones végétalisées. Un Modèle Numérique de Terrain (MNT) à haute résolution est nécessaire (résolution 2 m maximum) mais ces MNTs sont maintenant disponibles grâce à des levés Lidar (Light Detection and Ranging). Le maillage du bassin est obtenu par superposition des couches d'informations géographiques initiales. Il est ensuite amélioré pour éliminer les parcelles non convexes ou trop longues qui peuvent perturber les algorithmes de détermination des directions d'écoulement. Une fois le réseau de drainage connu, on peut calculer un Hydrogramme Unitaire qui renseigne sur les temps de transfert de l'eau à l'exutoire (figure 3). On peut aussi déterminer la part des écoulements de surface qui transite via des zones urbaines ou rurales, information utile pour déterminer l'origine de possibles contaminations.
Ces outils restent néanmoins encore du domaine de la recherche.

## La méthode IRIP: un outil pour faciliter la mise en place de la GESTion des Milieux Aquatiques et Prévention des Inondations (GEMAPI) s

La gestion du ruissellement intense pluvial est du ressort des collectivités. Pour les bassins périurbains notamment, une vision territoriale du ruissellement et donc des chemins d'écoulement se révèle utile. Le modèle IRIP (Indicateur de Ruissellement Intense Pluvial, Dehotin et Breil, 2011) produit des cartes de susceptibilité d'un territoire à produire,

transférer et accumuler du ruissellement. Il s'appuie pour cela sur des informations cartographiques facilement disponibles: la topographie, une cartographie de l'occupation du sol et la pédologie. La résolution des données d'entrée peut être adaptée en fonction de l'échelle à laquelle on cherche des réponses. Pour chaque carte, 5 indicateurs classés en favorable/défavorable au ruissellement sont définis (figure 4) et sont sommés pour obtenir un niveau de susceptibilité (de 0 à 5) à la production, au transfert et à l'accumulation de ruissellement. Le modèle inclut une dépendance amont-aval entre les différents points du bassin.

Le modèle IRIP a permis de révéler plusieurs résultats importants. Tout d'abord, les cas d'étude traités ont montré que les zones présentant une forte susceptibilité au transfert de ruissellement affichaient également un fort potentiel d'érosion et de transport solide. Deuxième enseignement, les zones d'accumulation de ruissellement sont plutôt des zones favorables à l'inondation car les écoulements y sont ralentis. La cartographie fournie par le modèle IRIP permet aussi d'identifier des zones humides, qui peuvent servir à limiter les effets des inondations et des pollutions qui en découlent. Elle met également en lumière les zones sur lesquelles de la rétention à la source ou des aménagements pour limiter le ruissellement et l'érosion peuvent être mis en place. Les zones favorables au transfert peuvent être ciblées pour des ouvrages de rétention, alors qu'il vaut mieux éviter des constructions sensibles dans les zones favorables à l'accumulation. Ces cartes peuvent donc éclairer utilement la mise en œuvre de la GEMAPI.
<figure><img src="image_92.png" /><figcaption>**Figure 4** : Les différents indicateurs et leur combinaison pour déduire les cartes de susceptibilité à la production, au transfert et à l'accumulation de ruissellement (adapté de Braud *et al.*, 2020).</figcaption></figure>

En Bref...

Les directions d'écoulement des eaux sont impactées par l'artificialisation des sols. En milieu urbain, les cartes des réseaux d'assainissement permettent de déterminer ces directions. L'exercice est plus complexe dans les bassins périurbains, où les outils de description traditionnels des milieux ruraux fondés uniquement sur la topographie ne s'appliquent pas. L'OTHU a donc développé plusieurs outils permettant de délimiter les frontières d'un bassin péri-urbain, de déterminer les directions d'écoulements associées et d'identifier les zones d'un territoire susceptibles de contribuer au ruissellement.

POUR ALLER PLUS LOIN

► Dehotin J., Breil P., (2011a). Technical report of the IRIP project: mapping the flooding by runoff (Technical report). IRSTEA Hydrology-Hydraulic Research Unit - https://hal.inrae.fr/hal-02595951

► Jankowfsky S., Branger F., Braud I., Gironas J., Rodriguez F., (2013). Comparison of catchment and network delineation approaches in complex suburban environments. Application to the Chaudanne catchment, France. Hydrological Processes, 27(25), 3747-3761 - https://doi.org/10.1002/hyp.9506
# L'urbanisation aggrave-t-elle les inondations ?

André Paquier, INRAE Lyon - Emmanuel Mignot et Nicolas Rivière, INSA Lyon

Les inondations sont les risques naturels qui causent le plus de pertes humaines et économiques. Or, le milieu urbain est particulier tant du point de vue de la vulnérabilité (densité de population, infrastructures critiques) que de l'aléa (concentration des écoulements dans le réseau de rues, obstacles nombreux, rues droites et possiblement à très forte pente). Les travaux de l'OTHU se sont concentrés sur la caractérisation de l'aléa, avec comme question centrale l'influence de l'urbanisation sur les chemins de l'eau en ville.

## Le réseau d'assainissement peut aggraver ou atténuer une inondation

Le rôle joué par le réseau d'assainissement dans la gestion des flux inondants est très variable en fonction du lieu de l'inondation et de l'intensité de la crue. En cas de crue extrême, les flux d'eau transitant dans le réseau peuvent être négligés face aux flux s'écoulant à la surface de la ville (par exemple à Nîmes en octobre 1988).

À l'opposé, en cas d'inondations plus fréquentes, le débordement du réseau peut être la source de l'inondation (notamment dans les cuvettes ou les secteurs construits en contre-bas), ou au contraire s'avérer capable de soustraire un volume d'eau important de la surface à travers ses

avaloirs. L'efficacité de ces avaloirs peut cependant souffrir d'obturation, par des déchets ou des feuilles mortes par exemple.

Le site OTHU d'Oullins a montré que des échanges d'eau complexes peuvent avoir lieu entre les rues, le réseau et la rivière urbaine, au cours d'un événement d'inondation avec, par exemple, un fonctionnement propre aux différents avaloirs (SI1, SI2 et SI3 sur la figure 1). Dans de tels cas, une représentation fine des écoulements dans le réseau et de ses échanges de flux avec la surface et la rivière au sein de calculs numériques, complique fortement la simulation des événements mais s'avère nécessaire.

## La topographie des rues et des parcelles privatives influence l'écoulement

Le rôle de la géométrie de la voirie et du bâti a également été étudié (thèse de P.-H. Bazin, 2013). Nous avons montré que la topographie des sections en travers des rues (hauteur du trottoir, profondeur du caniveau, forme bombée de la rue) a un effet sur l'inondation qui est négligeable en cas de très forte crue (telle à Nîmes en octobre 1988) mais primordial en cas de crue fréquente (typiquement un événement annuel ou biannuel). En effet, pour une crue extrême, l'eau occupe toute la largeur de la rue (d'une façade à celle d'en face) et va inonder l'ensemble du carrefour aval et se déverser dans toutes les rues adjacentes; à l'opposé pour une crue fréquente, la forme bombée de la rue concentre l'eau sur un côté de la rue, seule une partie du carrefour est inondée et l'eau n'envahit les rues qu'à l'aval de ce côté du carrefour.

<figure><img src="image_93.png" /><figcaption>Figure 1 : Géométrie caractéristique d'un avaloir de la Métopole de Lyon (haut) et plan des conduites principales du réseau d'assainissement, avec SI1, SI2 et SI3 trois avaloirs, dans la zone inondable de l'Yzeron à Oullins dans la banlieue de Lyon (bas) – d'après Bazin, 2013).</figcaption></figure>
Par ailleurs, si le réseau de rues est le lieu privilégié d'écoulement du flux inondant, l'écoulement à travers les parcelles privatives et les zones ouvertes peut jouer deux rôles principaux :

1 - stocker une partie de l'eau durant l'événement, tel un bassin de stockage, notamment si le volume disponible est important;

2 - initier de nouveaux cheminements de l'eau à travers les parcelles d'une rue à sa parallèle plus en aval, traversant éventuellement des zones sensibles (crèches, hôpitaux, écoles, maisons de retraite).

Pour représenter fidèlement ces intrusions d'eau, il est obligatoire de relever sur le terrain les caractéristiques des bordures des parcelles privatives, tel que décrit en figure 2. Nous avons montré qu'en zone péri-urbaine, l'écoulement à travers les jardins ou les haies peut jouer un rôle non négligeable dans la distribution des flux au niveau global.

## La présence d'obstacles fixes tels que des voitures peut augmenter la profondeur de l'eau

Enfin, les rues sont rarement exemptes d'obstacles divers, qu'ils soient fixes (mobilier urbain, signalisation) ou mobiles (véhicules). Ces obstacles peuvent fortement modifier les chemins de l'eau en surface. Leur influence a été étudiée en laboratoire sur un site atelier OTHU « modèle réduit de carrefour » (Paquier, 2009). Les résultats montrent que la présence d'un obstacle fixe peut significativement modifier la répartition des débits au sein des rues. La figure 3 montre l'influence que peuvent avoir des véhicules bloqués, sur la profondeur d'eau dans un carrefour, mesurée lors d'essais au 1/24e. La profondeur peut être plus que doublée pendant un temps bref, mais suffisant pour que, par exemple, des

<figure><img src="image_94.png" /><figcaption>**Photo 1** : Inondation d'un quartier d'Oullins (69) (source INRAE).</figcaption></figure>

<figure><img src="image_95.png" /></figure>
<figure><img src="image_96.png" /><figcaption>**Figure 3** : Modification de l'onde de crue par des obstacles mobiles : photographie d'un essai en laboratoire (en haut; échelle 1/24×) et évolution de la profondeur d'eau (en bas) dans la rue en l'absence (référence) et en présence de véhicules (source INSA Lyon).</figcaption></figure>

<figure><img src="image_97.png" /></figure>

quantités d'eau non négligeables puissent pénétrer dans des bâtiments.

## Quelles sont les modélisations adaptées à la simulation des inondations pluviales ?

La simulation des inondations pluviales requiert plusieurs types de modélisations complémentaires.

Les modèles hydrologiques ont pour but de déterminer les apports sources de l'inondation d'une zone d'étude donnée, c'est à dire les quantités d'eau provenant :

* du ruissellement amont;

* du débordement de la rivière à l'intérieur de la zone;

* de la redistribution de la pluie par les toits vers le réseau et les rues du domaine d'étude.

Au sein de la zone inondée, différents modèles peuvent alors être mis en œuvre, apportant des renseignements différents, en fonction des échelles ou des connaissances demandées.

L'aspect linéaire du réseau enterré rend les modèles 1D particulièrement adaptés, à condition de les compléter par des lois reliant profondeur et débit au droit des ouvrages. Pour les écoulements à la surface des rues, les codes les plus répandus sont basés sur les équations de l'écoulement moyennées sur la verticale (équations de Saint-Venant 2D; Paquier, 2009) : ils sont dits « 2D-h ». Ils bénéficient de données topographiques de plus en plus nombreuses provenant notamment de LIDAR aérien ou terrestre, complétées par des images de plus en plus détaillées et largement accessibles. De plus, les modèles 1D (réseau) et 2D-h (surface) peuvent être couplés (Bazin et al., 2014) pour reproduire la dynamique complète de l'inondation. L'utilisation de modèles 2D-h où le bâti est pris en compte au sein des équations sous forme d'une porosité permet d'agrandir le domaine de simulation en diminuant les temps de calculs, tout en dégradant la description de l'écoulement localement, à l'échelle du riverain ou du bâtiment. A l'inverse, les simulations 3D souffrent de temps de calcul prohibitifs, ce qui les réserve à des études locales (autour d'un ouvrage par exemple).

Pour établir des cartes de risque, les caractéristiques de l'aléa (profondeurs, vitesses d'écoulement) fournies par ces
modèles doivent être croisées avec des cartes de vulnérabilité. L'intervention des sciences de l'humain et de la société est indispensable pour y adjoindre le comportement des riverains (déplacements, utilisation possible ou probable des véhicules, perception du risque, mémoire, acceptabilité) afin de pouvoir proposer des plans d'évacuation, des modifications de voirie, des ouvrages de protection, etc.

Intégrer des données mesurées sur le terrain (« assimilation de données »), qui peuvent être transmises de manière quasi instantanée, est un moyen pour corriger automatiquement les prévisions ; cette méthode se heurte cependant à la fiabilité et à la représentativité des données transmises.
Une incertitude correctement estimée est indispensable à la prise de décision.

## Comment utiliser ces modèles pour la gestion de crise ?

Les capacités de calcul ne permettent pas de simuler de manière détaillée un événement d'inondation urbaine en temps réel et ce, d'autant plus que la dynamique de l'inondation est rapide (quelques heures voire quelques minutes dans le cas d'orage localisé sur des pentes fortes). Une solution est d'établir un catalogue de simulations pour des évènements synthétiques (correspondants à des conditions hydrologiques différentes). En temps de crise, on choisit l'événement simulé correspondant le mieux à l'événement subi pour décider des actions à mener.

L'incertitude sur les résultats d'une simulation pour un événement donné est liée à la représentativité limitée du modèle (calage insuffisant, représentation insuffisante ou mal adaptée de certains processus). Pour l'utilisation en prévision, on ajoute deux sources d'incertitude: l'estimation des volumes sources de l'inondation par les modèles météorologiques et hydrologiques, et la méthode d'interpolation ou d'extrapolation à partir des scénarios prédéterminés les plus proches de l'événement en cours.

## Un site grandeur nature et un « modèle réduit »

Le site d'Oullins est exceptionnel avec à la fois une forte urbanisation et des apports d'eau venant soit du débordement de la rivière soit des pluies locales. Il présente l'intérêt d'être inclus dans le bassin versant de l'Yzeron, suivi par l'OTHU depuis de nombreuses années, ce qui a permis d'observer un échantillon très représentatif de scénarios d'inondations urbaines. Complément indispensable, le site atelier « Modèle réduit de carrefour de canaux à surface libre » éclaire les chercheurs de l'OTHU sur les mécanismes conduisant à ces scénarios, et fournit des estimations des incertitudes de simulation.

POUR ALLER PLUS LOIN

► Paquier A., Mignot E. and Bazin P.-H., (2015). From hydraulic modelling to urban flood risk. Procedia Engineering, Special issue "Toward integrated modelling of urban systems", 115, 37-44 – lc.cx/paquier2015
Contaminants 5

La ville est exposée à une grande diversité de contaminants en raison des nombreuses activités industrielles, commerciales, domestiques et récréatives s'y déroulant, et de certaines pratiques comme l'utilisation de voitures à moteur thermique ou de pesticides. Ces contaminants peuvent être chimiques (hydrocarbures, médicaments, détergents) ou biologiques (microflores industrielles, alimentaires, fécales ou pathogènes). Ils peuvent représenter des préoccupations sanitaires importantes pour la population car revêtant parfois un caractère toxique (perturbateur endocrinien, cancérogène) ou infectieux (bactéries pathogènes ou virus). Ces contaminants peuvent également impacter l'écologie des systèmes urbains. Ils se propagent dans nos milieux via les aérosols, les eaux météoriques mais également suite à une remobilisation via les eaux de ruissellement.

L'OTHU étudie depuis plusieurs années les polluants de la ville dont leurs concentrations sous formes particulaires ou dissoutes dans les eaux de ruissellement en fonction de l'intensité, de la fréquence des évènements pluvieux mais également des typologies urbaines. Les travaux illustrés par les questions suivantes ont contribué à préciser les phénomènes d'accumulation et de dégradation de certains polluants dans un contexte de gestion centralisée des eaux de ruissellement via des bassins de décantation et infiltration mais également au sein de techniques de gestion à la source des eaux pluviales. Ils ont également permis de développer des recherches innovantes sur les contaminants microbiologiques des surfaces urbaines, leur éventuelle dangerosité et leur évolution.
# Quels polluants trouve-t-on dans les eaux pluviales en milieu urbain ?

Sylvie Barraud et Jean-Luc Bertrand-Krajewski, INSA Lyon

Les eaux qui circulent en milieu urbain par temps de pluie véhiculent un certain nombre de polluants et de contaminants qui rejoignent les milieux aquatiques et contribuent à dégrader leur qualité. Les scientifiques de l'OTHU ont dès le début de l'observatoire mis en place des dispositifs permettant d'appréhender les volumes et la nature des rejets ainsi que leurs caractéristiques de manière à proposer des stratégies limitant les impacts. Dans cet article, nous abordons la question des polluants chimiques entraînés par les eaux pluviales. Les contaminants microbiologiques sont abordés dans la Question 5.3.

## Il y a eaux pluviales et eaux pluviales

Lorsque l'on aborde la question de la pollution des eaux pluviales, la notion même d'eau pluviale peut revêtir différentes acceptations selon leur positionnement dans le cycle de l'eau. Il peut s'agir :

* d'eau de pluie (celle qui tombe du ciel) et que l'on nomme eaux météoriques;

* des eaux qui ruissellent, lessivent et érodent les surfaces urbaines (eau de ruissellement pluvial);

* ou bien encore les eaux collectées par des ouvrages (notamment les réseaux de conduites).

Ainsi les eaux de ruissellement peuvent-elles être mélangées aux eaux usées (cas d'un réseau unitaire) ou non (réseau séparatif pluvial). L'ensemble des rejets qui en sont issus sont nommés rejets urbains de temps de pluie (RUTP), objet de cette question.

<figure><img src="image_98.png" /><figcaption>Figure 1 : Mobilisation des polluants par les eaux pluviales en milieu urbain (source : Chocat et al., 2021).</figcaption></figure>
# D'où viennent les polluants ?

Les eaux de pluie se chargent progressivement en polluants (figure 1):

1 – d'abord par dissolution et entraînement des polluants atmosphériques (poussières fines, aérosols émis naturellement ou plus souvent par les activités humaines proches ou lointaines);

2 – puis par ruissellement (entraînement des dépôts de temps sec, érosion des matériaux constituant les surfaces urbaines sur lesquelles le ruissellement a lieu ou encore entraînement des substances utilisées pour l'entretien de ces surfaces...);

3 – enfin par entraînement des polluants remis en suspension dans les différents éléments des réseaux d'assainissement (arrachement du biofilm, re-suspension des sédiments déposés).

# Que trouve-t-on principalement dans les eaux de ruissellement pluviales et dans les RUTP ?

On trouve sans surprise les substances utilisées dans les activités humaines. Dans les eaux de ruissellement comme dans les RUTP, qu'ils soient issus d'un réseau séparatif pluvial ou unitaire, les principales substances détectées sont les mêmes.

On retrouve :

* des éléments traces métalliques (liés aux constructions notamment aux toitures, aux routes et à leurs équipements ou encore à l'usure des pièces métalliques des véhicules);

* des hydrocarbures (notamment des hydrocarbures aromatiques polycycliques liés au chauffage urbain et au trafic routier) dont certains sont cancérogènes;

<table><caption>Tableau 1 : Valeurs de concentrations tofoles évènementielles (médianes, 10e et 90e centiles et coefficient de variation) des eaux pluviales échantillonnées à l'exutoire de trois sites expérimentaux différents de l'OTHU : un parking traditionnel imperméable de 90 m² (Campus de la Doua), un bassin versant industriel muni d'un réseau séparatif pluvial (Chassieu) et un bassin versant résidentiel muni d'un réseau unitaire (sources : Becouze, 2010; Sébastian, 2013; Garnier, 2020).</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th rowspan="2"></th><th rowspan="2"></th><th colspan="4">Eau de ruissellement parking</th><th colspan="4">Séparatif pluvial (Chassieu)</th><th colspan="4">Unitaire (Écully)</th><th rowspan="2">NQE</th></tr><tr><th>Q10</th><th>médiane</th><th>Q90</th><th>CV</th><th>Q10</th><th>médiane</th><th>Q90</th><th>CV</th><th>Q10</th><th>médiane</th><th>Q90</th><th>CV</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="12">Métaux (ETM)</td><td>As</td><td>(µg/L)</td><td>0,4</td><td>2</td><td>10,5</td><td>123%</td><td>0,7</td><td>1</td><td>2,6</td><td>57%</td><td>1,3</td><td>2</td><td>3,7</td><td>45%</td><td>0,83</td></tr><tr><td>Cd**</td><td>(µg/L)</td><td>0,04</td><td>0,2</td><td>1,68</td><td>140%</td><td>0,12</td><td>0,3</td><td>1,20</td><td>89%</td><td>0,06</td><td>0,1</td><td>0,2</td><td>69%</td><td>0,45</td></tr><tr><td>Co</td><td>(µg/L)</td><td>0,2</td><td>1</td><td>7,1</td><td>120%</td><td>0,9</td><td>2</td><td>14,1</td><td>127%</td><td>0,4</td><td>0,5</td><td>0,6</td><td>50%</td><td>-</td></tr><tr><td>Cr</td><td>(µg/L)</td><td>2,3</td><td>10</td><td>46,6</td><td>109%</td><td>3,7</td><td>9</td><td>16,0</td><td>50%</td><td>1,1</td><td>2</td><td>2,5</td><td>77%</td><td>3,4</td></tr><tr><td>Cu</td><td>(µg/L)</td><td>6,1</td><td>23</td><td>76,7</td><td>97%</td><td>20,5</td><td>32</td><td>122,7</td><td>98%</td><td>21,1</td><td>36</td><td>48,2</td><td>145%</td><td>1</td></tr><tr><td>Mn</td><td>(µg/L)</td><td>11,0</td><td>107</td><td>739,4</td><td>135%</td><td>24,7</td><td>58</td><td>228,5</td><td>108%</td><td>34,4</td><td>45</td><td>68,5</td><td>119%</td><td>-</td></tr><tr><td>Mo</td><td>(µg/L)</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>-100%</td><td>0,3</td><td>2</td><td>25,8</td><td>161%</td><td>0,6</td><td>1</td><td>1,4</td><td>29%</td><td>-</td></tr><tr><td>Ni*</td><td>(µg/L)</td><td>2,2</td><td>7</td><td>29,6</td><td>95%</td><td>3,4</td><td>9</td><td>15,5</td><td>54%</td><td>1,9</td><td>2</td><td>3,7</td><td>77%</td><td>34</td></tr><tr><td>Pb*</td><td>(µg/L)</td><td>1,4</td><td>9</td><td>50,8</td><td>126%</td><td>4,7</td><td>11</td><td>57,5</td><td>109%</td><td>2,2</td><td>6</td><td>11,8</td><td>178%</td><td>13</td></tr><tr><td>Sr</td><td>(µg/L)</td><td>24,6</td><td>44</td><td>148,9</td><td>79%</td><td>46,1</td><td>74</td><td>106,5</td><td>37%</td><td>99,7</td><td>166</td><td>256,3</td><td>64%</td><td>-</td></tr><tr><td>Ti</td><td>(µg/L)</td><td>23,5</td><td>442</td><td>1532,2</td><td>112%</td><td>19,0</td><td>60</td><td>202,1</td><td>88%</td><td>35,9</td><td>39</td><td>54,7</td><td>72%</td><td>-</td></tr><tr><td>V</td><td>(µg/L)</td><td>1,9</td><td>11</td><td>48,6</td><td>112%</td><td>2,3</td><td>5</td><td>8,2</td><td>47%</td><td>1,3</td><td>2</td><td>2,3</td><td>0%</td><td>-</td></tr><tr><td>Zn</td><td>(µg/L)</td><td>21,0</td><td>105</td><td>387,4</td><td>104%</td><td>198,4</td><td>259</td><td>928,8</td><td>79%</td><td>76,3</td><td>112</td><td>163,4</td><td>71%</td><td>7,8</td></tr><tr><td>Ba</td><td>(µg/L)</td><td>7,4</td><td>74</td><td>293,2</td><td>117%</td><td>23,7</td><td>53</td><td>812,9</td><td>210%</td><td>22,6</td><td>31</td><td>44,2</td><td>70%</td><td>-</td></tr><tr><td rowspan="2">Pesticides</td><td>Atrazine*</td><td>(ng/L)</td><td>0,0</td><td>5</td><td>112,5</td><td>150%</td><td>0,2</td><td>3</td><td>135,1</td><td>175%</td><td>0,5</td><td>2</td><td>90,1</td><td>215%</td><td>2000</td></tr><tr><td>Diuron*</td><td>(ng/L)</td><td>0,0</td><td>0,3</td><td>45,8</td><td>207%</td><td>1,1</td><td>19</td><td>53,2</td><td>92%</td><td>0,2</td><td>28</td><td>45,6</td><td>80%</td><td>1800</td></tr><tr><td rowspan="2">Alkylphénols</td><td>Bisphénol A</td><td>(ng/L)</td><td>126,4</td><td>158</td><td>353,2</td><td>49%</td><td>406,1</td><td>525</td><td>731,9</td><td>25%</td><td>nm</td><td>nm</td><td>nm</td><td>nm</td><td>-</td></tr><tr><td>4-Tert-Octylphénol*</td><td>(ng/L)</td><td>8,6</td><td>19</td><td>355,6</td><td>182%</td><td>21,7</td><td>39</td><td>90,3</td><td>57%</td><td>0,0</td><td>5</td><td>171,7</td><td>127%</td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="10">HAP</td><td>4-Nonylphénol**</td><td>(ng/L)</td><td>140,9</td><td>329</td><td>434,2</td><td>44%</td><td>258,8</td><td>584</td><td>1231,7</td><td>55%</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0%</td><td>2000</td></tr><tr><td>Naphtalène*</td><td>(ng/L)</td><td>94,5</td><td>211</td><td>1693,1</td><td>149%</td><td>100,9</td><td>238</td><td>1219,5</td><td>110%</td><td>0,0</td><td>4</td><td>21,0</td><td>115%</td><td>130000</td></tr><tr><td>Fluoranthène*</td><td>(ng/L)</td><td>29,5</td><td>111</td><td>297,5</td><td>77%</td><td>65,6</td><td>100</td><td>201,0</td><td>48%</td><td>47,9</td><td>91</td><td>181,5</td><td>75%</td><td>120</td></tr><tr><td>Benzo(b)fluoranthène**</td><td>(ng/L)</td><td>6,9</td><td>60</td><td>298,6</td><td>116%</td><td>18,3</td><td>58</td><td>153,6</td><td>74%</td><td>0,0</td><td>50</td><td>64,3</td><td>78%</td><td>17</td></tr><tr><td>Benzo(k)fluoranthène**</td><td>(ng/L)</td><td>6,9</td><td>6,9</td><td>6,9</td><td>0%</td><td>6,9</td><td>19</td><td>52,0</td><td>79%</td><td>0,0</td><td>25</td><td>44,1</td><td>70%</td><td>17</td></tr><tr><td>Benzo(a)pyrène**</td><td>(ng/L)</td><td>11,7</td><td>12</td><td>83,6</td><td>118%</td><td>9,1</td><td>15</td><td>75,5</td><td>98%</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>19,5</td><td>245%</td><td>270</td></tr><tr><td>Indeno(1,2,3-cd)pyrène**</td><td>(ng/L)</td><td>40,0</td><td>40</td><td>80,0</td><td>36%</td><td>7,6</td><td>46</td><td>57,9</td><td>50%</td><td>0,0</td><td>48</td><td>129,0</td><td>87%</td><td>-</td></tr><tr><td>Benzo(g, h, i)pyrène**</td><td>(ng/L)</td><td>40,0</td><td>40</td><td>81,8</td><td>37%</td><td>28,0</td><td>55</td><td>98,2</td><td>47%</td><td>9,6</td><td>51</td><td>80,9</td><td>75%</td><td>8,2</td></tr><tr><td>B183**</td><td>(ng/L)</td><td>1,9</td><td>6</td><td>17,3</td><td>84%</td><td>1,7</td><td>2</td><td>2,6</td><td>24%</td><td>nm</td><td>nm</td><td>nm</td><td>nm</td><td>-</td></tr><tr><td>B205*</td><td>(ng/L)</td><td>0,3</td><td>11</td><td>104,3</td><td>176%</td><td>0,0</td><td>0,4</td><td>8,5</td><td>192%</td><td>nm</td><td>nm</td><td>nm</td><td>nm</td><td>-</td></tr><tr><td>B209*</td><td>(ng/L)</td><td>2,6</td><td>50</td><td>568,5</td><td>168%</td><td>0,0</td><td>60</td><td>216,9</td><td>98%</td><td>nm</td><td>nm</td><td>nm</td><td>nm</td><td>-</td></tr><tr><td>Σ6PBDE</td><td>(ng/L)</td><td>2,1</td><td>14</td><td>67,5</td><td>123%</td><td>1,9</td><td>8,9</td><td>13,8</td><td>68%</td><td>nm</td><td>nm</td><td>nm</td><td>nm</td><td>140</td></tr><tr><td rowspan="2">PBDE</td><td rowspan="2">MES</td><td rowspan="2">Matières en suspension</td><td rowspan="2">(mg/L)</td><td>min</td><td>Moy</td><td>max</td><td>min</td><td>Moy</td><td>max</td><td>min</td><td>Moy</td><td>max</td><td>min</td><td>Moy</td><td>max</td><td>50</td></tr><tr><td>21,3</td><td>140</td><td>1075,7</td><td>125%</td><td>22,0</td><td>144,0</td><td>1421,0</td><td>88%</td><td>13,0</td><td>260</td><td>1433,0</td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

nm : non mesuré – * substance prioritaire – ** substance prioritaire dangereuse (directive européenne cadre sur l'eau)

<footnote n="1">¹ La médiane est une valeur statistique centrale pour laquelle 50 % des échantillons présente une concentration qui lui est inférieure et 50 % supérieure. Q10 est le 10e centile. Il donne une idée des valeurs basses des échantillons (10 % des échantillons présente une concentration qui est inférieure à Q10). Q10 est le 90e centile. Il donne une idée des valeurs hautes des échantillons (90 % des échantillons présente une concentration qui est inférieure à Q90). Le coefficient de variation mesure de degré de variabilité des échantillons. C'est une mesure de l'écart type sur la moyenne des échantillons. Si un CV = 150 % cela signifie que l'écart type est 1,5 fois plus élevé que la moyenne de l'échantillon.</footnote>
<figure><img src="image_99.png" /><figcaption>Photo 1 : Ruissellement eaux pluviales sur sol imperméable (source GRAIE).</figcaption></figure>
* des produits additifs comme des retardateurs de flammes ou des alkylphénols entrant dans la composition de nombreux matériaux urbains;

* des produits d'entretien comme des pesticides, fongicides;

* ou encore, mais dans une moindre mesure, des nutriments (produits azotés par exemple).

L'OTHU a fortement contribué à alimenter les bases de données en matière de polluants dans les différents compartiments (des eaux météoriques jusqu'aux rejets) en mettant au point des dispositifs métrologiques spécifiques (par exemple pour l'estimation des dépôts secs et humides), pour l'acquisition de concentrations moyennes évènementielles (CME) prenant en compte toute la chaîne d'incertitudes depuis les prélèvements jusqu'à l'analyse en laboratoire (voir Questions 2.3 et 2.4.).

## La pollution des eaux de ruissellement et des RUTP est significative et très variable

Les concentrations en polluants peuvent être importantes. Le tableau 1 donne des ordres de grandeur observés pour des concentrations totales (phases dissoute et particulaire) sur trois sites expérimentaux de l'OTHU: l'un recueillant les eaux de ruissellement d'un petit parking traditionnel imperméable de 90 m² environ (Campus de la Doua), un deuxième site drainant une zone industrielle de 185 ha imperméabilisée à plus de 70% par un réseau séparatif pluvial (Chassieu) et enfin un site résidentiel de 245 ha imperméabilisé à plus 40% drainé par un réseau unitaire (Écully).

<figure><img src="image_100.png" /><figcaption>Figure 2 : Exemples de bilans de masse pour trois polluants (cadmium, nickel, diuron) sur les sites expérimentaux OTHU d'Écully et de Chassieu (source: Becouze, 2010).</figcaption></figure>
Les concentrations sont fortes en métaux et HAPs quel que soit le site. D'autres substances sont mesurées en plus faibles concentrations mais sont des perturbateurs endocriniens, comme le diuron ou certains PBDE, dont on sait aujourd'hui qu'ils peuvent présenter des effets à faible dose.

Même si, en médiane, les concentrations en polluants des eaux issues du réseau séparatif pluvial semblent plus élevées, la variabilité des concentrations, quel que soit le site, est

forte (coefficient de variation souvent supérieure à 100%). Une caractéristique majeure de la pollution des eaux pluviales est sa grande variabilité, non seulement d'un site à un autre, mais également d'un événement à l'autre pour un même site sans qu'aucune relation simple avec les caractéristiques des événements pluvieux (durée, hauteur précipitée, intensité moyenne, durée de temps sec antérieure, etc.) ne puisse être établie. La variation des concentrations en polluants au sein

<table><caption>Tableau 2 : Exemples de valeurs de fractions dissoutes (médianes, 10ª et 90ª centiles) de polluants échantillonnés à l'exutoire du bassin versant de Chassieu muni d'un réseau séparatif pluvial et du parking imperméable du Campus de la Doua. Plus les cases des médianes sont foncées plus le polluant est particulaire, plus il est clair plus il est dissous (Garnier, 2020).</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th rowspan="2"></th><th colspan="3">Eau de ruissellement parking</th><th colspan="3">Séparatif pluvial (Chassieu)</th></tr><tr><th>Q10</th><th>médiane</th><th>Q90</th><th>Q10</th><th>médiane</th><th>Q90</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="12">Métaux (ETM)</td><td>As</td><td>4</td><td>12</td><td>41</td><td>21</td><td>35</td><td>49</td></tr><tr><td>Cd**</td><td>1</td><td>5</td><td>32</td><td>5</td><td>31</td><td>91</td></tr><tr><td>Co</td><td>1</td><td>4</td><td>17</td><td>2</td><td>23</td><td>60</td></tr><tr><td>Cr</td><td>0</td><td>1</td><td>11</td><td>5</td><td>10</td><td>41</td></tr><tr><td>Cu</td><td>2</td><td>8</td><td>51</td><td>7</td><td>18</td><td>54</td></tr><tr><td>Mn</td><td>0</td><td>3</td><td>45</td><td>3</td><td>7</td><td>32</td></tr><tr><td>Ni*</td><td>2</td><td>6</td><td>64</td><td>9</td><td>27</td><td>63</td></tr><tr><td>Pb*</td><td>0</td><td>1</td><td>4</td><td>2</td><td>3</td><td>13</td></tr><tr><td>Sr</td><td>17</td><td>50</td><td>94</td><td>59</td><td>78</td><td>94</td></tr><tr><td>Ti</td><td>0</td><td>0</td><td>3</td><td>0</td><td>0</td><td>3</td></tr><tr><td>V</td><td>2</td><td>10</td><td>52</td><td>5</td><td>21</td><td>43</td></tr><tr><td>Zn</td><td>0</td><td>3</td><td>35</td><td>11</td><td>36</td><td>78</td></tr><tr><td>Ba</td><td>5</td><td>12</td><td>100</td><td>7</td><td>26</td><td>82</td></tr><tr><td rowspan="3">Pesticides</td><td>Carbendazime</td><td>13</td><td>99</td><td>100</td><td>73</td><td>99</td><td>100</td></tr><tr><td>Atrazine*</td><td>45</td><td>99</td><td>100</td><td>100</td><td>100</td><td>100</td></tr><tr><td>Diuron*</td><td>0</td><td>97</td><td>100</td><td>53</td><td>93</td><td>100</td></tr><tr><td></td><td>Bisphénol A</td><td>82</td><td>93</td><td>97</td><td>84</td><td>91</td><td>98</td></tr><tr><td rowspan="8">Alkylphénols</td><td>Nonylphenol-1-carboxylé*</td><td>50</td><td>71</td><td>93</td><td>96</td><td>99</td><td>99</td></tr><tr><td>4-Tert-Octylphénol*</td><td>8</td><td>44</td><td>72</td><td>43</td><td>57</td><td>90</td></tr><tr><td>Octylphénol-mono-éthoxylé</td><td>29</td><td>79</td><td>96</td><td>84</td><td>99</td><td>100</td></tr><tr><td>Octylphénol-di-éthoxylé</td><td>20</td><td>67</td><td>87</td><td>61</td><td>71</td><td>98</td></tr><tr><td>4-Nonylphénol**</td><td>12</td><td>85</td><td>93</td><td>13</td><td>53</td><td>92</td></tr><tr><td>Nonylphénol-di éthoxylé*</td><td>13</td><td>88</td><td>98</td><td>51</td><td>68</td><td>94</td></tr><tr><td>Nonylphénol-mono-éthoxylé*</td><td>22</td><td>54</td><td>86</td><td>57</td><td>86</td><td>97</td></tr><tr><td>Naphtalène*</td><td>0</td><td>7</td><td>34</td><td>2</td><td>61</td><td>91</td></tr><tr><td></td><td>Acénaphtène**</td><td>25</td><td>44</td><td>66</td><td>25</td><td>35</td><td>100</td></tr><tr><td></td><td>Fluorène**</td><td>7</td><td>43</td><td>68</td><td>26</td><td>61</td><td>79</td></tr><tr><td rowspan="10">HAP</td><td>Phénanthène**</td><td>1</td><td>3</td><td>40</td><td>17</td><td>24</td><td>40</td></tr><tr><td>Fluoranthène*</td><td>0</td><td>4</td><td>72</td><td>5</td><td>9</td><td>20</td></tr><tr><td>Pyrène**</td><td>0</td><td>1</td><td>90</td><td>4</td><td>12</td><td>24</td></tr><tr><td>Benzo(a)anthracène**</td><td>0</td><td>13</td><td>25</td><td>0</td><td>0</td><td>3</td></tr><tr><td>Chrysène**</td><td>0</td><td>3</td><td>25</td><td>0</td><td>1</td><td>5</td></tr><tr><td>Benzo(b)fluoranthène**</td><td>1</td><td>5</td><td>25</td><td>0</td><td>0</td><td>17</td></tr><tr><td>Benzo(k)fluoranthène**</td><td>25</td><td>25</td><td>25</td><td>0</td><td>0</td><td>25</td></tr><tr><td>Benzo(a)pyrène**</td><td>4</td><td>25</td><td>25</td><td>0</td><td>0</td><td>25</td></tr><tr><td>Indeno(1,2,3-cd)pyrène**</td><td>13</td><td>25</td><td>25</td><td>0</td><td>0</td><td>23</td></tr><tr><td>Benzo(g,h,i)pérylène**</td><td>13</td><td>25</td><td>25</td><td>0</td><td>0</td><td>44</td></tr><tr><td></td><td>ΣHAP légers</td><td>3</td><td>8</td><td>44</td><td>9</td><td>43</td><td>65</td></tr><tr><td></td><td>ΣHAP lourds</td><td>3</td><td>8</td><td>38</td><td>3</td><td>5</td><td>20</td></tr><tr><td rowspan="3">PBDE</td><td>B183**</td><td>3</td><td>15</td><td>56</td><td>0</td><td>2</td><td>70</td></tr><tr><td>B205*</td><td>0</td><td>3</td><td>19</td><td>4</td><td>51</td><td>94</td></tr><tr><td>B209*</td><td>0</td><td>1</td><td>7</td><td>0</td><td>1</td><td>1</td></tr></tbody></table>
même de chaque évènement pluvieux est également très importante (voir Question 5.2.).

Du fait des importants volumes ruisselés susceptibles d'être produits par les évènements pluvieux, les masses rejetées peuvent constituer une source majeure d'apport de polluants et de micropolluants aux milieux aquatiques superficiels. Par exemple, sur Chassieu, des flux comparables sont mesurés pour certains micropolluants (cas du zinc) entre un événement pluvieux et le rejet journalier de la station d'épuration de la Feyssine (300 000 EH).

La figure 2 illustre quelques cas contrastés de bilans de masse réalisés pour Ecully et Chassieu.

## La contribution atmosphérique aux flux polluants est faible

Des bilans de masse de flux polluants ont été établis pour les sites OTHU de Chassieu et Écully, en distinguant les contributions des eaux météoriques, des retombées sèches, des eaux de temps sec (les eaux usées par exemple), et de la production interne du bassin versant (surfaces et réseaux). Ils montrent que la fraction des flux polluants provenant des eaux météoriques et des retombées sèches ne dépasse pas 25%, la part des eaux météoriques seules n'excédant pas 20% et étant le plus souvent inférieure à 10%.

## En Bref...

Cette pollution est significative et très variable : d'un site à l'autre, d'un événement à l'autre et au sein d'un événement.

Cette pollution s'accroît à mesure que l'eau ruisselle et s'écoule sur les surfaces urbaines et la contribution atmosphérique est faible.

Un levier efficace pour réduire la pollution est donc d'agir à la source en limitant le ruissellement et la collecte systématique par les réseaux en privilégiant par exemple l'infiltration sur place ou l'évapotranspiration en végétalissant davantage les surfaces urbaines.

La pollution est principalement particulaire (fortement décantable) mais pas seulement !

Ainsi certains micropolluants, comme les pesticides et le bisphénol A et dans une moindre mesure les alkylphénols, sont également présents en phase dissoute dans ces rejets et donc potentiellement mobiles.

## La pollution est souvent particulaire mais pas seulement...

Les polluants de type métaux et HAP sont principalement présents sous forme particulaire et sont en général adsorbés sur des particules facilement décantables. Le paramètre MES est important pour quantifier la pollution particulaire. Les MES des eaux pluviales présentent une granulométrie fine (diamètre médian d50 < 50 µm) mais leur masse volumique significative (en général de 1700 à 2400 kg/m³) leur confère une bonne décantabilité.

Certains micropolluants, comme les pesticides et le bisphénol A, et dans une moindre mesure les alkylphénols, sont en revanche essentiellement présents sous forme dissoute. Ces polluants sont particulièrement à surveiller car ils sont plus difficilement interceptés par des ouvrages de retenue ou d'infiltration centralisés.

Le tableau 2 fournit quelques ordres de grandeur des fractions dissoutes de différents polluants mesurés à l'exutoire du réseau séparatif pluvial de Chassieu et d'un petit parking du Campus de la Doua.

## POUR ALLER PLUS LOIN

* **Becouze C.**, (2010). Caractérisation et estimation des flux de substances prioritaires dans les rejets urbains par temps de pluie sur deux bassins versants expérimentaux. Thèse de doctorat, INSA Lyon, 308 p.

* **Garnier R.**, (2020). Systèmes alternatifs de gestion des eaux pluviales : Contribution à l'analyse de performances conjointes en matière d'hydrologie quantitative et de piégeage de micropolluants. Comparaison systèmes à la source – système centralisé. Thèse de doctorat, INSA Lyon, 318 p. - lc.cx/garnier2020

* **Sébastian C.**, (2013). Bassin de retenue des eaux pluviales en milieu urbain : performance en matière de piégeage des micropolluants. Thèse de doctorat, INSA Lyon, 354 p.

* **Chocat B., Bertrand-Krajewski J.-L., Barraud S.**, (2021). La pollution des rejets urbains de temps de pluie. Techniques de l'ingénieur – article W 6 800v2.
# Est-il judicieux de baser une stratégie de traitement des RUTP sur le principe du premier flot ?

Sylvie Barraud et Jean-Luc Bertrand-Krajewski, INSA Lyon

L'encyclopédie de l'hydrologie urbaine et de l'assainissement (Chocat et al., 1997) définissait l'effet de premier flot (first flush) comme le « concept selon lequel les effluents transitant dans un réseau d'assainissement pluvial, ou dans un réseau d'assainissement unitaire, seraient beaucoup plus pollués au début de l'événement pluvieux que dans la suite de son déroulement ». Reprenant des définitions antérieures remontant aux années 1970, celle de l'encyclopédie introduisait néanmoins un regard critique sur le concept en utilisant le conditionnel. En effet, le concept de premier flot souffre, depuis son origine, d'imprécisions et d'interprétations erronées qui ont engendré des stratégies de gestion inadéquates et de vains débats.

d'événement pluvieux qu'à la fin, bien que ce ne soit pas systématique compte tenu de la grande variabilité des processus (voir Question 2.2 : *Pourquoi le suivi métrologique de long terme de la qualité des rejets urbains par temps de pluie est-il nécessaire ?*). Mais ni les « concentrations plus élevées » ni le « début des événements » ne sont quantifiés dans ces définitions, ce qui pose problème.

Des interprétations erronées: la principale d'entre elle est le passage insidieux et biaisé d'une observation en concentration (en mg/L) à une interprétation en flux massique (en kg). Des gestionnaires de réseau se sont en effet emparés de cette notion de premier flot pour justifier des investissements visant à ne traiter que la partie supposée la plus polluée des effluents, c'est-à-dire celle qui aurait lieu en début de pluie. L'hypothèse avancée est que, ce traitement des premiers volumes ruisselés serait suffisant à lui-seul pour protéger les milieux aquatiques. En fait, il s'avère que ces premiers volumes, même concentrés, ne représentent, en règle générale, qu'une faible fraction de la masse totale de polluants générée par un événement pluvieux. Cette mauvaise interprétation du concept de premier flot a donc conduit à construire des ouvrages de faible volume, mais aussi de faible efficacité...

## Les limites du concept

Des imprécisions: il est vrai que, dans de nombreux cas, les concentrations en polluants sont plus élevées en début

## Quelle méthode utiliser pour mettre en évidence un éventuel premier flot ?

Plusieurs méthodes ont donc été proposées pour quantifier correctement un effet de premier flot en flux massique et évaluer sa fréquence d'apparition. L'approche la plus utilisée pour les rejets des réseaux urbains consiste à établir des courbes adimensionnelles, dites courbes M(V), qui représentent, pour chaque événement, la fraction de la masse totale de polluants véhiculée (M) par une fraction donnée du volume d'eau écoulé (V).

Ainsi, un effet de premier flot pourrait-il être avéré et pertinent pour fonder une stratégie de gestion des rejets si, pour la grande majorité de pluies d'un site, plus de 80% de la masse du polluant suivi (M = 80%) étaient contenus dans, par exemple, les premiers 20% du volume (V = 20%) (figure 1).

Sur cette base plusieurs indicateurs ont été utilisés pour rechercher un possible premier flot. Il s'agit de :

(i) la masse relative du polluant pour 20% ou 30% du volume écoulé: il s'agit de l'indicateur le plus fréquent en raison de son interprétation directe;

(ii) la différence maximale notée Max-MV entre la courbe M (V) et sa première bissectrice;

(iii) le coefficient b dans la loi puissance approximant la courbe M (V) sous la forme $M = Vb$.

<figure><img src="image_101.png" /><figcaption>Figure 1 : Schéma de principe d'une courbe représentant la fraction de masse de polluants (M) en fonction de la fraction de volume d'eau écoulé V). Cette courbe est illustrative et purement théorique.</figcaption></figure>
<figure><img src="image_102.png" /><figcaption>Figure 2 : Courbes de fraction de masse de polluants (M) en fonction de la fraction de volume d'eau écoulé (V) pour 162 évènements complets à Chassieu (à gauche), pour 148 évènements complets à Ecully (à droite) (Barraud et al., 2015).</figcaption></figure>

## Traiter le premier flot: une fausse bonne idée

Comme il est très coûteux en termes d'analyses de suivre des polluants divers pour un nombre important de pluies sur un même lieu, les courbes M (V) sont, la plupart du temps, produites pour des indicateurs globaux (ex. MES ou DCO) plus faciles à suivre en continu (voir Question 2.4: Mesurage en continu et échantillonnage: pourquoi faut-il aller au-delà de la réglementation?).

Prenons l'exemple des concentrations en MES estimées en continu au pas de temps de 2 minutes à partir de la turbidité à l'exutoire des réseaux séparatif de Chassieu et unitaire d'Écully. La concentration en MES est un bon indicateur de pollution particulaire d'autres contaminants comme les métaux lourds ou les HAP.

La figure 2 donne respectivement pour les sites de Chassieu et Écully, à partir de 162 et 148 évènements complets et de bonne qualité de 2004 à 2011, l'ensemble des courbes M(V). Elle fait apparaître une grande dispersion de ces courbes autour de la première bissectrice, confirmant ainsi l'absence d'effet de premier flot systématique. Ces données OTHU sont corroborées par d'autres obtenues sur différents sites en France et à l'étranger.

Dans la grande majorité des cas, il n'est donc pas justifié de ne traiter que le début de l'écoulement, que ce soit pour les réseaux unitaires ou pour les réseaux pluviaux car le phénomène de premier flot est à la fois trop peu récurrent et trop peu marqué. D'autres stratégies (gestion à la source ou retenue/décantation) sont bien plus efficaces (voir Question 7.1 : Pourquoi infiltrer les eaux pluviales?).

## À la recherche du premier flot ?

Comme beaucoup d'idées fausses mais simples, celle du premier flot a la vie dure, bien que de nombreuses courbes M(V) aient été publiées depuis plus de 20 ans pour des sites variés et qu'elles aient toutes livré la même conclusion: fréquence et amplitude trop faibles du premier flot en flux massique pour en faire une stratégie pertinente de gestion des rejets urbains de temps de pluie en interceptant simplement «les premiers volumes écoulés». Si malgré tout vous entendez dire que ce serait le cas quelque part sur un réseau d'assainissement, invitez le gestionnaire à établir d'abord les courbes M(V) de quelques dizaines d'événements pluvieux sur ce site avant d'investir dans des ouvrages qui ne seraient fondés que sur une croyance.

## POUR ALLER PLUS LOIN

* **Métadier M., Bertrand-Krajewski J.-L., (2012).** The use of long-term on-line turbidity measurements for the calculation of urban stormwater pollutant concentrations, loads, pollutographs and intra-event fluxes. *Water Research*, 46(20), 6836-6856.
doi:10.1016/j.watres.2011.12.030. -
ic.cx/metadier2012

* **Barraud S., Sun S., Castebrunet H., Aubin J.-B., Marmonier P., (2015).** Étude de l'évolution et de la variabilité des quantités et de la qualité des eaux urbaines en temps de pluie sur la dernière décennie – Capitalisation des chroniques de l'OTHU (Projet CHRONOTHU). Rapport de convention 2013-2882 – Agence de l'Eau Rhône Méditerranée Corse, Lyon, France, 92 p. - ic.cx/chronothu
# Quels sont les contaminants microbiologiques transportés par les RUTP et quel est leur niveau de dangerosité pour l'Homme ?

B. Cournoyer, D. Blaha, W. Galia, V. Rodriguez-Nava, B. Youenou, R. Bouchali, Y. Colin, A. Aigle, A. Meynier Pozzi, E. Bourgeois, J. Voisin, R. Marti, S. Ribun, A. Gleizal, C. Bernardin-Souibgui, F. Vautrin, B. Tilly, L. Marjolet, UMR Écologie Microbienne, Équipe BPOE, VetAgro Sup, Université Lyon 1, CNRS & INRAE

Les dynamiques d'émission, de dissémination et d'installation de micro-organismes pathogènes en ville demeurent peu documentées. Pourtant, les rejets urbains par temps de pluie (RUTP) peuvent véhiculer des contaminants microbiens jusque dans les rivières et les nappes phréatiques. Les problématiques sanitaires induites justifient donc le développement d'indicateurs pertinents pour évaluer la qualité microbiologique des eaux et réduire l'impact des RUTP par une optimisation des pratiques de gestion et de conception des ouvrages.

## Pourquoi étudier la qualité microbiologique des RUTP ?

Les rejets urbains par temps de pluie (RUTP) sont une préoccupation sanitaire importante en raison des contaminants qu'ils peuvent véhiculer. Ces eaux peuvent contenir des

polluants chimiques tels que les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), des pesticides, des dérivés chlorés mais également des contaminants microbiens provenant, entre autres, des ordures ménagères, matières fécales présentes en surface, amendements organiques, et autres sources favorables à leur propagation. Les contaminants microbiens des RUTP peuvent être pathogènes et représentés un danger sanitaire pour l'Homme c'est à dire conduire à diverses infections (dermatite, otite, pneumopathies, Covid-19, etc.) et épidémies groupées dans le cadre d'activités récréatives ou professionnelles.

Dans le cadre de l'OTHU, des actions de recherche ont été développées concernant :

1. la diversité des agents pathogènes bactériens véhiculés par les RUTP;

2. leur écologie en fonction des paramètres de terrain, dont leur capacité à persister voire se développer sur les surfaces urbaines, dans les divers compartiments des cours d'eau récepteurs et dans les systèmes de rétention ou d'infiltration des eaux pluviales;

3. leur dangerosité (dose infectante et virulence).

<figure><img src="image_103.png" /><figcaption>Figure 1 : Schéma directeur des activités de l'OTHU dans les domaines de la microbiologie urbaine, et de l'évaluation des dangers microbiologiques pour l'Homme liés aux pratiques de gestion des RUTP. L'incidence des surverses du réseau unitaire est principalement étudiée via le site de Grézieu-la-Varenne, et celle des eaux de ruissellement de bassins-versants urbains se déversant dans les systèmes de rétention -infiltration et la nappe lyonnaise via le site Django-Reinhardt de Chassieu.</figcaption></figure>
La figure 1 présente les principaux domaines d'investigation sur ce thème au sein de l'OTHU. Ces aspects ont été étudiés dans différents compartiments :

(i) au niveau des surfaces urbaines;

(ii) des eaux de ruissellement;

(iii) à l'exutoire de réseaux unitaires (RU) recevant eaux usées et eaux pluviales;

(iv) dans les rivières péri-urbaines recevant des surverses de déversoir d'orage de RU;

(v) à l'exutoire de réseaux séparatifs collectant les eaux pluviales;

(vi) dans un ouvrage de bassins de rétention et infiltration des eaux de ruissellement, et

(viii) dans la nappe sous-jacente d'ouvrages d'infiltration.

## Quels agents pathogènes ou indicateurs faut-il suivre pour évaluer la qualité microbiologique des eaux urbaines ?

### Les méthodes d'évaluation normalisées présentent des limites importantes

Pour évaluer la qualité microbiologique des eaux urbaines, plusieurs micro-organismes peuvent faire l'objet de suivis. Des méthodologies normalisées d'estimation des concentrations de certaines espèces bactériennes, de virus et de protozoaires ont été développées comme la NF EN ISO 7899-2 pour les entérocoques intestinaux. Cependant, ces méthodes de détection ont des limites soit en termes de qualité prédictive d'un danger sanitaire, soit de sensibilité. La règle reste encore l'utilisation d'indicateurs bactériens de la contamination fécale comme les E. coli ou les entérocoques intestinaux qui permettent d'évaluer les risques de contraction d'une gastro-entérite. Ces indicateurs ne permettent cependant pas de préciser la nature de l'agent pathogène susceptible de provoquer une gastro-entérite, ni d'inférer la présence d'agents pathogènes associés à d'autres pathologies.

### Les empreintes ADN permettant d'évaluer la qualité microbiologique des eaux

Des outils complémentaires doivent être développés pour évaluer la qualité sanitaire des eaux urbaines et celles des milieux aquatiques. Ceci a conduit l'OTHU à initier une réflexion sur les espèces pathogènes ou indicatrices de perturbations (pollutions chimiques ou organiques) d'intérêt pour l'évaluation des dangers microbiologiques associés aux eaux urbaines et pouvant contaminer les milieux naturels. Cette réflexion a été alimentée par des études de diversité des communautés bactériennes des cours d'eau impactés par les RUTP mais également des systèmes de rétention – infiltration des eaux pluviales urbaines.

Les approches « métacodes-barres » ADN et d'analyse de traces d'ADN par qPCR (quantification par réaction en chaîne de la polymérase d'un segment d'ADN) ont été utilisées pour qualifier cette diversité dans les compartiments de la figure 1 (Aigle et al., 2021; Colin et al., 2020; Marti et al., 2017b, 2017a; Navratil et al., 2020; Voisin et al., 2018). Le principe est d'identifier et suivre une espèce bactérienne grâce à son « code-barre génétique ». Plus précisément, ces approches permettent de suivre les variations nucléotidiques des copies de gènes marqueurs retrouvés systématiquement chez un groupe d'organismes. Les bactéries sont ainsi caractérisées par l'analyse de ces variations au sein de gènes ménagers comme celui codant le 16S rRNA, une composante essentielle des ribosomes permettant la traduction de gènes en protéines, mais également d'autres gènes dont ceux impliqués dans les processus d'infection. Dans le cadre de l'OTHU, plusieurs marqueurs ADN ont été développés dont des cibles « métacodes-barres » alternatives permettant une différenciation fine des espèces (Aigle et al., 2021; Pozzi et al., 2021a; Vautrin et al., 2021). Ces informations ont été, par la suite, utilisées pour définir des organismes sentinelles de la qualité de certains milieux dont les nappes, rivières et sols urbains. Des méthodes de suivi de traces d'ADN par PCR quantitatives ont été développées pour le suivi de ces sentinelles. La figure 2 présente la trousse qPCR OTHU

**Figure 2** : Trousse OTHU pour le dénombrement d'empreintes ADN (qPCR) de cibles bactériennes permettant une évaluation de la qualité microbiologique des eaux urbaines et milieux récepteurs. Ces outils sont décrits dans : Bernardin-Souibgui et al., 2018; Bernhard and Field, 2000; Best et al., 2003; Colinon et al., 2013; Gassama Sow et al., 2010; Gaze et al., 2011; Layton et al., 2006; Marti et al., 2017a, 2017b; Martinon and Wilkinson, 2011; Mieszkin et al., 2010, 2009; Nogva et al., 2000; Riedel et al., 2015; Seurinck et al., 2005.

<figure><img src="image_104.png" /></figure>
actuelle. Cette trousse est en perpétuelle évolution, et dernièrement plusieurs centaines de gènes de référence pour le suivi des gènes de résistance aux antibiotiques y ont été ajoutés (selon Stedtfeld et al., 2018).

Les analyses de séquences du gène codant le 16S rRNA du bassin de rétention du site Django-Reinhardt (Marti et al., 2017b) et du site Chaudanne (Grézieu-la-Varenne) de l'OTHU ont ainsi permis d'identifier des genres susceptibles de contenir des espèces pathogènes dont, par ordre d'abondance, les Mycobactéries > *Pseudomonas* > *Acinetobacter* > *Aeromonas* > *Nocardia* > *Enterococcus* > *Escherichia* > *Staphylococcus* > *Streptococcus*. Des méthodologies ont été développées dans le cadre des travaux de l'OTHU pour le suivi d'espèces pathogènes référencées au sein de ces genres mais également pour le suivi d'espèces bactériennes indicatrices de contaminations fécales humaines ou animales (voir figure 2). De nouvelles méthodologies métacodes-barres ont été inventées pour permettre le suivi des formes pathogènes au sein des *Pseudomonas*, *Acinetobacter*, et *Aeromonas* (Aigle et al., 2021) mais également d'Actinobactéries du genre Nocardia (Vautrin et al., 2021) Les deux premiers genres sont connus pour leur implication dans les phénomènes de dissémination des gènes de résistance aux antibiotiques.

## Qu'avons-nous appris grâce aux observations sur le long terme des communautés bactériennes et des formes pathogènes ?

### Des relations entre les variables socio-urbanistiques et la microbiologie d'un bassin-versant

Les relations entre activités individuelles et collectives au sein de quartiers et la composition des communautés bactériennes des eaux de ruissellement ont été étudiées pour plusieurs bassins versants lyonnais. Les données acquises à partir d'ADN d'eaux de ruissellement collectées des avenues, rues et impasses des sites de prélèvement indiqués sur la figure 3 ont permis de différencier les sous-bassins versants en fonction des dispositifs techniques et des usages (Bouchali et al. 2022). La figure 3 illustre les répartitions observées d'ADN marqueurs issus de la trousse qPCR OTHU pour la zone industrielle mi-plaine alimentant les bassins de rétention et d'infiltration Django-Reinhardt.

Sur la totalité de cette zone ont été retrouvées des bactéries d'origine fécale (*E. coli* et entérocoques intestinaux) montrant des augmentations en fonction des pratiques.

**Figure 3** : Photo aérienne de la zone industrielle Mi-Plaine de Chassieu vers Eurexpo abritant une centaine d'entreprises, des restaurants, hôtels, mais également quelques parcelles agricoles. La photo permet d'apprécier le taux d'imperméabilisation du secteur d'étude et la densité du bâti. Les deux réseaux d'eaux pluviales (EP) de ce bassin-versant urbain sont représentés par les traits verts et orange. Ces réseaux ont comme exutoire un bassin de rétention et un système d'infiltration des eaux pluviales (nommé Django-Reinhardt). Les astérisques de couleur indiquent la répartition d'espèces pathogènes, de marqueurs de la contamination fécale (Bacteroides de l'Homme ou du chien) et de supports génétiques de l'antibio-résistance (intégrons 1, 2 & 3), dénombrés par approches classiques avec des milieux sélectifs ou par approches moléculaires basées sur le suivi de signatures d'ADN. L'astérisque bleu ciel indique la forte prévalence d'E. coli et d'entérocoques intestinaux.

<figure><img src="image_105.png" /></figure>
<figure><img src="image_106.png" /><figcaption>b) Variations journalières de Listeria monocytogenes dans un réseau unitaire sur plusieurs années</figcaption></figure>

<figure><img src="image_107.png" /></figure>

## Faire parler l'ADN pour connaître la qualité microbiologique des eaux

Tout être vivant contient de l'ADN: c'est ce qui permet aux policiers d'identifier un criminel à partir d'un cheveu laissé sur le lieu d'un méfait. De la même manière, il est également possible aujourd'hui à partir d'un simple prélèvement d'eau, d'isoler en laboratoire son ADN et d'analyser certaines empreintes génétiques pour estimer la diversité bactérienne (et d'autres micro-organismes) présente mais également prédire les fonctions réalisées par ces organismes. Ces approches sont utilisées par les écologues microbiens en raison des difficultés intrinsèques liées à l'analyse de formes microscopiques.

L'étude de l'ADN environnemental rend accessible l'analyse de la diversité via des approches métacodes-barres (comme sur nos produits de consommation courante) permettant de différencier les groupes taxonomiques présents. Elle ouvre des perspectives immenses de développement d'outils pertinents de bioévaluation environnementale de la qualité des milieux.
Des occurrences significatives de contaminations fécales humaines et canines ont été révélées par les marqueurs qPCR, et ont été reliées à des usages nocturnes au sein des voies isolées et impasses. Une prévalence élevée de *P. aeruginosa* a été observée, suggérant que cette espèce pathogène serait adaptée aux conditions de vie en ville. Ceci a conduit à initier un travail d'éco-génomique pour évaluer l'incidence de la ville sur l'évolution de cette espèce.

## La définition des taux d'occurrence d'espèces bactériennes pathogènes dans les rejets d'un déversoir d'orage

Des observations sur le long terme ont été réalisées sur les eaux d'un réseau unitaire et sur les eaux de surverse impactant un cours d'eau intermittent du bassin versant de l'Yzeron. Des travaux permettant de préciser l'incidence de ces rejets de déversoirs d'orage (DO) sur les microbiomes naturels d'un cours d'eau ont également été initiés (Marti et al., 2017b). La figure 4 présente les variations journalières d'espèces bactériennes au sein d'un réseau unitaire qui ont été suivies avec « la trousse OTHU qPCR », dont un suivi de l'espèce *Listeria monocytogenes* sur plusieurs années. Ces résultats montrent des spécificités dans la répartition des espèces sur une journée, avec certains groupes fortement corrélés à la présence de contaminations fécales. D'autres espèces, comme *P. aeruginosa*, montrent des émissions en provenance d'autres sources. Ces données peuvent être utilisées pour prédire la présence de certaines espèces bactériennes dans les rejets d'un DO en fonction de la période de la journée. Les observations de long terme des abondances en *L. monocytogenes* ont permis d'observer une augmentation des effectifs durant la période de sécheresse de 2017. Seules

des observations sur le long terme permettent de déduire ce type de phénomènes (merci l'OTHU !).

Des estimations des quantités de bactéries déversées par un DO lors d'une surverse ont également pu être effectuées. Des charges moyennes d'1 milliard de cellules de *P. aeruginosa*, d'E. coli et d'entérocoques intestinaux par surverse ont été déduites, confirmant les dangers associés à cette pratique. Ces travaux ont permis d'observer une persistance de ces bactéries déversées dans les séiments benthiques en fonction de la température et des débits du cours d'eau (Navratil et al., 2020). Des macrophytes aquatiques et certains supports inertes à proximité du DO ont également été trouvés contaminés par ces espèces.

## Les bassins de rétention permettent des abattements significatifs de certains micro-organismes pathogènes
Les eaux de ruissellement peuvent induire une remise en suspension de dépôts urbains, et contribuer à la dissémination de micro-organismes de surface vers une nappe souterraine. Le bassin de rétention du site Django-Reinhardt a été utilisé comme source de dépôts urbains représentatifs des activités sur le bassin versant situé en amont. L'évolution de la diversité bactérienne des dépôts du bassin a été étudiée en fonction de leur temps de séjour (à partir de 2010). Ces analyses ont été réalisées en utilisant « la trousse OTHU » et les approches métacodes-barres 16S rRNA et TPM. Elles ont permis d'observer des relations significatives entre la chimie des dépôts du bassin et l'occurrence d'espèces potentiellement pathogènes d'Aeromonas et de Pseudomonas (Aigle et al., 2021). L'espèce phytopathogène *P. syringae* a été favorisée par la croissance de végétaux sur les dépôts anciens du bassin et l'accumulation de naphtalène. Cependant, une majorité d'espèces a montré un dépérissement avec l'augmentation du temps de maturation des dépôts. Ceci suggère que la pratique de rétention permet d'obtenir des abattements significatifs de certaines espèces pathogènes pouvant être véhiculées par les eaux de ruissellement. Une bonne gestion des temps de maturation des dépôts permet donc de réduire les dangers microbiologiques. Cependant, ceci ne s'applique pas à toutes les espèces, et les populations de l'espèce *P. aeruginosa* n'ont pas montré un déclin significatif durant la période d'observation (e.g. Bernardin-Souibgui et al., 2018). Cette espèce peut être transférée vers le bassin d'infiltration utilisé pour évacuer les eaux de ruissellement vers la nappe souterraine du secteur comme ceci a été démontré dans Colin et al., (2020).

Certaines espèces peuvent s'infiltrer jusque dans les nappes souterraines si les ouvrages sont mal conçus ou mal entretenus. Par contre, nous connaissons peu l'influence de l'épaisseur de la ZNS (zone non-saturée = épaisseur du sol au-dessus de l'aquifère) des bassins d'infiltration et des noues sur le transfert de micro-organismes apportés par les eaux de ruissellement et l'impact qui en résulte sur la microbiologie d'une nappe phréatique. Des études de la structure des microbiomes via les approches méta-codes-barres ont été effectuées pour inférer les transferts depuis un bassin versant jusqu'à la nappe.

Le pourcentage de similarité « génétique » des communautés bactériennes entre les eaux de ruissellement et les eaux de nappe permet de quantifier le transfert des bactéries entre la surface et le système souterrain (Colin et al., 2020). Des abondances significatives de *P. aeruginosa* ont été observées dans la nappe en aval de la zone d'infiltration des eaux de ruissellement du site Django-Reinhardt. Neuf génotypes TPM

## Agents infectieux, formes pathogènes et virulence: de quoi parle-t-on ?

Un agent infectieux est un organisme pathogène responsable d'une maladie infectieuse (virus, bactérie...). Le pouvoir pathogène d'un agent infectieux mesure sa capacité à provoquer une maladie chez un organisme hôte. La virulence fait référence aux capacités d'un agent infectieux à se développer chez un organisme (pouvoir invasif) et à y sécréter des toxines (pouvoir toxique).

Dans les résultats présentés, les espèces pathogènes identifiées sont présumées virulentes mais peuvent contenir des formes non-virulentes d'où l'importance d'isoler ces formes urbaines et de vérifier leur virulence dans le contexte d'études d'interactions avec des cellules humaines ou en utilisant des modèles d'hôtes alternatifs comme les nématodes, plantes, et la souris de laboratoire. Ces travaux ont également été effectués dans le cadre de l'OTHU durant ces dernières années (Bernardin Souibgui et al., 2017; Vautrin et al., 2021).
de *P. aeruginosa* y ont été retrouvés alors qu'un seul était observé en amont du panache d'infiltration. Les *P. aeruginosa* de la nappe ont été comparés à ceux des bassins de rétention-infiltration et du bassin-versant. Nous avons ainsi pu observer un type commun entre le bassin-versant et la nappe. Ces résultats suggèrent que certaines espèces allochtones comme *P. aeruginosa* peuvent diffuser jusqu'aux nappes souterraines malgré une épaisseur importante (>10 m) de la ZNS.

En comparant les indices de similarités de plusieurs bassins d'infiltration d'eau pluviale de la Métropole de Lyon, nous avons démontré que le transfert de bactéries de la surface vers la nappe dépend du temps de transit des eaux: plus celui-ci est long et plus les communautés sont différentes (Voisin et al., 2018; Pozzi et al., 2021b). Ainsi, la capacité de rétention des bactéries de la zone non saturée augmente avec le temps de transit de l'eau et pourrait être optimisée lors du design des ouvrages d'infiltration.

## En Bref...

Les eaux urbaines peuvent représenter une composante clé du cycle épidémiologique des bactéries pathogènes les plus versatile comme *P. aeruginosa*. Si les déversoirs d'orage peuvent contribuer à leur dissémination, les systèmes centralisés de rétention-infiltration tendent en revanche à induire un dépérissement de la majorité de ces espèces indésirables. L'OTHU a développé et validé une large palette de marqueurs bactériens permettant une évaluation de la qualité microbiologique des eaux urbaines et des milieux récepteurs. Des observations sur le long terme de ces populations bactériennes devraient permettre d'identifier des pratiques de gestion permettant de réduire la propagation de ces formes pathogènes, et de prévenir une dissémination de leur contenu génétique dont certains gènes de résistance aux antibiotiques.
# Comment connaître la pollution des sédiments des bassins de rétention des eaux pluviales ?

Laure Wiest, CNRS UCBL, Institut des Sciences Analytiques, UMR 5280 - Gislain Lipeme Kouyi, Sylvie Barraud, INSA Lyon - Yves Perrodin, ENTPE

Outre leur rôle en matière de prévention des inondations, les bassins de rétention permettent, par sédimentation, de piéger les polluants présents dans les eaux de ruissellement, comme les hydrocarbures et les métaux lourds. Des questions subsistent néanmoins quant aux risques liés à la remobilisation de substances volatiles et/ou toxiques lors d'épisodes pluvieux. Les exploitants de ces bassins s'interrogent également concernant la fréquence optimale des curages et la gestion de l'élimination des sédiments. Pour répondre à ces questions, il est nécessaire de disposer de données précises sur les caractéristiques physico-chimiques de ces sédiments.

<figure><img src="image_108.png" /><figcaption>(1) Zone de mélange</figcaption></figure>

<figure><img src="image_109.png" /><figcaption>(2) Division en 4 du tas</figcaption></figure>

<figure><img src="image_110.png" /><figcaption>(3) Mélange des 2 quarts opposés</figcaption></figure>

## Comment échantillonner les sédiments ?

### La constitution d'un échantillon homogène

La méthode utilisée pour échantillonner les sédiments est le quartage. Cette méthode permet de réduire la taille de l'échantillon et d'homogénéiser les sédiments collectés pour différentes analyses. Les sédiments sont répartis sur une surface de 50 cm x 50 cm de manière homogène. Ce carré est ensuite divisé en 4 quarts, deux quarts opposés sont écartés. Les deux autres quarts sont mélangés sur la surface du carré. Le même processus est réalisé 4 fois (figure 1). Finalement, les sédiments collectés sont tamisés à 2 mm, afin d'éliminer les éléments grossiers (pierres, feuilles) et obtenir des échantillons homogènes.

### L'importance du conditionnement et des conditions de stockage de l'échantillon

Les échantillons sont ensuite conditionnés dans un sac en plastique pour l'analyse de la granulométrie, la teneur en eau, la masse volumique et les éléments traces métalliques et dans des flacons en verre ambré pour l'analyse des micropolluants organiques. En effet, le matériau de conditionnement de l'échantillon, ainsi que les conditions de stockage sont d'une grande importance et dépendent des analyses prévues ultérieurement (Schiavone et al., 2011). Par exemple, des matériaux polymères (polystyrène cristal, polyéthylène ou téflon) sont requis en vue de l'analyse des métaux tandis que l'analyse de contaminants organiques, notamment les plus apolaires, requiert l'utilisation de flacons en verre. De plus, les échantillons doivent être réfrigérés lors du transport, à l'abri de la lumière et livrés au laboratoire d'analyse dans
les 24 heures suivant l'échantillonnage. Une température comprise entre 2 et 8 °C est recommandée.

## Quels paramètres mesurer et dans quel but ?

### Des paramètres physico-chimiques pour caractériser les sédiments

La compréhension de l'hydrologie du bassin passe nécessairement par une analyse granulométrique, qui permet de déterminer quantitativement la distribution des particules par classes de diamètres. En effet, plusieurs études ont montré que les particules deviennent plus fines lorsque l'on s'éloigne de l'entrée des eaux dans le bassin. Il existe de nombreuses méthodes de détermination de la granulométrie, mais une des plus fiables est la granulométrie laser pour les plus fines (Delanghe-Sabatier D., 2011).

Une analyse de la matière organique volatile est également nécessaire. Celle-ci est classiquement déterminée par perte au feu [calcination à 550 °C (Norme EN 12897)] et plus rarement par détermination du carbone organique total, cette dernière étant plus précise et plus fiable que la première.

Les sédiments de bassin de rétention ont des taux en matière organique très élevés comparés aux sédiments de rivière. Ces taux sont proches de ceux des matières en suspension retrouvées dans les eaux de ruissellement pluvial. Ce

paramètre donne une indication sur la contamination du sédiment. En effet, la sorption de polluants sur la matrice sédiment est essentiellement corrélée à la matière organique du sédiment.

### Des analyses de polluants pour évaluer la dangerosité et identifier les sources de pollution

Les métaux lourds, ou éléments traces métalliques (ETM), existent naturellement mais en quantités très faibles dans les sols (de l'ordre du mg/kg), l'eau et l'air. Cependant, les activités humaines sont sources de concentrations plus élevées. De par leur toxicité, plusieurs sont à surveiller notamment le cadmium (Cd), le plomb (Pb), le cuivre (Cu), le zinc (Zn), le mercure (Hg) et l'arsenic (As).

En outre, l'analyse de ces métaux aide à la détermination de sources de pollution. Par exemple, le zinc est un élément trace caractéristique de la pollution liée aux eaux de ruissellement des routes et autoroutes. Les bordures des axes routiers sont également chargées en cadmium et en zinc, liés à l'usure des pneus.

Il est également pertinent de mesurer les polluants organiques. Contrairement aux métaux lourds, ceux-ci ne sont pas présents naturellement dans l'environnement, mis à part quelques hydrocarbures. Les concentrations recherchées étant extrêmement faibles (de l'ordre du µg/kg-ou ng/g-, soit 1000 fois moins que les ETM), leur analyse nécessite des méthodes sensibles et spécifiques, la technique de choix étant la spectrométrie de masse.

<figure><img src="image_111.png" /><figcaption>Figure 2 : Hétérogénéité spatiale des concentrations en polluants organiques : photo du bassin de rétention de Django-Reinhard et concentrations en Bisphénol A et Nonylphénol diéthoxylé (NP2EO) (P01 : entrée, P02 : centre, P04 : gouttière/sortie, P07 : sortie, P12 : fosse à hydrocarbures).</figcaption></figure>

<figure><img src="image_112.png" /></figure>
L'analyse des polluants organiques apportent des informations sur les sources de pollution potentielles : activités industrielles, agricoles, trafic routier, mais également les activités domestiques.

Les Polluants Organiques Persistants (POP), tels que les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) sont étudiés depuis les années 1990 et sont visés par deux textes internationaux, le protocole d'Aarhus, signé en juin 1998 et amendé en 2009, puis la convention de Stockholm, signée en mai 2001. À l'inverse, des contaminants dits émergents, qui ne font pas l'objet de réglementation, sont étudiés depuis peu et inquiètent de par leur toxicité, leur persistance et leur diversité. Ce groupe de contaminants comprend des substances utilisées en grandes quantités dans la vie de tous les jours telles que les médicaments, les cosmétiques, les détergents et les additifs plastiques.

## Les principaux résultats de l'OTHU

Un suivi approfondi des sédiments accumulés dans le bassin de Django-Reinhard (Chassieu) a été réalisé dans le cadre de différents projets, notamment dans le projet ANR CABRRES. Dans ce dernier, différents paramètres classiques ont été étudiés [granulométrie, matière organique, éléments traces métalliques, hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), pesticides, retardateurs de flammes bromés (PBDE)] mais également quelques polluants émergents tels que les alkylphénols, les alkylphénols éthoxylés et le Bisphénol A.

## Des niveaux de contamination des sédiments qui justifient des précautions lors de leur élimination

Tous les ETM analysés (Cd, Cr, Pb, Cu, Ni, Zn) ont été retrouvés dans les sédiments à des concentrations relativement élevées. Selon le métal considéré, les ordres de grandeur varient de plus d'un facteur 1000, du µg/kg pour le Cd au g/kg pour le Zn.

## Les apports de l'écotoxicologie

La caractérisation physico-chimique ne donne qu'une image partielle de la toxicité potentielle d'un échantillon. Ces analyses sont loin d'être exhaustives et seuls des outils biologiques, tels que les bioessais, peuvent mettre en évidence des effets toxiques liés à un ensemble de polluants (avec un éventuel effet «cocktail»). Le test «ostracodes» (crustacés microscopiques) par exemple, utilisé dans le cadre du projet CABRRES, s'est révélé adapté et a permis de montrer que les sédiments frais d'un bassin de rétention d'eaux pluviales étaient plus écotoxiques que les sédiments maturés.

Des travaux en écotoxicologie microbienne s'appuyant sur un développement de nouveaux marqueurs ADN ont également permis d'affiner ces études. De nouvelles sentinelles des effets écotoxiques ont ainsi pu être identifiées (Aigle et al., 2021).

Par ailleurs, nos résultats montrent que les sédiments étaient peu contaminés par les pesticides et le polybromodiphénylether (PBDE).

Seuls trois des pesticides ciblés ont été détectés (chlorpyrifos, diuron et isoproturon) et en faibles concentrations. Ces faibles niveaux peuvent indiquer une utilisation décroissante de ces substances en raison des évolutions de la réglementation. Mais ils peuvent également être le résultat de la faible efficacité d'un tel bassin de rétention pour piéger ces substances qui sont principalement en phase dissoute.

Contrairement aux pesticides et aux PBDE, les sédiments étaient largement contaminés par des alkylphénols et du bisphénol A. Cela peut s'expliquer par l'omniprésence de ces substances dans les matériaux de construction et automobile. En certains points du bassin, ces niveaux de contamination étaient supérieurs aux concentrations prédites sans effet (PNEC), un seuil au-delà duquel on considère que le risque est significatif pour les écosystèmes. Ainsi, des précautions doivent être prises lors du retrait (le port de masques et de gants est très fortement recommandé) et de l'élimination de ces sédiments.

## Des différences importantes selon les zones du bassin

Cette étude a également montré une hétérogénéité spatiale des caractéristiques physico-chimiques et de la contamination en polluants des sédiments au sein du bassin. Les sédiments des points P01 (entrée) et P12 (fosse à hydrocarbures) ont une granulométrie plus élevée et un taux de matière organique plus faible que les points les plus éloignés du bassin (P02, P04 et P07). Ces caractéristiques peuvent expliquer les concentrations moins élevées en Bisphénol A, à ces points (figure 2). Ce phénomène a également été observé pour les trois métaux lourds, cadmium, plomb et zinc.

Mais tous les polluants ne suivent pas cette règle: le nonylphénol diéthoxylé NP2EO a été quantifié à des concentrations plus élevées au point P12 (figure 2), où se situe une fosse à hydrocarbures. Le fait que cette fosse comprend probablement des zones anaérobies (sans oxygène) peut être une explication à cette différence. En effet, le NP2EO ne se dégrade en 4-nonylphénol qu'en présence d'oxygène: sa dégradation est donc sûrement moins rapide à cet endroit du bassin. Cette observation conforte l'idée qu'il est déconseillé d'installer des fosses à hydrocarbure ou de décantation de faible capacité au sein des bassins de retenue – décantation, puisqu'elles créent des zones dans lesquelles la dégradation des polluants est faible, voire nulle.
► **Bécouze-Lareure C., Gonzalez-Merchan C., Sébastian C., Perrodin Y., Barraud S., Lipeme Kouyi G.**, (2016). Évolution des caractéristiques physico-chimiques et ecotoxicologiques des sédiments accumulés dans un bassin de retenue décantation : premiers résultats du projet ANR CABRRES. *Techniques Sciences & Méthodes*, TSM, 4 (2016), 43-55. lc.cx/becouze2016

► **Lipeme Kouyi G., Barraud S., Becouze-Lareure C., Blaha D., Perrodin Y., Wiest L., Aubin J.-B., Toussaint J.-Y., Vareilles S., Mandon C., Bernardin-Souibgui C., Marti R., Bourgeois E., Marjolet L., Cournoyer B.**, (2018) Caractérisation des sédiments d'un bassin de retenue – Décantation des eaux pluviales et éléments pour la gestion. *Techniques Sciences & Méthodes*, TSM, 9(2018), 65-75. – lc.cx/lipeme2018

► **Schiavone S. et Coquery M.** – Guide d'échantillonnage et de prétraitement des sédiments en milieu continental pour les analyses physico-chimiques de la DCE - Cemagref, 2011 – lc.cx/schiavone2011
# Comment étudier les processus d'usages et de contaminations des aménagements urbains intégrant des ouvrages de gestion des eaux pluviales ?

Claire Mandon, Université de Lyon, INSA-Lyon, CNRS, UMR 5600 Environnement Ville Société

Outre leur fonction hydraulique, les ouvrages de gestion alternative des eaux pluviales sont des infrastructures dont les autres fonctions vont dépendre de la manière dont les publics urbains utilisent les espaces publics associés. L'objectif de cet article est de proposer une méthode pour observer les usages et activités urbaines à l'origine de la contamination microbiologique voire chimique des eaux de ruissellement alimentant ces ouvrages, qu'ils soient à la source comme des noues enherbées, ou centralisés comme des bassins de rétention ou infiltration.

## Le milieu urbain est constitué d'objets et de dispositifs techniques

Il n'est pas d'activité sociale qui ne requière des objets (Toussaint, 2009). Les espaces publics n'échappent pas à cette règle. Ils sont constitués d'objets et de dispositifs techniques et spatiaux qui rendent praticable la ville. Concrètement, les publics urbains ont besoin de se déplacer pour aller travailler, faire leurs courses, avoir des activités de loisirs etc. Pour cela, il faut des routes, des objets de signalétiques, des pistes cyclables et des véhicules pour les activités de déplacements; des trottoirs, des bancs, des poubelles, des espaces verts pour les activités de détente, etc. Tous ces objets et dispositifs sont à disposition des urbains tout en contribuant à l'urbanisation: en ce sens, on peut les appeler des objets et dispositifs techniques et spatiaux de l'urbain (ODTSU).

Les ouvrages de gestion des eaux usées et pluviales représentent également un ensemble d'objets et de dispositifs techniques tels que des bassins d'infiltration, de rétention, des noues, des réseaux souterrains (réseau unitaire ou réseau séparatif), des ouvrages spécifiques (déversoirs d'orage, branchements, filtres plantés de roseaux...). Ces ouvrages sont plus ou moins fermés ou ouverts aux publics, intégrés ou non aux espaces publics et parfois paysagers (parcs, jardins publics, squares etc.).

Nos comportements, aptitudes et habilités à nous servir d'objets pour résoudre un problème dans l'action répondent à des règles d'usage communes. Lorsque des comportements sont réguliers, nous pouvons parler de pratiques (Toussaint, 2009), ces dernières instituant les règles d'usage de l'objet.

Il s'agit alors de décrire les manières dont les publics usent des objets de leurs environnements, dans la régularité (la pratique) ou dans la création d'actions, forme nouvelle de comportement et d'aptitude face aux objets. Dans un même temps, il est nécessaire de comprendre comment ces objets de l'urbain appellent certaines activités.

## Décrire les usages de ces objets pose plusieurs difficultés méthodologiques

Saisir la manière dont les objets appellent l'action, la pratique et l'usage nécessite une méthodologie d'observation rigoureuse et systématique des temps de l'activité. L'activité est en effet profondément temporelle, elle s'inscrit dans des rythmes et des durées variés. Dans leurs caractéristiques temporelles, les activités peuvent ainsi être régulières ou temporaires, saisonnières, évènementielles, diurnes ou nocturnes, etc. Ces niveaux de temporalité peuvent s'enchevêtrer et rendre l'observation des activités difficile à réaliser et à concevoir. Chacune de ces temporalités renseigne de la dynamique qui s'opère dans l'activité sociale quotidienne urbaine.

L'observation des activités pose donc des difficultés méthodologiques :

1. **Les activités ne sont pas visibles ou appréhendables dans leur totalité,** mais par séquences. Elles procèdent d'un déroulement d'un ensemble d'actions, dans l'espace et le temps. Lorsqu'une personne se déplace pour aller travailler, elle part d'un point A, spatial (le domicile) et temporel (l'heure de départ). Elle sort de son domicile, traverse sa rue, prend son vélo, sa voiture ou les transports en commun, passe par telle ou telle rue, écoute de la musique, etc. Ainsi, l'activité « se déplacer vers son lieu de travail » engendre un certain nombre de cours d'actions qui relève de séquences de cette activité. Les observations in situ (Toussaint, Vareilles, 2011) permettent de décrire très précisément ces séquences, des cours d'action dans lesquels les publics urbains mobilisent les objets techniques et spatiaux dans leur environnement (voiture, vélo, rues, écouteurs, etc.).

2. **L'activité étant toujours située, l'observateur est spatialement et temporellement arbitraire** par rapport à l'activité observée. Pour reprendre l'idée du déplacement vers son lieu de travail, si l'enquêteur a fixé son terrain d'observation sur une rue aux aménagements séparatifs (voie, piste cyclable, voie piétonne), il n'observera que des séquences « faire du vélo », « être en voiture », ou « marcher ». Ses observations constitueront donc une séquence arbitraire
et définie dans le temps (heure, jour de la semaine d'observation) et l'espace (lieu d'observation) de l'activité « se déplacer » (Toussaint, Vareilles, 2013).

3 – Les objets et les aménagements qu'ils constituent supportent **de multiples activités simultanées et successives**. La rue aux aménagements séparatifs de notre exemple illustre bien cette idée qu'un aménagement accueille simultanément différentes activités de déplacements (parfois de chalandises, de pauses, etc.) et que celles-ci se succèdent dans le temps.

## La nécessité de prendre en compte les facteurs explicatifs des usages

Pour surmonter ces difficultés méthodologiques, de nombreux facteurs explicatifs des activités peuvent aider à les rendre signifiantes pour l'observateur. D'abord, les activités ne sont jamais aléatoires, elles sont fixées dans les agendas sociaux : à certaines heures, certains jours ou certaines saisons, on peut s'attendre à observer des séquences de certaines activités aux dépens d'autres. Aux « heures de pointe » matinales par exemple, il est probable de voir essentiellement des activités de déplacement alors que dans le cours d'une après-midi, nous pouvons observer des activités de promenade ou de chalandises. Aussi, les typologies sociales articulées aux typologies urbaines sont signifiantes autant pour l'acteur que pour l'observateur à partir des appartenances sociales des personnes et des quartiers mais aussi de la morphologie urbaine du terrain. Par exemple, toutes les places ont en commun d'être des espaces publics non bâtis, limités par des bâtiments, desservis par des voies de communication et équipés de mobilier urbain ou d'édificues (statut, kiosque, toilettes etc.). Mais selon les revêtements de sol (goudronné, enherbé, pavé, etc.), les objets du mobilier urbain (bancs, poubelles, jeux pour enfants) et leurs configurations, les

places n'appelleront pas les mêmes activités. Aussi, la place, qu'elle soit en centre urbain dense, en périphérie de la ville, dans un quartier populaire ou gentrifié, n'accueillera pas les mêmes types d'activités sociales, leur même variété ou leur même intensité. La morphologie sociale et urbaine du terrain permet alors d'escompter certains comportements.

## Applications et méthodes: vers un modèle des usages urbains

### Une méthodologie d'enquête applicable à différents terrains d'étude

Nous avons construit une méthodologie d'enquête capable de s'appliquer à des terrains d'étude hétérogènes tout en prenant en compte des caractéristiques précises relatives aux différents aspects temporels de l'observation, aux objets et dispositifs à observer et aux critères de description des terrains d'étude (dont la morphologie sociale et urbaine). Il s'agit alors de les quadriller en établissant des points d'observation précis avec pour chacun un périmètre d'enquête défini. Le tableau 1 résume notre méthodologie, appliquée et adaptée à trois terrains d'étude, la zone industrielle de Chassieu Mi-Plaine (bassin versant associé à un bassin de rétention/ infiltration), le quartier de la Part-Dieu (aménagements séparatifs, techniques alternatives) et Grézieu-La-Varenne (déversoir d'orage).

Prenons le cas de l'étude menée dans le cadre du projet ANR CABRRES. Notre problématique de recherche portait sur les incidences des activités sociales d'une zone industrielle sur la qualité microbiologique et chimique des eaux de ruissellement collectées dans un bassin de rétention et d'infiltration. Nous avons utilisé cette méthode en prenant en compte comme périmètre d'observation, les zones de ruissellement des eaux pluviales s'engouffrant dans les avaloirs présents sur chaque point d'observation. Ces avaloirs correspondent aux points

<table><caption>Tableau 1 : Récapitulatif de la méthodologie d'enquête (Claire Mandon, 2019).</caption><thead><tr><th>Pour chaque point d'observation (= point de prélèvement)</th><th>Types d'observations</th><th>Temporalité et sessions d'observation pour chaque point</th><th>Objectifs</th></tr></thead><tbody><tr><td>Observation des objets et dispositifs techniques formant les aménagements</td><td>Recensement des ODTSU et descriptions des configurations d'aménagement</td><td>1 session par terrain</td><td>Identifier les ODTSU et les configurations d'aménagement + déterminer les seuils (étanchéité/ délimitation entre espaces privés et espace public</td></tr><tr><td>Observation des périmètres de ruissellement des eaux pluviales</td><td>Identification des directions des ruissellements passant par les points d'observation (avaloirs)</td><td>1 session par terrain</td><td>Comprendre (1) comment s'écoule l'eau pluviale pour (2) identifier les zones de lessivage des traces et déchets laissés par les objets dans les activités</td></tr><tr><td>Observations séquentielles des activités sociales sur l'espace public<br>30min / point / session</td><td>Description des activités sociales sur l'espace public et :<br>• ODTSUmobilisés<br>• Déchets/traces laissées<br>• Flux desactivités<br>• (comptage des véhicules – modes doux – piétons)</td><td>Zi Chassieu (20 points)<br>• 6h-10h : 2 sessions<br>• 12h-14h30 : 1session<br>• 16h30-19h30 : 1session<br>• 19h-23h : 2 sessions<br>• 12h-14h : 3sessions<br>• 14h30-16h30 : 3sessions<br>• 17h-19h30 : 3 sessions<br>• 20h-00h : 3 sessions</td><td>Part-Dieu (12 points) et Grézieu-La-Varenne (4 points)<br>• 7h30-9h30 : 3 sessions<br>• 10h-12h : 3sessions<br>• 12h-14h : 3sessions<br>• 14h30-16h30 : 3sessions<br>• 17h-19h30 : 3 sessions<br>• 20h-00h : 3 sessions<br>• 1h-12h : 3 sessions<br>• 12h-14h : 3 sessions<br>• 14h30-16h30 : 3 sessions<br>• 17h-19h30 : 3 sessions<br>• 20h-00h : 3 sessions</td><td>Identifier les (1) différentes temporalités des activités (matin, midi, sorties du travail, soir)<br>– (2) leurs régularités ou fréquences<br>– (3) les inférences ou non entre activités observées et déchets/traces relevés</td></tr><tr><td>Observation des activités économiques</td><td>Recensement des entreprises et commerces compris dans le périmètre d'observation</td><td>Zi Chassieu<br>1 session de recensement des entreprises</td><td>Part-Dieu et Grézieu-La-Varenne<br>1 session de recensement des commerces</td><td>Identifier les entreprises ou commerces présents autour des points d'observation - leur taille - leurs temporalités d'activités - leurs types d'activités</td></tr></tbody></table>
de prélèvement des eaux de ruissellement, effectués par l'équipe de microbiologie. De plus, nous avons ajouté comme variables les activités des entreprises jouvant le périmètre et leur perméabilité en termes de seuil entre espaces privés (des entreprises) et espace public. L'objectif était de comprendre si les activités des entreprises avaient un impact sur la contamination microbiologique de l'espace public.

Il en est de même pour les deux autres terrains d'étude (Programme ANSES IOUQMER, 2016-2020) où l'adaptation de la méthode s'est surtout effectuée sur les temporalités des activités sociales à observer. En effet, les enquêtes exploratoires menées sur le quartier de la Part-Dieu et la commune de Grézieu-La-Varenne ont révélé que les temps de l'activité urbaine diffèrent par rapport à la Z. I. de Chassieu. Par exemple, les activités liées au travail et les heures de pointe débutent plus tôt dans la journée sur Chassieu que sur les deux autres terrains.

Cette méthodologie a nécessité un minimum de deux enquêtrices de terrain au regard de la densité des observations à mener, simultanées et systématiques sur les points d'observation choisis. Pour visualiser les types de données qui ont pu être produites suite à ces enquêtes, la figure 1 représente la synthèse des données recueillies sur deux points d'observation et de prélèvement de la zone industrielle de Chassieu. Les activités et les déchets ont été regroupés par types pour permettre d'identifier des catégories de relations entre activités, objets mobilisés, déchets et traces produits. Sont également indiqués, les directions des ruissellements

(donc le périmètre d'observation), les espaces privés et les types de seuil (dispositifs d'aménagement de séparation des espaces privés et publics).

## Les activités et objets peuvent évidemment être à l'origine de contaminations des eaux de ruissellement mais comment

Les résultats obtenus dans le cadre du projet CABRRES ont montré que les objets mobilisés et les traces laissées au cours de ces activités sociales étaient une des sources de contamination microbiologique des eaux pluviales. Une porosité a également été observée entre les espaces privés et publics (ruissellement des parties privées vers les espaces publics). La conception des aménagements des espaces publics à l'aide des ouvrages de gestion des eaux pluviales doit être pensée en rapport avec les activités sociales environnantes qui peuvent être source de contamination des eaux de ruissellement pluvial alimentant ces derniers.

Les travaux menés sur les trois sites de la Métropole de Lyon ont permis la construction d'une base de données regroupant l'ensemble des données d'observation. Celle-ci répertorie près de 115000 personnes mobilisant des espaces publics et les objets et dispositifs les constituant, les objets du quotidien (voiture, téléphone, cigarette etc.), les déchets et traces produits en les manipulant. En cours de traitement, cette base de données est analysée à partir du modèle d'analyse présenté sur la figure 2. Les résultats seront disponibles en 2021 (thèse INSA de Lyon, Claire Mandon).

<figure><img src="image_113.png" /><figcaption>Figure 1 : Synthèse des données d'observation des points 17 et 18 sur la zone industrielle de Chassieu (source : Google Earth, 2016).</figcaption></figure>
<figure><img src="image_114.png" /><figcaption>Figure 2 : Modèle d'analyse des données d'observation des activités humaines (thèse Claire Mandon).</figcaption></figure>

En Bref...

Les ouvrages de gestion alternative des eaux pluviales et les aménagements urbains qui leurs sont associés sont très variés. Ils nécessitent une réflexion quant aux possibles impacts des activités sociales sur la qualité chimique et microbiologique des eaux de ruissellement alimentant ces ouvrages. Les aménagements urbains, à la fois supports et vecteurs des activités sociales, doivent être pensés pour limiter l'impact des activités humaines. Cet article propose une réflexion et une méthodologie pour identifier les sources de contamination des espaces publics et des eaux de ruissellement.

POUR ALLER PLUS LOIN

► **Toussaint J.-Y.** Les usages et les techniques – Traité sur la ville (2009). *Presses universitaires de France* – lc.cx/toussaint2009

► **Toussaint J. Y.** et **Vareilles S.** Handicap et reconquête de l'autonomie. Réflexions autour du rapport entre convivialité des objets et autonomie des individus. Le cas des dispositifs techniques et spatiaux de l'urbain (2010). *Geographica Helvetica* – lc.cx/toussaint2010
Impact 6

L'urbanisation et notamment l'augmentation des surfaces imperméables entraîne des transformations fonctionnelles (d'usages) et structurelles (morphologie des bassins versants) qui, à leur tour, ont de nombreux effets sur les milieux aquatiques (cours d'eau, nappe phréatique...).

Ces effets sont observables aussi bien sur l'aptitude naturelle de ces milieux à gérer les inondations que sur la dynamique morphologique, et les qualités chimique et biologique des milieux récepteurs.

Le chapitre montre que, selon les méthodes de gestion des eaux en milieu anthropisé et selon la nature des milieux récepteurs, les effets et donc les impacts peuvent être très différents et nécessiter des suivis adaptés.
# Quel est l'impact des bassins d'infiltration d'eaux pluviales sur les nappes phréatiques ?

Florian Mermillod-Blondin, Florian Malard, Pierre Marmonier, CNRS et Université Lyon 1 - Arnaud Foulquier, Université Grenoble Alpes

Les techniques alternatives de gestion des eaux pluviales permettent, en infiltrant les eaux de ruissellement, d'atténuer les inondations et de recharger les nappes phréatiques urbaines. Mais pour garantir la durabilité de ces pratiques, il est nécessaire d'évaluer leurs impacts sur la qualité des eaux souterraines. Ceci est particulièrement vrai dans le cas de bassins d'infiltration de surfaces modérées (inférieures à 1 hectare) mais collectant des eaux issues de bassins versants de plusieurs centaines d'hectares.

## La nécessité d'évaluer les performances hydrauliques et écologiques des ouvrages d'infiltration

Les pratiques d'infiltration artificielle d'eau de ruissellement pluvial, mises en place dans de nombreuses agglomérations à travers le monde, constituent un moyen efficace pour limiter les volumes d'eau de ruissellement lors des évènements pluvieux. L'intérêt principal de ces pratiques est de minimiser les risques d'inondation tout en rechargeant les aquifères urbains fortement sollicités par les prélèvements dédiés à la consommation en eau potable, l'irrigation ou l'industrie. La gestion durable de ces pratiques repose sur notre capacité

à évaluer les performances des ouvrages d'infiltration, tant d'un point de vue hydraulique (capacité à infiltrer les flux d'eau de surface) qu'écologique (capacité à ne pas dégrader la qualité chimique et biologique des eaux de nappe). Si les performances hydrauliques sont relativement aisées à évaluer, caractériser l'impact des ouvrages d'infiltration sur la qualité des eaux de nappe nécessite la mise en place d'un dispositif d'échantillonnage et d'une méthode de suivi adaptés.

## Quel dispositif expérimental faut-il mettre en place ?

Les travaux de l'OTHU ont permis de finaliser un type de dispositif de suivi permettant d'isoler l'impact d'un ouvrage d'infiltration centralisé sur la qualité des eaux de nappe. Celui-ci nécessite la mise en place de deux piézomètres positionnés respectivement à l'amont et à l'aval hydraulique de l'ouvrage d'infiltration (figure 1). Ces piézomètres doivent être créés sur plusieurs mètres dans la zone saturée afin de pouvoir réaliser des échantillonnages d'eau même lors de fluctuations importantes de la hauteur de la nappe.

Le piézomètre situé à l'amont (piézomètre amont sur la figure 1) correspond au piézomètre de « référence ». Il permet de déterminer localement les caractéristiques des eaux de nappe non soumises à l'infiltration d'eaux pluviales. Le panache d'eau pluviale généré par le bassin d'infiltration pouvant en partie s'étendre dans la nappe à l'amont de l'ouvrage, le piézomètre ne doit pas être positionné à l'amont

<figure><img src="image_115.png" /><figcaption>Figure 1 : Posilionnement des piézomètres de suivi par rapport à l'ouvrage d'infiltration.</figcaption></figure>
Lors des épisodes d'infiltration, l'utilisation d'un modèle de mélange eaux pluviales-eaux de nappe a permis de mettre en évidence que la plus grande partie du COD biodégradable est efficacement dégradée dans la zone non saturée. Cette dégradation du COD par des micro-organismes aérobiares s'accompagne d'une baisse en oxygène dissous, expliquant les plus faibles teneurs en oxygène dissous sous les ouvrages en comparaison avec les sites de référence (figure 2).

Les résultats obtenus indiquent qu'au-delà d'une épaisseur de 3 mètres, la zone non saturée constitue un filtre efficace pour dégrader la majorité du COD facilement biodégradable avant leur arrivée au toit des nappes. Par ailleurs, une zone non saturée suffisamment épaisse permet de maintenir une oxygénation convenable des eaux souterraines, qui est importante à plusieurs égards. En effet, une désoxygénation des eaux peut conduire à une plus forte mobilité et transfert de composés chimiques (ions phosphate, ions ammoniacaux, métaux lourds) de la surface des bassins vers la nappe, à une modification des communautés microbiennes dans la nappe, ainsi qu'à une production de composés réduits pouvant endommager les équipements de pompage métalliques.

## La perturbation thermique de la nappe augmente avec la surface du bassin versant de l'ouvrage

Jusqu'à présent, peu de données permettaient d'évaluer l'influence de la surface du bassin versant connecté à l'ouvrage sur l'intensité des perturbations engendrées par les pratiques d'infiltration artificielle des eaux de ruissellement pluvial. En l'absence d'infiltration artificielle, les eaux souterraines présentent une grande stabilité du point de vue de la température avec une valeur moyenne située aux alentours de 13 °C et une amplitude thermique annuelle généralement inférieure à 1,5 °C au sein de l'agglomération lyonnaise. En revanche, l'augmentation considérable des flux d'eau infiltrés favorise les transferts de chaleur et induit une forte perturbation du régime thermique des nappes phréatiques par les pratiques d'infiltration artificielle. Cette perturbation augmente avec la surface du bassin versant connecté à l'ouvrage et donc avec les quantités d'eaux infiltrées (figure 3A). Si lors des épisodes de recharge, les variations de température au toit des nappes dépassent rarement 3 °C, l'amplitude thermique annuelle est en moyenne 9 fois supérieure à celle observée aux sites de référence. Pour certains sites, cette augmentation d'amplitude induit un maintien de la température des eaux souterraines à des valeurs supérieures à 20 °C pour des périodes s'étalant jusqu'à 3 mois consécutifs. De telles températures dans la nappe peuvent s'avérer problématiques pour la qualité des eaux souterraines en favorisant, par exemple, le développement de bactéries pathogènes opportunistes.

La relation établie entre la taille du bassin versant et l'amplitude thermique annuelle permet d'observer que le passage d'une surface efficace de bassin versant de 5 à 20 ha entraîne le passage d'une amplitude thermique annuelle de 2,2 à 3,8 °C (figure 3A).

De plus, malgré une faible proportion de COD biodégradable apporté au toit des nappes lors des évènements pluvieux, la multiplication de ces faibles quantités par les flux d'eau infiltrés permet une stimulation du compartiment microbien (dans le premier mètre sous le toit des nappes) qui augmente avec la taille du bassin versant pour des bassins présentant des zones non saturées inférieures à 3 mètres (figure 3B).

Cependant, dès lors qu'une épaisseur de zone non saturée suffisante (c'est-à-dire supérieure à 3 m) est respectée

dans le cas de la nappe de l'Est Lyonnais, assurant ainsi une rétention efficace de la majorité du COD facilement biodégradable, il n'apparaît pas pertinent de recommander une taille de bassin versant particulière notamment du point de vue de la perturbation thermique. Au contraire, pour des bassins avec une zone non saturée peu épaisse, la perturbation thermique étant engendrée même pour de faibles tailles de bassin versant (20 ha), une réelle atténuation des amplitudes thermiques nécessiterait de privilégier les systèmes d'infiltration à la source. Il reste toutefois à modérer nos résultats en fonction de la perméabilité des terrains. Si nos conclusions sont valides pour les bassins étudiés sur la nappe de l'Est Lyonnais, il faudrait probablement reconsidérer l'efficacité d'une zone non saturée supérieure à 3 mètres pour des sous-sols avec des perméabilités plus élevées ou présentant une structuration (présence de chemin préférentiels) favorisant la vitesse des transferts d'eau et de solutés de la surface des bassins vers la nappe.

## Les bassins d'infiltration ont «une durée de vie écologique»

L'analyse de chroniques d'oxygène dissous pour 12 sites a permis d'établir une relation entre la durée de fonctionnement

<figure><img src="image_116.png" /><figcaption>Fig. 3 : Évolution de l'amplitude thermique annuelle des eaux souterraines (A) et de l'activité déshydrogénase des bactéries attachées aux sédiments sur des bassins avec une zone non saturée inférieure à 3 mètres (B) en fonction de la surface du bassin versant connecté à l'ouvrage.</figcaption></figure>
des ouvrages d'infiltration et les concentrations moyennes en oxygène des nappes sous-jacentes (figure 4). Cette relation suggère que la matière organique accumulée au sein du lit d'infiltration et de la zone non saturée entraîne une désoxygénation des eaux d'infiltration d'autant plus importante que la durée de fonctionnement de l'ouvrage est élevée. Étant donné l'impact négatif d'une désoxygénation des eaux sur la qualité chimique mais aussi biologique de la nappe, il s'avère nécessaire de limiter au maximum ce phénomène.

<figure><img src="image_117.png" /><figcaption>Fig. 4 : Évolution des concentrations moyennes en oxygène dissous des eaux souterraines en fonction de la durée de fonctionnement de l'ouvrage.</figcaption></figure>

Aussi, la désoxygénation des eaux souterraines sous les ouvrages les plus anciens montrée sur la figure 4 confirme l'intérêt de maintenir la capacité hydraulique des ouvrages tout en favorisant la rétention des matières en suspension à l'amont des ouvrages et le curage des couches superficielles. Cependant, il apparaît primordial de considérer l'idée que la « durée de vie écologique » des ouvrages (c'est-à-dire leur capacité à ne pas modifier la qualité des eaux souterraines) puisse être inférieure à leur « durée de vie hydraulique » (capacité à infiltrer efficacement les eaux de surface).

## Vers une meilleure compréhension des impacts à l'échelle des ouvrages et de la nappe

Les travaux et résultats présentés ici concernent principalement l'impact local de l'infiltration artificielle sur le fonctionnement des nappes phréatiques. Il existe actuellement peu de données permettant d'évaluer l'étendue spatiale des perturbations engendrées à des distances élevées à l'aval hydraulique de l'ouvrage. Les recherches futures devraient permettre de caractériser plus précisément l'étendue du panache de pollution tout en permettant de définir l'influence des caractéristiques des ouvrages sur l'étendue de ce panache. L'utilisation d'outils de modélisation hydrogéologique est une piste prometteuse afin de quantifier l'impact de l'infiltration des eaux de ruissellement pluvial sur la qualité de la nappe à l'échelle des ouvrages et de la nappe de l'Est Lyonnais. De plus, ce travail d'évaluation pourra être facilité et complété par le développement de nouvelles approches permettant de quantifier les contaminants chimiques et microbiologiques dans les nappes.

## Un suivi des nappes pour une meilleure gestion des ouvrages

La méthodologie de suivi des nappes développée dans le cadre de l'OTHU permet de répondre de manière pertinente à plusieurs questions associées à la gestion et à la conception des ouvrages. Par exemple, il est possible, à partir de mesures des concentrations en oxygène dissous dans la nappe, de déterminer si la matière organique accumulée dans le lit du bassin d'infiltration impacte la qualité écologique de la nappe. Cette évaluation peut permettre de définir les dates de curage des bassins d'infiltration.

## POUR ALLER PLUS LOIN

* Foulquier A., Malard F., Mermillod-Blondin F., Datry T., Simon L., Montuelle B., Gibert J., (2010). *Vertical change in dissolved organic carbon and oxygen at the water table region of an aquifer recharged with stormwater: biological uptake or mixing?* Biogeochemistry, 99: 31-4. – lc.cx/foulquier2010

* Foulquier A., Malard F., Barraud S., Gibert J., (2009). *Thermal influence of urban groundwater recharge from stormwater infiltration basins*. Hydrological Processes, 23: 1701-1713. – lc.cx/foulquier2009

* Foulquier A., Mermillod-Blondin F., Malard F., Gibert J., (2011). *Response of sediment biofilm to increased dissolved organic carbon supply in groundwater artificially recharged with stormwater*. Journal of Soils and Sediments 11: 382-393 – lc.cx/foulquier2011
# Quels sont les impacts des rejets urbains de temps de pluie sur les petits cours d'eau ?

Pascal Breil, Philippe Namour, Michel Lafont, INRAE - Benoit Cournoyer, CNRS - VetAgro Sup - Laurent Schmitt, Unistra

> L'OTHU mène depuis le début des années 2000 des travaux sur le bassin versant périurbain de l'Yzeron à l'ouest de l'agglomération lyonnaise, afin d'apporter des réponses opérationnelles à la problématique de l'impact des RUTP sur les petits cours d'eau de tête de bassin.

## Des impacts de natures diverses

L'impact d'un RUTP résulte de la combinaison de processus géomorphologiques, hydrologiques, biogéochimiques et biologiques du cours d'eau, en réaction aux flux de matières en suspension et de solutés du rejet.

## Une perturbation du fonctionnement hydrologique des petits cours d'eau

Les RUTP modifient le régime des crues. Il est ainsi noté l'augmentation de la fréquence des petites crues, de périodes de

retour de quelques années. La crue à l'origine d'une évolution géomorphologique notable dite « crue morphogène » (capable de modifier la forme d'un tronçon de rivière) peut devenir annuelle alors qu'elle était biennale (Wagner et Breil, 2013). Comparées à des écoulements sur les surfaces rurales ou naturelles, les eaux de pluie ruissellent, en effet, plus rapidement sur les surfaces urbaines en mobilisant des volumes pouvant être importants (faible infiltration, transfert rapide dans le réseau de drainage puis dans le milieu). L'effet des RUTP est donc dépendant de l'imperméabilisation du bassin versant (Schmitt et al., 2016) et de la plus ou moins grande proportion de surfaces urbaines connectées au réseau de drainage principal.

Pendant la saison sèche, la capacité de dilution du cours d'eau est la plus faible, voire nulle pour les cours d'eau de tête de bassin. C'est pendant cette période que les RUTP peuvent être les plus pénalisants.

## Une augmentation de la fréquence des incisions

Le dysfonctionnement géomorphologique le plus marqué est le phénomène d'incision, qui pose des problèmes de gestion

**Photo 1** : RUTP issus des déversoirs d'orage sur le bassin de l'Yzeron avec rejets dans des cours d'eau en milieu urbanisé - Rueffle Mulet (Source : P. Breil, INRAE, 2002).

<figure><img src="image_118.png" /></figure>
comme la déstabilisation d'ouvrages (ex. buses, ponts), des pertes foncières, l'abaissement du niveau piézométrique, l'appauvrissement biologique par érosion de la zone hyporhéique (fond perméable du cours d'eau) et l'érosion des berges. À noter que cette dernière ne pose de problèmes qu'en présence d'un enjeu pour une activité humaine. Dans les autres cas, ce processus doit pouvoir s'effectuer sans entrave car il est fondamental dans le fonctionnement d'une rivière qui alterne naturellement des séquences d'érosion et de dépôt.

L'OTHU a montré que, dans le bassin de l'Yzeron, les RUTP augmentent la fréquence des incisions dans les petits cours d'eau d'un facteur 2,5 et les volumes de sédiments déstockés de 77% (Wagner et Breil, 2013; Fiche OTHU n° 13). Ces déstockages massifs contenant une importante proportion de sable, augmentent significativement les dépôts sédimentaires en aval (ensablement) dans les branches principales du réseau hydrographique où l'énergie est moindre. Cela altère fortement les habitats piscicoles: disparition de frayères, comblement de mouilles... Les invertébrés et végétaux aquatiques sont également impactés par un substrat sableux très mobile représentant une contrainte pour la faune et la flore. Les incisions en contexte périurbain se développent en général sur une profondeur de 1 à 2 m, mais peuvent atteindre 4 m. La typologie hydro-morphologique des cours d'eau est une étape nécessaire à l'établissement d'une référence pour mesurer ces impacts et caractériser les dynamiques d'ajustement. Les différents types de cours d'eau ne présentent, en effet, pas la même sensibilité à l'incision (Grosprêtre, 2011; Schmitt et al., 2016). Cela demande notamment de mettre en œuvre des méthodologies permettant de définir des débits de plein bord évaluant la capacité d'écoulement du lit mineur juste avant débordement qui évoluent sous l'effet des activités agricoles et urbaines. La modélisation hydrologique régionale est l'une des solutions testées dans l'OTHU pour établir des gabarits de référence.

## Des polluants organiques et toxiques

L'impact des RUTP est en partie lié à l'apport important de matière organique. Celle-ci induit des processus d'autoépuration consommateurs de l'oxygène dissous, vital pour la faune aquatique (invertébrés et poissons). Les RUTP apportent aussi des nutriments sous forme notamment d'ions ammonium ou de phosphates (e.g. fertilisants) ainsi que des toxiques comme des métaux lourds, des composés organiques de synthèse comme des résidus de médicaments, des détergents ou des pesticides.

L'OTHU a montré que les polluants s'accumulent dans des zones spécifiques des sédiments poreux du cours d'eau: la zone hyporhéique des radiers<fnref n="1" /> (Namour et al., 2015). Cela contribue à créer des zones anoxiques anaérobies (sans oxygène) productrices de gaz à effet de serre, comme le méthane et le protoxyde d'azote ou l'hydrogène sulfuré à l'origine d'odeurs putrides pour les riverains. La mesure des flux gazeux produits par l'activité de biodégradation microbienne a fait l'objet d'un prototype de terrain (Breil et al., 2018).

Les apports de nutriments en excès favorisent la prolifération d'algues productrices d'oxygène dissous durant la phase diurne par photosynthèse, mais consommatrices d'oxygène lors de la phase nocturne et lors de leur décomposition. La compréhension de l'alternance de ces cycles est donc cruciale pour éviter une dérive vers l'eutrophisation. Enfin, les apports de polluants toxiques par les RUTP peuvent conduire, dans ces petits cours d'eau, à la disparition des espèces polluo-sensibles (baisse de la biodiversité).

## Des rejets de bactéries pathogènes

Les RUTP rejettent des bactéries pathogènes de l'homme qui peuvent entraîner des maladies sévères en cas d'ingestion ou de contact cutané. L'analyse ADN a montré que les lignées des espèces présentes dans la couche superficielle des sédiments des cours d'eau étaient proches de celles présentes dans les eaux du réseau unitaire, signifiant une bonne survie de ces organismes dans le milieu récepteur, sans doute en raison d'une compétition et de conditions physico-chimiques très diversifiées (Marti et al., 2017). En effet, ces bactéries peuvent persister plus ou moins longtemps dans la matrice poreuse ou sur des supports végétaux. De plus, la périodicité des RUTP entretient une population pathogène, remise en suspension lors des petites crues. Moins documenté est l'impact de ces bactéries pathogènes sur les biocénoses du cours d'eau et notamment sur les populations microbiennes impliquées dans l'autoépuration.

## L'utilisation de vers oligochètes pour mesurer les impacts biologiques

L'OTHU évalue l'impact sur les populations vivantes à l'aide d'indicateurs standardisés préconisés dans le Système d'Évaluation de la Qualité des Eaux (SEQ-EAU). Ces indicateurs à base biologique (invertébrés, vertébrés, végétaux) comme l'Indice Biologique Global Normalisé (IBGN) informent in fine sur la nature physico-chimique de la pollution en évaluant les présences et absences des espèces polluo-sensibles et polluo-résistantes.

L'IBGN ne concerne cependant pas le compartiment hyporhéique, situé à quelques décimètres dans le sédiment poreux du cours d'eau et qui constitue une zone de stockage des pollutions et de leur éventuelle autoépuration (Namour et al., 2015). Dans le cadre de l'OTHU, la qualité de la zone hyporhéique ainsi que les échanges entre eaux de surface et eaux souterraines ont été évalués à travers l'étude des vers oligochètes (oligochaetes) (Lafont et al., 2010; Schmitt et al., 2011). La connaissance approfondie des espèces permet de les utiliser comme un biomarqueur des sens d'échanges d'eaux et de pollutions entre l'eau de surface et l'eau souterraine, et de définir la manière dont les organismes répondent aux facteurs environnementaux. Cette association entre espèces, fonctions et habitats spécifiques des oligochètes est appelée trait fonctionnel (FTr). Les assemblages d'oligochètes permettent ainsi de caractériser le fonctionnement hydrogéologique et la nature de la pollution du milieu hyporhéique. Plusieurs études démontrent l'effet de colmatage physique de cette zone hyporhéique par les RUTP (réduction des échanges entre eaux de surface et eaux souterraines), par des films biologiques, ce qui réduit la capacité d'autoépuration, et traduit une contamination organique.

Ainsi, à partir des travaux OTHU, il a été possible de produire des indicateurs écologiques fondés sur les espèces d'oligochètes interstitiels des sédiments grossiers superficiels et hyporhéliques afin d'évaluer la qualité écologique d'un sédiment poreux et l'origine d'un impact physico-chimique.

<footnote n="1">¹ Parmi les divers types de faciès d'écoulement, qui correspondent à des structures hydro-morphologiques optimales de dissipation de l'énergie de l'écoulement dont la longueur est comprise entre 1 et 10 fois la largeur à pleins bords, les radiers se caractérisent, en basses eaux, par une faible profondeur, ainsi qu'une pente, une granulométrie de surface et une turbulence relativement élevées comparativement au faciès adjacents.</footnote>
<figure><img src="image_119.png" /><figcaption>**Photo 2** : Prélever l'eau et la faune du sédiment profond, mesurer les échanges entre nappe et cours d'eau, suivre la qualité de l'eau du sédiment, cours d'eau expérimental de la Chaudanne à Grézieu-la-Varenne (source : P. Breil, INRAE, 2006).</figcaption></figure>

## Une altération de la capacité d'autoépuration des petits cours d'eau

Ces travaux ont également démontré que les impacts écologiques des RUTP sont partiellement liés aux capacités d'échanges entre eau de surface et eau souterraine ou hyporhéique, capacité elle-même liée aux types et faciès hydro-géomorphologiques du secteur considéré. L'excès de matière organique apportée par les RUTP peut entraîner un colmatage biologique qui réduit les échanges entre les eaux de surface et la zone hyporhéique. Par ailleurs l'énergie développée localement par les RUTP induit une érosion des berges et du fond du lit, ce qui peut provoquer plus en aval un colmatage physique par des sédiments fins. Ces effets liés aux RUTP altèrent localement la capacité d'autoépuration des petits cours d'eau et génèrent des coûts de protection des berges, cela en cas de déstabilisation d'ouvrages riverains.

## Les indicateurs d'impact associés aux RUTP

Sur les bases des résultats obtenus par l'OTHU, il est maintenant possible de proposer des indicateurs d'impact

permettant d'analyser les évolutions par rapport au fonctionnement naturel du cours d'eau (tableau 1).

## Positionner les points de rejets des RUTP dans les zones propices à l'autoépuration

La déconnexion des eaux pluviales, les techniques alternatives à la source et la dépollution des eaux avant rejet sont autant de stratégies permettant de réduire l'impact des RUTP sur le milieu. En complément, il est possible de travailler sur le cours d'eau lui-même, notamment en choisissant les secteurs d'introduction des RUTP dans les cours d'eau en fonction de leur capacité d'autoépuration.

En effet, un cours d'eau possède une capacité naturelle d'autoépuration (physique, chimique et biologique) variable et non monotone d'amont en aval lui conférant des capacités de résistance ou de résilience aux RUTP. L'OTHU a permis d'élaborer des clés de lecture pour segmenter un cours d'eau en zones de capacités d'autoépuration homogènes. Les types hydro-morphologiques sont caractérisés par des fréquences de faciès hydro-morphologiques et des niveaux de sensibilité

<table><caption>Tableau 1 : Indicateurs d'impacts associés aux Rejets Urbains par Temps de Pluie (RUTP).</caption><thead><tr><td>Types d'impacts</td><td>Indicateurs d'impact associés aux RUTP</td></tr></thead><tbody><tr><td>Hydrologique</td><td>Fréquence des rejets qui augmente notamment celle des crues morphogènes estivales en raison de rejets centralisés et ponctuels. Durée des étiages qui augmente.</td></tr><tr><td>Géomorphologique</td><td>Incisions fréquentes des ruisseaux de têtes de bassins en aval de RUTP. Tendance à l'ensablement des branches principales de l'aval du réseau hydrographique lié à un surcroît d'apports sableux issus des incisions (colmatage des frayères, des mouilles...).</td></tr><tr><td>Hydraulique</td><td>Diminution de la conductivité hydraulique des sédiments poreux dans les zones de colmatage.</td></tr><tr><td>Physico-chimique</td><td>Installation de milieux anoxiques réducteurs : absence d'oxygène, présence d'ammonium et de nitrite, production de gaz à effet de serre (N<sub>2</sub>O, CH<sub>4</sub> & CO<sub>2</sub>) et toxique (H<sub>2</sub>S, NH<sub>3</sub>). Concentrations sédimentaires en composés minéraux supérieures à plus de trois fois celles dufond géochimique naturel du bassin versant. Présence de composés organiques de synthèse.</td></tr><tr><td>Bactériologique</td><td>Infiltration de germes pathogènes dans les sédiments fins.</td></tr><tr><td>Hydrobiologique</td><td>Présence d'espèces inféodées aux milieux colmatés hypoxiques ou anoxiques, c'est-à-dire avec peu ou pas d'oxygène (type « boues » polluées).</td></tr></tbody></table>
<figure><img src="image_120.png" /><figcaption>**Photo 3** : Dispositifs de barrières filtrantes sur le bassin de l'Yzeron : à gauche ancien (2005) seuil poreux sur la Chaudanne à Grézieux-la-Varenne ; et à droite nouveau (2020) seuil poreux (épi poreux) sur le Ratier (source : P. Breil INRAE).</figcaption></figure>

à l'incision (Fiche OTHU n° 14, Schmitt et al., 2004). Dans les moins sensibles, à énergie élevée et à sédiments grossiers, la zone hyporhéique constitue le lieu préférentiel de l'activité microbienne, siège de la biodégradation. La capacité de biodégradation est modulée par l'intensité des flux d'eau et de substances qui traversent la zone hyporhéique. L'intensité des échanges est notamment liée aux interactions entre l'écoulement et les faciès (radier, plat, mouille). Sur un plan opérationnel, on distingue trois types de sections de cours d'eau :

* les sections à faible capacité d'autoépuration qui présentent une faible épaisseur de sédiments et une roche mère parfois affleurante. Elles transfèrent les pollutions vers l'aval. Sans aménagement spécifique avant rejet, il faut éviter d'y déverser;

* les sections de régénération qui sont en contact avec une nappe de versant ou une nappe alluviale de fond de vallée. Ces sections sont à protéger de futurs rejets car elles apportent aussi une dilution;

* les sections dotées d'une zone hyporhéique active et d'une nappe d'accompagnement. Elles sont propices à des aménagements dans le lit pour amplifier la capacité d'autoépuration. Cette dernière est parfois altérée physiquement par des actions de bétonnage du cours d'eau en milieu urbain. Il faut donc la recréer ou la compenser.

Les RUTP doivent avoir lieu dans les secteurs hydro-morphologiques les plus aptes à biodégrader les apports polluants et les moins sensibles à l'incision, à savoir les types de tronçons de cours d'eau présentant une forte énergie et des sédiments grossiers. Dans les zones à énergie moyenne, il est possible d'amplifier le processus naturel de biodégradation en travaillant sur des aménagements appropriés qui stimulent la capacité auto-épuratrice des cours d'eau.

## Une démarche expérimentale : stimuler la capacité auto-épuratrice du cours d'eau

L'OTHU a expérimenté la possibilité de restaurer, voire d'amplifier la capacité d'autoépuration d'un petit cours d'eau en agissant sur l'hydro-géomorphologie du lit. Un premier prototype composé de trois seuils poreux réalisés en rondins de bois placés juste en aval d'un déversoir d'orage et répartis sur 67 m a permis de créer naturellement des bancs de sable, issus des arènes granitiques du bassin. La géométrie et la porosité des seuils ont favorisé l'infiltration et la filtration de l'eau polluée en particulier durant les faibles débits. La pollution piégée (charge organique, sels d'azote et phosphates) peut ensuite être naturellement auto-épurée par la flore microbienne hébergée dans le sédiment sableux.

Durant les crues du cours d'eau, le sédiment est remanié et le brassage permet un flux important d'oxygène dissous dans les couches les plus profondes. Un suivi sur une année a montré l'élimination quasi totale de la pollution biodégradable des RUTP déversés et interceptés par ce dispositif (photo 3). Une pollution plus résistante (ex: métaux et certains composés organiques de synthèse, comme les PCB) persiste et reste naturellement piégée dans les sédiments.

## POUR ALLER PLUS LOIN

* **Breil P., Gervaix J., Namour Ph., Pons M.-N., Potier O.**, (2018). *Biodegradation of Urban Stromwater Pollution in a Sequence of Constructed Porous Riffles in a Mediterranean Creek*. In *Recent Advances in Environmental Science from the Euro-Mediterranean and Surrounding Regions*. Kallel A., Ksibi M., Ben Dhia H., Khélifi N., eds Springer, 145-147. doi.org/10.1007/978-3-319-70548-4_48 – lc.cx/breil2018

* **Namour Ph., Schmitt L., Eschbach D., Moulin B., Fantino G., Bordes C., Breil, P.**, (2015). *Stream pollution concentration in riffle geomorphic units (Yzeron basin, France)*, *Science of the Total Environment* (532), 80-90. doi.org/10.1016/j.scitotenv.2015.05.057 – lc.cx/namour2015

* **Schmitt L.**, (2007). Fiche technique OTHU n° 14 : *Une méthode de typologie hydro-géomorphologique d'états de référence de cours d'eau : vers un outil de gestion des hydro systèmes périurbains*, 2007, 4 p. (actualisée en juin 2011) – https://lc.cx/FicheOTHU14

* **Breil P., Chocat B.**, (2007). Fiche technique OTHU n° 13 : *Méthode d'estimation de la modification du régime des crues dû à l'urbanisation*, 2007, 4 p. (actualisée en juin 2011) – https://lc.cx/FicheOTHU13
# Quelles sont les trajectoires hydrogéomorphologiques des cours d'eau périurbains ?

Oldrich Navratil, Université Lyon 2, UMR-CNRS EVS

L'urbanisation est généralement associée à des enjeux d'inondation et de dégradation de la qualité de l'eau des rivières. Ces phénomènes se déroulent sur des temps généralement courts, à l'échelle d'un événement pluvieux. À des échelles de temps plus longues, de quelques années à plusieurs décennies, s'opèrent aussi au fil des crues des ajustements de la morphologie des cours d'eau urbains en lien avec l'imperméabilisation des sols et l'augmentation du ruissellement des eaux pluviales.

## L'imperméabilisation des sols entraîne une incision des cours d'eau périurbains

De nombreux travaux de recherche ont mis en lumière ces phénomènes d'ajustement morphologiques rapides (quelques années) en lien avec l'urbanisation, l'imperméabilisation des sols et donc l'augmentation du ruissellement (tableau 1). Ces ajustements se font la plupart du temps dans le sens d'une incision, c'est-à-dire d'une érosion du lit mineur entraînant une augmentation significative de la profondeur et de la largeur du cours d'eau. Ces tronçons sont généralement caractérisés par un chenal très profond, en forme de « U » (photo 1). D'autres

indices peuvent aussi signaler ce phénomène sur le terrain, comme une brusque augmentation des dimensions du lit de la rivière à l'aval de rejets urbains (déversoir d'orage, fossé ou buse routière...), une déstabilisation des berges par érosion laissant alors apparaître les racines de la végétation rivulaire.

## Des conséquences économiques et environnementales importantes

Un cours d'eau incisé concentre les écoulements dans un chenal unique et plutôt rectiligne, à la manière d'un cours d'eau endigué. Ces modifications hydromorphologiques amplifient l'intensité des crues, et augmentent ainsi les risques d'inondation à l'aval de ces cours d'eau. Or ces zones sont souvent densément peuplées et donc associées à des enjeux socio-économiques importants. Le risque de destruction des infrastructures (ponts) et des réseaux (ex. routiers, ferrés, électriques) par érosion des berges et du fond du lit du cours d'eau est aussi accru. Ce phénomène d'incision du lit mineur est généralement associé à l'abaissement du niveau de la nappe phréatique qui accompagne les écoulements de la rivière en dehors des événements pluvieux, diminuant ainsi la quantité d'eau disponible et réduisant son accès pour les populations des zones densément peuplées (figure 1).

D'un point de vue environnemental, l'incision entraîne aussi un vieillissement des forêts alluviales et un assèchement des zones humides qui ne sont alors plus alimentées par la nappe alluviale et/ou par les débordements fréquents de la

<table><caption>Tableau 1 : Les trajectoires hydromorphologiques de cours d'eau périurbains étudiés dans la littérature scientifique (d'après Chin, 2006 et Gregory, 1987).</caption><thead><tr><th></th><th>Variable d'ajustement hydromorphologique</th><th>Trajectoire géomorphologique*</th><th>Nombre d'études considérant cette variable (en %, sur 58 études)</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="4">Changement du profil en travers de la rivière</td><td rowspan="4">Capacité à pleins bords**</td><td>74% +</td><td>66</td></tr><tr><td>86% +</td><td>50</td></tr><tr><td>60% +</td><td>34</td></tr><tr><td>100% +</td><td>14</td></tr><tr><td rowspan="5">Changements planimétriques et altimétriques</td><td>Largeur du lit mineur</td><td>100% - ***</td><td>10</td></tr><tr><td>Hauteur du lit mineur</td><td>+ et -</td><td>5</td></tr><tr><td>Rapport entre la largeur et la hauteur du lit mineur</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Sinusité du cours d'eau</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Pente du lit mineur</td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

<footnote>* : tendance vers une augmentation (+), diminution (-);</footnote>

<footnote>** : limite du lit mineur ou chenal principal du cours d'eau, au-delà de laquelle l'écoulement en crue se répand dans la plaine alluviale. La capacité est exprimée en m². Elle est associée à une largeur mouillée (m) et une hauteur d'eau (m) à pleins bords ;</footnote>

<footnote>*** : trajectoire allant vers une rectification des cours d'eau.</footnote>