# ROULÉPUR -Maîtrise de la contamination des eaux de voirie. Tâche 3 -Livrable 3.5 - Suivi expérimental de deux ouvrages de filtration végétalisés à Compans

Kelsey Flanagan, Philippe Branchu, Marie-Christine Gromaire

► To cite this version:

Kelsey Flanagan, Philippe Branchu, Marie-Christine Gromaire. ROULÉPUR -Maîtrise de la contamination des eaux de voirie. Tâche 3 -Livrable 3.5 - Suivi expérimental de deux ouvrages de filtration végétalisés à Compans. LEESU, Ecole des Ponts; Cerema. 2019. hal-05298143

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Lutte contre les micropolluants des eaux urbaines

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LES
AGENCES
DE L'EAU

ONEMA
Office national de l'eau
et des milieux aquatiques

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# ROULÉPUR – Maîtrise de la contamination des eaux de voirie

## Tâche 3 – Livrable 3.5

## Suivi expérimental de deux ouvrages de filtration végétalisés à Compans

## Rapport final

Kelsey Flanagan (LEESU, Ecole des Ponts ParisTech)

Philippe Branchu (TEAM, Cerema)

Marie-Christine Gromaire (LEESU, Ecole des Ponts ParisTech)

Février 2019

## Partenaires du projet :

Ecole des Ponts ParisTech – LEESU

CEREMA

Université Bordeaux 1 – EPOC

Conseil Départemental de Seine-Saint-Denis

Conseil Départemental de Seine-et-Marne

Ville de Paris ; Ecovégétal ; Saint Dizier Environnement
• AUTEURS

Kelsey FLANAGAN, doctorante (LEESU), kelsey.flanagan@enpc.fr

Philippe BRANCHU, chercheur (CEREMA), philippe.branchu@cerema.fr

Marie-Christine GROMAIRE, directrice de recherche (LEESU), marie-christine.gromaire@enpc.fr

• CORRESPONDANTS

Agence française pour la biodiversité : Stéphane GARNAUD-CORBEL, chargée de mission
« Eau, biodiversité et aménagement urbain », stephane.garnaud-corbel@afbiodiversite.fr

Agence de l'eau de Seine-Normandie : Pauline CHABANEL-DURRAND, chargée d'études, chabanel.pauline@aesn.fr

Ecole des Ponts ParisTech-LEESU : Marie-Christine GROMAIRE, directrice de recherche (LEESU), marie-christine.gromaire@enpc.fr

• AUTRES CONTRIBUTEURS

David RAMIER, chercheur (CEREMA), david.ramier@cerema.fr

Tala KANSO, doctorante (LEESU), tala.kanso@enpc.fr

Droits d'usage : accès libre

Niveau géographique : national

Couverture géographique : Compans, Seine-et-Marne, Ile-de-France

Niveau de lecture : professionnels, experts
• **RESUME**

Ce rapport présente le suivi *in-situ* d'un panel diversifié de micropolluants caractéristiques des eaux de voirie (métaux traces, hydrocarbures totaux, hydrocarbures aromatiques polycycliques ou HAP, alkylphénols, bisphénol-A et phatalates) et d'indicateurs globaux dans deux ouvrages de filtration végétalisés situés en bordure d'une route départementale : un accotement filtrant et une noue filtrante. Ce suivi comporte des mesures débitmétriques et de qualité d'eau en continu, un travail d'échantillonnage et d'analyse du ruissellement brut et des eaux traitées par les deux ouvrages (dix-neuf événements pluvieux étudiés au cours d'une période d'un an et demi), et un travail d'échantillonnage et d'analyse du sol. Cette démarche a été couplée à des travaux de caractérisation du substrat filtrant et des matériaux de construction en laboratoire, ainsi qu'à une approche de modélisation stochastique pour évaluer le bilan de masse annuel des polluants dans la noue filtrante.

Ce suivi démontre la capacité de ce type de système à réduire de façon significative les concentrations totales en micropolluants à l'échelle de l'événement pluvial. Le traitement est particulièrement efficace pour les contaminants associés majoritairement aux matières en suspension (MES), tels que le zinc, le plomb et les HAP pour lesquels la réduction médiane des concentrations événementielles est supérieure à 90 % dans les deux ouvrages. Pour le cuivre, le chrome, le nickel et l'octylphénol, les réductions médianes des concentrations sont bonnes, supérieures à 70 %. L'efficacité est moindre et plus variable pour les autres micropolluants organiques.

Trois événements, caractérisés par une performance dégradée vis-à-vis des MES et des polluants particulaires, ont néanmoins été observés pendant la période hivernale lors de l'application du sel de déverglacage. La comparaison de la nature des particules entre les eaux de voirie et les eaux traitées indique que ce comportement ne serait pas dû à une érosion des particules du sol, mais à une mauvaise filtration de particules issues de la route. La mauvaise rétention des particules est probablement liée à l'abondance exceptionnelle de particules fines (< 10 µm) dans les eaux de voirie pendant cette période en combinaison avec la formation d'écoulements préférentiels à travers le substrat filtrant du fait de la fissuration de celui-ci.

La rétention de la phase dissoute des micropolluants est généralement moins efficace que celle de la phase particulaire ; des concentrations élevées ont notamment été observées pour certains micropolluants dissous (bisphénol-A, alkylphénols et phatalates) en sortie de la noue filtrante pendant les premiers mois de fonctionnement.

Le transport des éléments traces métalliques dissous semble être facilité par leur association avec le carbone organique dissous. Ces contaminants sont aussi susceptibles d'être lixiviés à partir du sol contaminé ou des particules issues de la route. La rétention des micropolluants organiques dissous est limitée essentiellement par la contamination du substrat filtrant, dont l'origine est soit antérieure à son installation dans le biofiltre (cas des HAP), soit liée à des émissions de polluants par les matériaux de construction (cas probable pour le BPA, l'OP, le NP et le DEHP).

Dans l'objectif de mieux comprendre l'efficacité du système à réduire le flux polluant et de caractériser le devenir des polluants dans le substrat filtrant, un bilan de masse a été évalué à l'échelle annuelle pour une sélection de polluants étudiés. Ce travail, qui s'est appuyé sur le couplage des données expérimentales avec une approche de modélisation stochastique, montre que l'abattement du flux polluant annuel est plus faible que la réduction médiane des concentrations observée à l'échelle évènementielle, du fait d'une surverse fréquente de l'ouvrage. Il a également mis en évidence l'ampleur des émissions de certains micropolluants organiques par les matériaux de construction de l'ouvrage, qui dépassent largement le flux polluant intercepté au cours de la première année.

Ce travail démontre l'intérêt des systèmes de filtration végétalisés pour la gestion du flux polluant associé aux eaux de voirie, mais aussi la nécessité de produire et de diffuser un guide pour encadrer la conception et la maintenance de ces ouvrages. Il fait ressortir également les difficultés méthodologiques associées à l'évaluation de l'efficacité de traitement de ces systèmes et met en avant l'intérêt d'un observatoire pérenne d'un système de filtration végétalisé, qui serait dédié au suivi sur le long terme, conçu à cet effet et comporterait une instrumentation lourde.
* MOTS CLES : eaux de ruissellement urbaines, eaux de voirie, micropolluants, techniques alternatives, noue, filtration, accotement végétalisé, bande enherbée, sol, Ile-de-France, métaux, hydrocarbures, hydrocarbures aromatiques polycycliques, phtalates, alkylphénols, bisphénol-A
# SYNTHESIS OF RESULTS FROM MONITORING THE COMPANS STUDY SITE (VEGETATIVE FILTER STRIP AND BIOFILTRATION SWALE)

## ABSTRACT

This result is focused on the *in-situ* monitoring of a wide range of micropollutants typical of road runoff (trace metals, total petroleum hydrocarbons, polycyclic aromatic hydrocarbons or PAHs, alkylphénols, bisphenol-A and phtalates) and global water quality parameters in two biofiltration systems located beside a highway: a vegetative filter strip and a biofiltration swale. This field work involves continuous flow and water quality measurements, the sampling and analysis of runoff and water treated by both systems (nineteen rain events over a year-and-a-half period) as well as the sampling and analysis of soil. This work is combined with a laboratory characterization of the filter media and biofilter construction materials and a stochastic modeling approach used to evaluate the annual mass balance of pollutants in the biofiltration swale.

Field results highlight the capability of this type of system to significantly reduce total concentrations of micropollutants at the event scale. Treatment is particularly effective for contaminants mainly associated with suspended solids, such as zinc, lead and PAHs, for which median concentration reductions exceeded 90% in both systems. Median concentration reductions observed for copper, chromium, nickel and octylphenol are also quite good, exceeding 70%. Treatment efficiency is lower and more variable for the other organic micropollutants.

Three events, characterized by a degraded performance with respect to suspended solids and particulate pollutants, are nevertheless observed during a winter period when deicing salt was applied to road surfaces. The comparison of particle composition between road runoff and treated water indicates that this behavior was not due to particle erosions but rather the poor filtration of road-originated particles. The poor retention of particles is probably due to an exceptional abundance of fine particles (<10 µm) in the road runoff during this period, in combination with the formation of preferential flows in the filter media due to cracking.

The retention of dissolved-phase micropollutants is generally less effective than that of the particulate phase; in particular, elevated dissolved concentrations of several micropollutants (bisphenol-A, alkylphenols, phthalates) were observed during the first months of operation of the biofiltration swale.

The transport of dissolved trace metals appears to be facilitated by their association with dissolved organic carbon. These contaminants may also be leached from contaminated soil and road sediments. The retention of dissolved organic micropollutants is essentially limited by the contamination of the filter media, which predates installation in the biofilter for PAHs and is attributed to pollutant emissions from construction materials for BPA, OP, NP and DEHP.

In order to better understand the system's ability to reduce pollutant loads and to characterize the fate of pollutants in the filter media, a mass balance is evaluated at the annual scale for a selection of the studied pollutants. This work, which combines experimental results with a stochastic modeling approach, reveals that the reduction of pollutant loads is generally lower than the median concentration reduction observed at the event scale due to the frequent overflow of water from the device. It also shows the significance of organic micropollutant emissions from biofiltration swale construction materials, which were much greater than the pollutant loads intercepted over the first year of operation.

Overall, this work demonstrates the interest of biofiltration systems as an approach for the management of pollutant loads associated with road runoff but also reveals the need to produce and distribute guidelines for the design and maintenance of such systems. Additionally, it brings to light various methodological difficulties associated with evaluating the water quality performance of this type of system and highlights the importance of developing a perennial observatory of a biofiltration device dedicated to and designed for long-term monitoring.
* **KEY WORDS:** urban stormwater, road runoff, micropollutants, sustainable urban drainage systems, swale, biofiltration, vegetative filter strip, soil, Ile-de-France, metals, polycyclic aromatic hydrocarbons, phthalates, alkylphenols, bisphenol-A
## • SYNTHESE POUR L'ACTION OPERATIONNELLE

### Contexte général

La contamination des eaux de ruissellement de voirie par des polluants comme les matières en suspension (MES), les nutriments, les éléments traces métalliques (ETM) et les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) a été mise en avant par de nombreux travaux scientifiques au cours des derniers décennies (Kayhanian *et al.*, 2012). Plus récemment, d'autres micropolluants organiques, tels que les alkylphénols, les phtalates et le bisphénol-A (BPA), dont certains identifiés comme polluants prioritaires par la Directive Cadre sur l'Eau (DCE) de l'Union Européenne (EC, 2013), ont été associés à ce type d'eau (Markiewicz *et al.*, 2017). Une meilleure maîtrise de cette pollution est nécessaire afin de protéger la qualité des milieux aquatiques naturels.

Une technique adaptée à la gestion à la source du flux polluant associé aux eaux de ruissellement est celle de la biorétention. Dans ce type de système, les eaux percolent à travers un substrat filtrant végétalisé avant d'être drainées ou exfiltrées dans le sol naturel sous-jacent. Le flux polluant est réduit à travers un abattement du volume d'eau en sortie d'ouvrage combiné à une amélioration de sa qualité grâce à des processus dépolluants ayant lieu dans le substrat filtrant, tels que la filtration physique, la sorption et la biodégradation.

De nombreuses études ont démontré la capacité de ce type de système à réduire les concentrations et les flux de macropolluants, tels que les matières en suspension et les nutriments (Liu *et al.*, 2014). Cependant, le comportement des micropolluants dans ces systèmes reste relativement peu documenté. De plus, relativement peu d'études distinguent les phases dissoute et particulaire de polluants, ce qui est essentiel afin de comprendre les processus de rétention mis en jeu (LeFevre *et al.*, 2014).

Dans ce contexte, ce travail s'attache à évaluer la performance de traitement de la biofiltration vis-à-vis d'une gamme diversifiée de micropolluants à travers le suivi *in situ* de deux ouvrages traitant les eaux de ruissellement de voirie. Pour l'ensemble des micropolluants étudiés, la performance est évaluée en termes de concentrations totales et dissoutes.

### Méthodes

**Site d'étude.** Le site d'étude comprend deux ouvrages de filtration végétalisés, un accotement filtrant (VFS, aménagé en septembre 2012) et une noue filtrante (BFS, aménagée en mars 2016), traitant les eaux de ruissellement issues de la Route Départementale 212 à Compans (77). Après percolation à travers un matériau filtrant (mélange de 40 % volumique de terre végétale et 60 % de sable calcaire 0/4 mm), l'eau est collectée à l'aide d'un système de drainage situé à une profondeur de 15 et 50 cm, respectivement (Figure 1). La qualité de cette eau est comparée à celle du ruissellement brut (RR) collecté au niveau d'un bassin versant de référence sur la même route.

<figure><img src="image_6.png" /><figcaption>Figure 1. Site d'étude à Compans.</figcaption></figure>
Méthodes d'échantillonnage et d'analyse de l'eau. Des échantillons moyens événementiels ont été collectés pour 19 événements pluvieux entre février 2016 et juillet 2017. L'objectif initial était d'échantillonner simultanément l'eau à tous les points. Mais, du fait de difficultés techniques et d'un démarrage plus tardif de l'échantillonnage de la noue filtrante (en mai 2016), respectivement 14, 18 et 15 échantillons ont été collectés à RR, VFS et BFS. Ces échantillons étaient collectés immédiatement après la fin du ruissellement, puis filtrés ou envoyés aux laboratoires partenaires pour filtration le jour même.

Les paramètres suivants ont été analysés dans chacun des échantillons : pH, conductivité, turbidité, MES, carbone organique dissous et particulaire (COD, COP), nutriments, 8 ETM, 12 éléments majeurs, les hydrocarbures totaux (HT), 19 HAP, le BPA, 7 alkylphénols (AP) et 5 phtalates (PAE). Le carbone organique, les ETM, les éléments majeurs, les HT, les HAP, le BPA, les AP et les PAE ont tous été analysés dans la phase dissoute et la phase particulaire.

Méthodes d'exploitation de données. L'efficacité de traitement est évaluée pour les deux ouvrages en termes d'abattement de concentration ($E_c = 1 - \frac{C_{drain}}{C_{RR}}$) par comparaison des concentrations observées à une valeur de référence (issue des normes de qualité environnementale (NQE) européenne ou française). Le caractère significatif de la différence entre la distribution des concentrations des eaux traitées par rapport à celle du ruissellement brut est évalué par le test statistique apparié et non-paramétrique de Wilcoxon. Une analyse statistique multivariée est menée afin de comprendre la variabilité inter-événementielle de la performance des ouvrages. L'abattement du flux ($E_{int} = 1 - \frac{M_{drain} + M_{surverse}}{M_{RR}}$) est évalué seulement pour la noue filtrante à l'échelle annuelle par une approche stochastique.

## Résultats principaux

### Performance des ouvrages

Les eaux de ruissellement brutes à Compans étaient fortement chargées en MES et montraient des concentrations relativement élevées par rapport aux eaux de ruissellement urbaines d'autres sites pour la majorité des micropolluants étudiés.

<table><caption>Tableau 1. Présentation partielle des indicateurs de la performance de traitement de l'accotement filtrant (VFS) et de la noue filtrante (BFS). $R_{ref}$ est le ratio de la concentration observée par rapport à la valeur de référence en sortie de l'ouvrage, $E_{c,T}$ et $E_{c,D}$ sont l'abattement de concentration en termes, respectivement, de concentrations totales et de concentrations dissoutes. Les valeurs indiquées correspondent à : médiane (10ème centile, 90ème centile). Les valeurs de référence correspondent à une limite supérieure définissant le bon état d'une eau de surface en termes de concentration totale (CT), ΔΔ à une norme de qualité environnementale en moyenne annuelle (NQE-MA) française, applicable à la CD, ° à une NQE-MA applicable à la CT, °° à une NQE-MA applicable à la CD (MEEM, 2016). Les abattements de concentration significatifs sont représentés par \*(P < 0,01) ou \*(P < 0,05). Le contaminant n'a jamais été quantifié dans la phase dissoute.</caption><thead><tr><th rowspan="2">Paramètre</th><th colspan="3">Accotement filtrant (VFS)</th><th colspan="3">Noue filtrante (BFS)</th></tr><tr><th>R<sub>ref</sub> (%)</th><th>E<sub>c,T</sub> (%)</th><th>E<sub>c,D</sub> (%)</th><th>R<sub>ref</sub> (%)</th><th>E<sub>c,T</sub> (%)</th><th>E<sub>c,D</sub> (%)</th></tr></thead><tbody><tr><td>MES*</td><td>0,4 (0,1-2,3)</td><td>94 (82; 98)*</td><td>-</td><td>0,4 (0,2-4,5)</td><td>92 (11; 95)*</td><td>-</td></tr><tr><td>Cu<sup>ΔΔ</sup></td><td>29 (15-45)</td><td>77 (64; 92)*</td><td>-8 (-206; 42)</td><td>24 (12-30)</td><td>76 (19; 93)*</td><td>21 (-7; 46)</td></tr><tr><td>Pb°°</td><td>0,4 (0,3-1,0)</td><td>93 (81; 97)*</td><td>-22 (-193; 61)</td><td>0,3 (0,2-0,4)</td><td>89 (12; 97)*</td><td>12 (-155; 63)</td></tr><tr><td>Zn<sup>ΔΔ</sup></td><td>3,6 (2,2- 5,6)</td><td>90 (82; 96)*</td><td>35 (-94; 51)</td><td>2,1 (0,6-4,9)</td><td>89 (25; 98)*</td><td>57 (-74; 76)</td></tr><tr><td>Σ<sub>16</sub>HAP</td><td>-</td><td>91 (81; 95)*</td><td>-</td><td>-</td><td>91 (81; 95)*</td><td>-</td></tr><tr><td>Naphtalène</td><td>0,01 (0,01-0,02)</td><td>74(&gt;37; 91)*</td><td>19 (4; 33)</td><td>0,01 (0,01-0,05)</td><td>&gt;77(-1912;87)</td><td>-20 (-4120; 33)</td></tr><tr><td>Anthracène</td><td>0,1 (0,1-0,5)</td><td>88 (59; 92)*</td><td>-</td><td>0,2 (0,1-0,5)</td><td>86 (38; 91)*</td><td>-</td></tr><tr><td>Fluoranthène</td><td>4,6 (2,5-15)</td><td>95 (86; 97)*</td><td>&gt;33 (&gt;23;48)*</td><td>7,4 (3,8- 22)</td><td>94 (48; 97)*</td><td>&gt;21 (-292; &gt;47)</td></tr><tr><td>Benzo[a]pyrène</td><td>120 (82-530)</td><td>90 (82; 93)*</td><td>-</td><td>130 (77-740)</td><td>90 (46; 95)*</td><td>-</td></tr><tr><td>Octylphénol</td><td>0,4 (0,2-1,4)</td><td>93 (51; 97)*</td><td>74 (23; 94)*</td><td>0,8 (0,4-3,7)</td><td>76 (-109; 94)</td><td>59 (-81; 83)**</td></tr><tr><td>Nonylphénol</td><td>1,5 (0,9-2,8)</td><td>65 (14; 92)*</td><td>56 (-219; 72)</td><td>2,1 (0,9-16)</td><td>56 (-219; 72)</td><td>4 (-113; 40)</td></tr><tr><td>DEHP</td><td>4,9 (1,2-22)</td><td>69 (-191; 79)</td><td>8 (-132; 36)</td><td>10 (4,8-22)</td><td>8 (-132; 36)</td><td>-202 (-754; 62)</td></tr></tbody></table>

La comparaison des concentrations en polluants entre les eaux de voirie et les eaux traitées par la noue filtrante (BFS) et par l'accotement filtrant (VFS), démontre la capacité de ces ouvrages de filtration végétalisés à retenir la pollution particulaire. Les réductions médianes des concentrations ($E_{c50}$) en MES sont de 92 et de 94 % respectivement pour VFS et BFS (Tableau 1). Du fait de la bonne rétention des particules et de la nature majoritairement particulaire de la pollution à Compans, les concentrations totales sont généralement bien réduites à la sortie des ouvrages pour les ETM ($E_{c50} > 66-93$ et $47-89$)
%), les HAP (molécules avec 2-3 cycles aromatiques : $E_{C50}$ : 47-93 et 21-92 % ; molécules avec plus de 3 cycles : 83-95 et $> 82-94$ %). Le BPA, les AP et les PAE sont mieux retenus ($E_{C50}$ : respectivement 86, 32-93 et 23-83 %) par l'accotement filtrant que par la noue filtrante ($E_{C50}$ : 57, -49-76 et 8-74 %). Pour les alkylphénols et les phtalates, on observe généralement l'efficacité de traitement la plus faible pour les composés les plus présents dans la phase dissoute.

En considérant la variabilité inter-événementielle, les concentrations totales de polluants sont réduites de façon significative (test de Wilcoxon apparié entre les distributions en entrée et en sortie) dans l'accotement filtrant pour la plupart des événements pluvieux, avec pour seules exceptions le Sr, le DiBP et le DEHP (phtalates). L'efficacité de traitement ($E_c$) est plus variable pour la noue filtrante, avec des augmentations de concentrations observées pour certains polluants (HAP légers, phtalates, alkylphénols) immédiatement après sa mise en œuvre, probablement du fait d'émissions depuis les matériaux de construction. De ce fait, les concentrations totales d'un plus grand nombre de polluants (le Ba, le Sr, quatre HAP légers, tous les alkylphénols, trois phtalates) ne sont pas réduites de façon significative.

Dans les deux ouvrages, trois événements hivernaux sont associés à une rétention de particules dégradée. Cette période correspond ainsi aux pires $E_c$ pour les polluants fortement particulaires (le Pb, le Zn, le Cu, les HAP lourds) bien retenus dans le reste du suivi. Une analyse du caractère des particules pendant cette période montre que ce mauvais comportement est dû à une mauvaise efficacité de filtration physique des particules issues du ruissellement du fait d'une taille plus faible des particules.

La rétention est nettement moins efficace pour la phase dissoute des polluants étudiés que pour les concentrations totales. En fait, pour un grand nombre de polluants (des ETM, des phtalates, des HAP légers et des alkylphénols), les concentrations dissoutes en sortie de l'ouvrage sont fréquemment plus élevées que celles en entrée. Même parmi les polluants dont les concentrations dissoutes en sortie sont améliorées par rapport à celles dans les eaux de voirie, les $E_c$ sont généralement plus faibles que celles observées pour les concentrations totales, avec des $E_{C50}$ maximales de 35 et 57 % pour les ETM respectivement dans le VFS et le BFS, de $> 47$ et $> 44$ % pour les HAP, de 79 et 43 % pour le BPA, de 74 et 59 % pour les alkylphénols et de 8 et 21 % pour les phtalates.

L'efficacité de traitement pour la phase dissoute des polluants est également sujette à plus de variabilité inter-événementielle que celle associée aux concentrations totales. De ce fait, un nombre relativement faible de polluants est retenu de façon significative dans la phase dissoute (Phen, Fluo, Pyr, BPA et OP dans le VFS et Phen, OP, $NP_1EO$ et $NP_2EO$ dans le BFS). Là encore, pour certains polluants, les pires performances observées dans la noue filtrante ont lieu durant la période suivant immédiatement sa mise en place.

Parmi les sept ETM suivis ayant une NQE européenne ou française, les concentrations de Cd, de Cr, de Ni et de Pb sont généralement inférieures à leur NQE en sortie d'ouvrage. Cependant, on note que ces contaminants ne dépassent pas la NQE à RR non plus. Les concentrations en As, en Cu et en Zn dépassent généralement leur NQE en sortie d'ouvrage ; le dépassement de la NQE pour l'As est même plus fréquent en sortie d'ouvrage qu'en entrée. On note ainsi que les ouvrages de filtration étudiés, dont la performance vis-à-vis de la fraction dissoute des ETM est faible, apportent peu de bénéfices vis-à-vis de la conformité réglementaire de la qualité de l'eau traitée par rapport à celle des eaux brutes pour ces éléments.

Les NQE des micropolluants organiques considérés dans le DCE portent sur les concentrations totales. Les concentrations en HAP légers (naphtalène et anthracène) sont généralement inférieures à leur NQE en sortie d'ouvrage, alors que les HAP lourds (fluoranthène et benzo(a)pyrène) la dépassent systématiquement malgré une réduction importante des concentrations de ces composés. Alors que les concentrations d'OP et de NP excèdent systématiquement leur NQE en RR, elles sont plus souvent inférieures en sortie. Le DEHP dépasse toujours sa NQE en entrée et en sortie d'ouvrage.

Les abattements annuels de flux au niveau de la noue filtrante sont inférieurs à l'abattement médian de concentration pour la plupart des polluants (Tableau 2). Cette situation était principalement attribuable aux débordements fréquents, qui représentaient environ 35 % (31 à 37 %, intervalle de confiance à 95 %) du volume d'eau, alors que seulement 21 % environ du volume d'eau était retenu dans le filtre végétalisé et perdu par évapotranspiration. Une exception à cette règle était le DEHP, dont l'abattement de concentration totale était très faible (médiane = 8 %), très probablement en raison des émissions en phase dissoute des matériaux de construction. Dans ce cas, l'abattement de flux annuel a été supérieur à l'abattement médian de concentration, principalement en raison de la réduction du volume d'eau.
<table><caption>Tableau 2. Synthèse des abattements du volume d'eau et des flux polluants (Eint), proportions du volume et des flux entrants comptabilisés par la surverse (Ms, surverse / Me, RR) et par l'eau drainée (Ms, drain / Me, RR) et abattements de concentration (Ec, cf. Section 3.2), médiane et intervalle de confiance à 95 %.</caption><thead><tr><td>Paramètre</td><td>Eint (%)</td><td>M<sub>s,surverse</sub>/M<sub>e,RR</sub> (%)</td><td>M<sub>s,drain</sub>/M<sub>e,RR</sub> (%)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Volume</td><td>21 (15; 24)</td><td>35 (31; 37)</td><td>45 (41; 52)</td></tr><tr><td>MES</td><td>67 (56; 74)</td><td>20 (13; 34)</td><td>13 (9; 16)</td></tr><tr><td>Cu</td><td>63 (54; 69)</td><td>23 (17; 33)</td><td>14 (10; 20)</td></tr><tr><td>Zn</td><td>65 (51; 73)</td><td>21 (15; 34)</td><td>13 (8; 24)</td></tr><tr><td>Pyr</td><td>72 (60; 79)</td><td>21 (14; 34)</td><td>7 (4; 13)</td></tr><tr><td>Phen</td><td>70 (58; 77)</td><td>23 (16; 37)</td><td>7 (4; 11)</td></tr><tr><td>BPA</td><td>45 (38; 51)</td><td>29 (23; 36)</td><td>26 (21; 33)</td></tr><tr><td>OP</td><td>53 (40; 62)</td><td>26 (20; 34)</td><td>20 (14; 33)</td></tr><tr><td>NP</td><td>36 (15; 48)</td><td>28 (22; 36)</td><td>35 (24; 57)</td></tr><tr><td>DEHP</td><td>27 (3; 44)</td><td>21 (13; 38)</td><td>51 (33; 77)</td></tr></tbody></table>

## Conclusions et perspectives

Ces travaux démontrent l'intérêt des systèmes de filtration végétalisés pour la gestion du flux polluant associé aux eaux de voirie, surtout pour le traitement de polluants fortement particulaires, dont les abattements de concentration dépassent fréquemment 90 %. Cependant, il met également en avant certains problèmes de performance tels qu'une dégradation de l'efficacité de la filtration physique en hiver du fait de particules plus fines, une rétention généralement faible de la fraction dissoute des micropolluants et des émissions de certains micropolluants en début de vie de l'ouvrage depuis les matériaux de construction. Ces observations soulignent la nécessité de produire et de diffuser un guide pour encadrer la conception et la maintenance de ces ouvrages.

Ces résultats ouvrent également des perspectives de recherche. Il serait notamment intéressant d'approfondir la caractérisation des particules dans les eaux brutes afin de mieux comprendre les effets saisonniers sur la granulométrie et donc l'efficacité de rétention de celles-ci. Une meilleure compréhension de la spéciation chimique des ETM dissous dans les eaux de ruissellement permettrait de mieux comprendre les raisons de la faible efficacité de leur rétention. Enfin, il met en avant l'intérêt d'un observatoire pérenne d'un système de biorétention, qui serait dédié au suivi sur le long terme, conçu à cet effet et comporterait une instrumentation lourde. Un observatoire de ce type permettrait de mieux caractériser les effets saisonniers et de vieillissement associés à la performance des ouvrages de biorétention.

## Pour aller plus loin....

Flanagan, K., 2018. Evaluation de la rétention et du devenir d'un panel diversifié de micropolluants dans un ouvrage de biofiltration des eaux de ruissellement de voirie (Thèse de Doctorat). Université de Paris-Est.

Flanagan, K., Branchu, P., Boudahmane, L., Caupos, E., Demare, D., Deshayes, S., Dubois, P., Meffray, L., Partibane, C., Saad, M., Gromaire, M.-C., 2018. Field performance of two biofiltration systems treating micropollutants from road runoff. Water Research 145, 562–578.

Flanagan, K., Branchu, P., Boudahmane, L., Caupos, E., Demare, D., Deshayes, S., Dubois, P., Meffray, L., Partibane, C., Saad, M., Gromaire, M.-C., 2019. Retention and transport processes of particulate and dissolved micropollutants in stormwater biofilters treating road runoff. Science of The Total Environment 656, 1178–1190.

Flanagan, K., Branchu, P., Boudahmane, L., Caupos, E., Demare, D., Deshayes, S., Dubois, P., Kajeiou, M., Meffray, L., Partibane, C., Saad, M., Vitart de Abreu Lima, M., Gromaire, M.-C., 2019. Stochastic Method for Evaluating Removal, Fate and Associated Uncertainties of Micropollutants in a Stormwater Biofilter at an Annual Scale. Water 11, 487.
<table>
  <tbody>
    <tr>
      <td>3.1.4. Discussion sur la performance de traitement événementielle</td>
      <td>75</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.1.4.1. Relation entre la performance et les propriétés des polluants</td>
      <td>75</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.1.4.2. Comparaison entre les deux ouvrages de biofiltration</td>
      <td>77</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.1.4.3. Incertitudes et leur implication pour l'interprétation des données</td>
      <td>77</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.1.5. Conclusions sur la performance de traitement événementielle</td>
      <td>78</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2. Identification des processus de traitement en jeu</td>
      <td>79</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.1. Méthodes d'évaluation des hypothèses</td>
      <td>79</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.1.1. Méthodes d'évaluation d'hypothèses par rapport aux processus responsables pour la performance dégradée vis-à-vis des particules en hiver 2017</td>
      <td>79</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.1.2. Méthodes d'évaluation des processus en lien avec les polluants dissous</td>
      <td>80</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.2. Processus responsables de la performance dégradée vis-à-vis des particules en hiver 2017</td>
      <td>84</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.2.1. Description de la période de performance dégradée</td>
      <td>84</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.2.2. Origine des particules en sortie d'ouvrage</td>
      <td>85</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.2.1. Ecoulements préférentiels</td>
      <td>86</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.2.2. Granulométrie des MES</td>
      <td>88</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.2.3. Effets de sel de déglacage</td>
      <td>90</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.3. Processus en lien avec les polluants dissous</td>
      <td>93</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.3.1. Equilibre avec le sol</td>
      <td>93</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.3.2. Processus en lien avec les ETM dissous</td>
      <td>94</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.3.3. Processus en lien avec les micropollutants organiques dissous</td>
      <td>97</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.2.4. Conclusions</td>
      <td>98</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3. Bilan de masse des polluants</td>
      <td>100</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.1. Méthodes d'évaluation du bilan de masse</td>
      <td>100</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.1.1. Masses associées aux flux d'eau</td>
      <td>101</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.1.2. Masse stockée dans le sol</td>
      <td>104</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.2. Flux polluant associé au ruissellement brut</td>
      <td>107</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.3. Abattement du flux polluant</td>
      <td>108</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.3.1. Abattements pour la période du bilan de masse complet</td>
      <td>108</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.3.2. Abattement annuel pour la noue stabilisée</td>
      <td>109</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.4. Bilan de masse intégré entre eau et sol</td>
      <td>110</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.5. Limitations de l'approche proposée</td>
      <td>113</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.5.1. Représentativité discutable de l'échantillon de sol initial</td>
      <td>113</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.5.2. Surestimation du flux polluant en sortie</td>
      <td>113</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.5.3. Retombée atmosphérique</td>
      <td>115</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.5.4. Glissière galvanisée</td>
      <td>115</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.5.5. Dégradation d'alkylphénols ethoxylés</td>
      <td>116</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.5.6. Matériaux de construction de la noue filtrante</td>
      <td>116</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.6. Conditions nécessaires pour établir un bilan de masse démontrant une dissipation significative</td>
      <td>116</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>3.3.7. Conclusions</td>
      <td>119</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4. Conclusion</td>
      <td>120</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4.1. Rappel des objectifs et de la méthodologie</td>
      <td>120</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4.2. Conclusions scientifiques</td>
      <td>120</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4.2.1. Caractérisation de la pollution des eaux de ruissellement de voirie</td>
      <td>120</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4.2.2. Efficacité de traitement du système de biofiltration</td>
      <td>121</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4.2.3. Processus de transport et de rétention en jeu</td>
      <td>122</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4.3. Perspectives de recherche</td>
      <td>123</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4.3.1. Travaux complémentaires à Compans</td>
      <td>123</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4.3.1.1. Caractérisation des particules</td>
      <td>123</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4.3.1.2. Caractérisation de polluants dissous</td>
      <td>123</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4.3.1.3. Réflexion sur l'optimisation du fonctionnement hydrologique</td>
      <td>124</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>4.3.2. Besoin d'un observatoire de la biofiltration des eaux de ruissellement avec un suivi pérenne</td>
      <td>124</td>
    </tr>
  </tbody>
</table>
<table><tbody><tr><td>4.3.2.1. Suivi à long terme à Compans</td><td>124</td></tr><tr><td>4.3.2.2. Suivi d'un ouvrage « idéal »</td><td>124</td></tr><tr><td>4.3.3. Modélisation des processus associés au devenir des polluants</td><td>126</td></tr><tr><td>4.4. Conclusions et recommandations opérationnelles</td><td>126</td></tr><tr><td>4.4.1. Identification de la nécessité de traitement</td><td>126</td></tr><tr><td>4.4.2. Emplacement des ouvrages de traitement</td><td>126</td></tr><tr><td>4.4.2.1. Utilité d'une approche de modélisation</td><td>127</td></tr><tr><td>4.4.2.2. Emplacement des ouvrages de traitement dans le climat d'Ile-de-France</td><td>127</td></tr><tr><td>4.4.3. Recommandations par rapport au type de substrat filtrant</td><td>129</td></tr><tr><td>4.4.4. Recommandations par rapport aux matériaux de construction</td><td>130</td></tr><tr><td>4.4.5. De l'intérêt d'un guide de conception d'ouvrages de filtration à la source des eaux de ruissellement</td><td>130</td></tr><tr><td>5. Glossaire</td><td>131</td></tr><tr><td>6. Sigles & Abréviations</td><td>132</td></tr><tr><td>7. Bibliographie</td><td>134</td></tr><tr><td>8. Table des illustrations</td><td>139</td></tr><tr><td>9. Annexes</td><td>146</td></tr><tr><td>9.1. Distributions complémentaires de paramètres dans le ruissellement brut et en sortie d'ouvrages</td><td>146</td></tr><tr><td>9.2. Distributions statistiques utilisées pour les termes stochastiques dans le bilan de masse</td><td>153</td></tr><tr><td>9.3. Distribution des espèces dans les carottes de la noue filtrante</td><td>155</td></tr><tr><td>10. Remerciements</td><td>157</td></tr></tbody></table>
# 1. Introduction

Ce rapport présente le suivi *in situ* effectué sur le site de Compans dans le cadre du projet Roulépur. Sur ce site, deux ouvrages ont été suivis : un accotement filtrant et une noue filtrante. Ce suivi comporte des mesures en continu de débits (des eaux de ruissellement brutes, des eaux drainées et surversées de l'ouvrage) et de la teneur en eau du sol, ainsi qu'un volet sur l'échantillonnage des eaux de ruissellement brutes et traitées et sur l'échantillonnage du sol. En premier lieu, le site d'étude et la méthodologie de suivi seront présentés. Ensuite, on présentera une synthèse des résultats principaux issus de ce suivi : une évaluation de la performance des deux ouvrages à l'échelle événementielle, une exploration des processus principaux de rétention et de transport de micropolluants mis en jeu dans ces ouvrages, une évaluation de la performance hydrologique de la noue filtrante et une évaluation de l'abattement en masse d'une sélection de micropolluants à l'échelle annuelle.

# 2. Présentation du site et de la méthodologie de suivi

Dans cette partie, nous présentons le développement méthodologique réalisé afin d'évaluer l'efficacité de traitement d'un ouvrage de filtration végétalisé des eaux de ruissellement de voirie vis-à-vis des micropolluants. Dans la Section 2.1, nous présentons le site d'étude, les objectifs initiaux du suivi, les travaux de caractérisation du fonctionnement de l'ouvrage initialement conçu pour le suivi et la prise en compte de ces résultats dans la conception d'un nouveau dispositif expérimental pour le suivi des micropolluants dans un ouvrage de biorétention. La Section 2.2 présente le nouveau dispositif expérimental, ainsi que les protocoles associés au suivi mis en œuvre pour atteindre les objectifs finaux de l'étude.

## 2.1. Evolution des objectifs et de l'approche méthodologique pour le suivi in situ

Les objectifs du suivi étaient d'évaluer l'efficacité d'ouvrages de biofiltration (terme utilisé ici pour désigner des ouvrages filtrants végétalisés) pour retenir les micropolluants, et d'étudier le devenir de ces micropolluants dans l'ouvrage suite à leur rétention. La première étape de ce suivi était de caractériser le fonctionnement du système afin de bien sélectionner les points d'échantillonnage de l'eau. Cette section a pour objectif d'explorer l'enchaînement des réflexions menant à la définition finale de la méthodologie du suivi.

### 2.1.1. Présentation du site d'étude et des objectifs de suivi initiaux

Le site d'étude initialement retenu est un dispositif de biofiltration en bordure d'une route départementale. Ce système de traitement, composé d'un accotement végétalisé (qui correspond en fait à une bande enherbée), suivi d'un fossé filtrant et infiltrant (concept similaire à celui d'une « biofiltration swale », mais avec une géométrie de fossé, c'est à dire moins large et plus profond). Ce dispositif a été conçu par le maître d'ouvrage de la voirie, le Conseil Départemental de Seine-et-Marne (CD 77) (Figure 1). Ce site fait également l'objet d'une expérimentation du CD 77 qui souhaite avoir un retour d'expérience sur ces ouvrages pour envisager leur mise en œuvre lors des aménagements ou réaménagements futurs de voirie.

#### 2.1.1.1. Situation générale

Le site d'étude est situé à Compans dans le département de Seine et Marne, en bordure de la zone industrielle de Mitry-Compans (Figure 2). Cette zone industrielle abrite plusieurs établissements industriels dont sept classés SEVESO, avec des activités de stockage et de conditionnement de gaz, de dépôt et de distribution d'hydrocarbures, de fabrication de polymères et de traitement de déchets dangereux (Ministère de la Transition Ecologique et Solidaire, 2018). Cette activité industrielle constitue une source potentielle de pollution par retombées atmosphériques sur le site d'étude. De plus, localisé à proximité de l'aéroport de Roissy-Charles-de-Gaulle, le site subit également une pollution due au trafic aérien.
<figure><img src="image_7.png" /><figcaption>Figure 2. Situation du site d'étude.</figcaption></figure>

### 2.1.1.2. Bassin versant étudié

Les ouvrages de biofiltration initialement aménagés à Compans récupèrent les eaux de ruissellement de la Route Départementale 212 (RD 212). Cette route comporte quatre voies avec une circulation journalière importante de 11 000 véhicules par jour et par sens de circulation, dont une partie importante de poids lourds. Elle a fait l'objet d'un réaménagement achevé en 2012 par le Conseil Départemental 77. La zone étudiée est présentée sur la Figure 3.

Le bassin versant de l'ouvrage concerne un sens de circulation (du nord-ouest au sud-est), soit deux voies. Lors d'un événement pluvieux, la pente transversale de la route mène les eaux de ruissellement vers l'accotement. Les eaux ne sont pas canalisées en bordure de route, mais rejoignent directement par ruissellement superficiel la première partie du dispositif de traitement – l'accotement végétalisé. L'eau ruisselle à travers cet accotement d'une largeur d'environ 2 m, vers des fossés filtrants et infiltrants. Les fossés sont divisés en biefs d'environ 50 m par des redans en béton. Les bassins versants alimentant chaque bief ont été individualisés ; chacun couvre une surface d'un peu plus de 500 m² (biefs 1, 2 et 3, Figure 3).

Une autre section de la RD 212, une centaine de mètres plus loin dans le même sens de circulation (vers le sud-est), constitue un bassin versant de référence (Figure 3), permettant de s'intéresser aux eaux de ruissellement non-traitées (eaux brutes). Il est supposé, en l'absence de bretelle d'entrée/sortie, que la circulation est identique et le niveau de pollution similaire entre les différents bassins versants et biefs étudiés. Sur ce bief, l'eau ruisselle transversalement à la route, puis est canalisée par une bordure en béton et collectée en point bas par une grille reliée au regard dédié au monitoring des eaux brutes. Le bassin versant de cette section couvre une surface d'environ 945 m².
<figure><img src="image_8.png" /><figcaption>Figure 3. Implantation des biefs de biofiltration initialement étudiés, la noue filtrante aménagée en 2016 et le regard des eaux brutes ; schéma adapté de CD 77 (2016).</figcaption></figure>
2.1.1.3. Ouvrages de biofiltration initialement en place

Le système de biofiltration dont le suivi était initialement prévu est constitué d'une combinaison en série d'un accotement végétalisé et d'un fossé filtrant/infiltrant (Figure 4). Ce système a été mis en œuvre en 2012 lors du réaménagement de cette portion de la RD 212. Il est inspiré du concept de filtre planté de roseaux, transposé au cas du dispositif routier classique d'accotement/fossé, mais a été conçu de façon empirique par le CD 77. Les dimensions des couches filtrantes ont été choisies selon l'épaisseur de terre végétale typiquement prévue pour les accotements en bordure de route (CD 77, 2016). Les matériaux utilisés sont ceux classiquement utilisés en construction routière. En effet, le CD 77 gère un linéaire routier très important et doit disposer d' ouvrages de gestion des eaux de ruissellement très simples, rustiques (nécessitant peu de maintenance) et peu coûteux, pouvant être mis en œuvre par des entreprises de bâtiment et de travaux publics.

Selon la conception de l'ouvrage, il est prévu que l'accotement végétalisé (bande enherbée), favorise la décantation et l'infiltration partielle de l'eau ruisselant avant qu'elle n'atteigne le fossé filtrant et infiltrant. Le fossé est divisé en biefs de 50 m séparés par des redans d'une hauteur de 0,5 m. Ces redans sont mis en place afin de pouvoir isoler la pollution en cas d'un accident de la route et favoriser l'infiltration des eaux par la mise en charge du fossé.

<figure><img src="image_9.png" /><figcaption>Figure 4. Illustration du bief drainé du dispositif à Compans (© E. Thomas 2012).</figcaption></figure>

L'objectif initial du suivi de ce système était d'évaluer la qualité de l'eau en entrée et en sortie des ouvrages au niveau de trois biefs. Chaque bief correspond à l'utilisation de substrats différents et à des conditions de drainage différentes. Ces biefs ont été mis en œuvre par le CD 77. Le Bief 1 (Figure 5), également suivi dans le cadre de l'expérimentation menée en interne par le CD 77 (CD 77, 2016), comporte une couche de substrat filtrant au niveau de l'accotement et du fossé. L'accotement et le fossé sont drainés afin de pouvoir collecter les percolats. Le Bief 2 (Figure 6) n'est pas drainé, mais comprend une couche de substrat filtrant au niveau du fossé. L'accotement est composé de terre végétale typique de Seine-et-Marne. Le Bief 3 (Figure 7) correspond à un ensemble accotement/fossé classique. Il n'est pas drainé et ne comporte pas de substrat filtrant. L'accotement est identique à celui du Bief 2 ; le sol du fossé correspond au sol initial du site.
<figure><img src="image_10.png" /><figcaption>Figure 5. Schéma du Bief 1 à Compans, la structure de la route est représentée de façon approximative.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_11.png" /><figcaption>Figure 6. Schéma du Bief 2 à Compans, la structure de la route est représentée de façon approximative.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_12.png" /><figcaption>Figure 7. Schéma du Bief 3 à Compans, la structure de la route est représentée de façon approximative.</figcaption></figure>
Le substrat filtrant employé est un mélange de 40 % volumique de terre végétale et 60 % de sable calcaire 0/4 mm (originaire d'une carrière du Boulonnais). Il est caractérisé par une texture sablonneuse (voir la granulométrie complète dans le Tableau 3) et une conductivité hydraulique d'environ $6,6 \times 10^{-6}$ m/s. Ce substrat permettait d'obtenir une perméabilité plus élevée que celle des sols initiaux du site, d'utiliser des matériaux disponibles localement ou d'usage courant en construction routière. Il n'y a pas eu de réflexion particulière par rapport à ses capacités à retenir les polluants (CD 77, 2016).

<table><caption>Tableau 3. Granulométrie du substrat filtrant des fossés filtrant et de l'accotement filtrant après tamisage à 2 mm.</caption><thead><tr><td>Taille de grains</td><td>Proportion du substrat</td></tr></thead><tbody><tr><td>&lt; 2 µm</td><td>11,1 %</td></tr><tr><td>2 - 20 µm</td><td>9,6 %</td></tr><tr><td>20 - 50 µm</td><td>18,6 %</td></tr><tr><td>50 - 200 µm</td><td>13,5 %</td></tr><tr><td>200 - 2 000 µm</td><td>47,2 %</td></tr></tbody></table>

### 2.1.1.3.1. Ouvrages de biofiltration initialement en place

Le fonctionnement prévu de l'accotement végétalisé ainsi que les différences entre les accotements des différents biefs sont présentés ci-après.

L'accotement végétalisé joue le rôle d'une bande enherbée, un système de biofiltraton conçu pour améliorer la qualité de l'eau lors de son ruissellement à la surface. La conception prévoit que l'eau de ruissellement du bassin versant de la route arrive directement sur l'accotement ; la présence d'une végétation dense ralentit son écoulement, favorisant la décantation des particules et l'infiltration de l'eau dans le sol. Les polluants particulaires peuvent aussi être retenus par une filtration à travers les brins d'herbe dans l'ouvrage. Le choix des plantes mises en œuvre sur les accotements varie entre les différents biefs.

La largeur de l'accotement végétalisé est de 1,8 à 2 m avec une pente, entre la route et le fossé, variant entre 3,5% et 7,5% (pente théorique de construction = 5 %) pour l'ensemble des biefs.

Lors de la réalisation du système de gestion des eaux, de la terre végétale typique (un limon argileux avec une conductivité hydraulique d'environ $3,8 \times 10^{-6}$ m/s) a été utilisée pour recouvrir la structure de la chaussée et construire les accotements. Au niveau du bief 1, une couche d'environ 0,2 m de cette terre a été enlevée pour la mise en place d'une couche de substrat filtrant et d'un système de drainage (Figure 5). Le drainage est réalisé par un géocomposite de drainage (modèle Draintube FT de la marque Afitex) – désigné par la suite sous le terme « nappe drainante » - constitué d'un filtre non tissé aiguilleté, de mini drains de diamère 25 mm placés tous les mètres perpendiculairement à la route, et d'une nappe drainante non tissée aiguilletée. Les mini drains drainent l'eau vers un collecteur longitudinal (parallèle à la route) qui se vide dans une cuve de 1 m³ à l'aval du bief. La nappe drainante n'est pas étanche à sa base. Le substrat filtrant recouvre la nappe drainante.

Au niveau des biefs 2 et 3, aucun système drainant n'a été installé et la terre végétale n'a pas été remplacée (Figure 6 et Figure 7).

Les accotements des biefs 1 et 2 ont été ensemencés avec une association végétale composée à 80 % en masse d'un mélange *dactylus glomerata*, *carex s.* et *festuca sp.*, et à 20 % d'un mélange *achilea millefoliu*, *matricaria perfora*, *cerastium fontanum*, *silene latifolia*, *trifolium dubium*, *vicia sativa* et *mentha graveolens*. Ces plantes indigènes à la Seine-et-Marne ont été sélectionnées dans l'objectif de favoriser les processus de phytoremédiation. Selon une évaluation menée par le CD 77, les plantes présentes sur l'accotement ont évolué et comprennent à présent de nombreuses autres espèces.

L'accotement du bief 3 n'a pas été ensemencé avec des plantes particulières. La végétation locale s'est installée de manière spontanée.
### 2.1.1.3.2. Fossés filtrants et infiltrants

Selon le principe de fonctionnement du système, à l'aval de l'ouvrage de prétraitement constitué par l'accotement végétalisé, l'eau de ruissellement arrive dans un fossé où elle est filtrée (cas des biefs 1 et 2) et ensuite filtrée dans le sol naturel.

Le sol originel des fossés des biefs 1 et 2 a été remplacé par un massif filtrant composé de haut en bas par 0,2 m du même substrat filtrant, d'un géotextile, puis d'une couche de 0,2 m de gravier (Figure 5 et Figure 6). Le sol naturel sous-jacent est argileux, caractérisé par une conductivité hydraulique d'environ $1,4 \times 10^{-8}$ m/s. Le fond de ces fossés a une largeur d'environ 0,7 m.

Lors de la conception de l'ouvrage, une attention particulière a été apportée au choix des plantes dans le fossé afin d'optimiser les processus de dépollution (métaux, hydrocarbures) dans le substrat filtrant. Les biefs 1 et 2 du fossé ont été plantés avec les plantes suivantes : phragmites australis, carex acutiformis, carex gracilis, carex raparia, typha latifolia, phalaris arundiacea et glyceria maxima. Ces plantes ne se développent pas de façon optimale, à priori du fait d'un manque d'eau mais aussi de lumière.

Ce fossé filtrant/infiltrant végétalisé s'apparente aux ouvrages de biorétention de la littérature scientifique internationale. Cependant, il est important de retenir que le rapprochement entre ce système et les ouvrages de biorétention est approximatif et a été fait a posteriori.

Au niveau du bief 1 (Figure 5), un dispositif drainant (modèle Draintube FT de la marque Afitex) muni de 2 petits tubes de drainage a été installé longitudinalement sous la couche de gravier. Les deux drains se déversent dans une cuve de 1 m³ en aval du bief. Ce drain a installé dans un objectif expérimental, afin de faciliter la collecte et l'analyse des eaux filtrées. Le fossé du bief 2 (Figure 6) présente la même structure filtrante que celui du bief 1, mais n'est pas drainé.

Au niveau du bief 3, le fossé est de type « classique », aucun massif filtrant n'a été mis en œuvre – le sol originel reste en place (Figure 7). Le fond du fossé a une largeur d'environ 0,5 m. Il n'a pas été ensemencé avec des plantes particulières ; la végétation locale s'est installée de manière naturelle. Ce bief n'est pas drainé.

### 2.1.1.4. Méthodologie de suivi expérimental initialement envisagée

Le suivi expérimental de ce site avait initialement pour objectif de comparer la capacité de ces différentes configurations d'ouvrage à réduire le flux polluant issu de la route, à l'échelle de l'événement pluvieux et pour un grand nombre de polluants caractéristiques des eaux de ruissellement de voirie : les MES, le carbone organique, différentes formes de l'azote et du phosphore, des éléments majeurs, des ETM, les hydrocarbures totaux, des HAP, des alkylphénols, le bisphénol-A et des phtalates.

Pour ce faire, l'ensemble des flux sortant de chaque bief devait être caractérisé à l'échelle de l'événement pluvieux. La mesure du flux à l'échelle d'un événement pluvieux nécessite une caractérisation de la concentration moyenne évènementielle et une mesure ou une estimation du volume associé à cette concentration. Le Tableau 4 présente les mesures initialement prévues afin de caractériser ces différents flux. Les points de prélèvement d'eau envisagés et les capteurs hydrologiques sont également visibles dans les Figure 5 à Figure 7.

<table><caption>Tableau 4. Mesures initialement prévues pour caractériser les flux d'eau à Compans.</caption><thead><tr><td>Section</td><td>Mesures de concentration</td><td>Mesures ou estimations de volume</td></tr></thead><tbody><tr><td>Eaux brutes</td><td>•Eaux de ruissellement non-traitées</td><td>Auget basculant au niveau du regard eaux brutes</td></tr><tr><td>Bief 1</td><td>•Eaux drainées sous l'accotement<br>•Eaux drainées sous le fossé</td><td>Auget basculant en sortie de chaque drain</td></tr><tr><td>Bief 2</td><td>•Eaux interstitielles sous l'accotement<br>•Eaux de ruissellement superficiel sortant de l'accotement<br>•Eaux drainées par la couche filtrante du fossé<br>•Eaux interstitielles dans le sol naturel sous le fossé</td><td>Estimation des flux d'eau avec un modèle hydrologique, calibré avec des capteurs de potentiel matriciel et/ou de teneur en eau</td></tr><tr><td>Bief 3</td><td>•Eaux interstitielles dans le sol naturel sous le fossé à deux profondeurs</td><td>Estimation des flux d'eau avec un modèle hydrologique, calibré avec des capteurs de potentiel matriciel et/ou de teneur en eau</td></tr></tbody></table>
Outre la caractérisation des flux d'eau et de polluants au niveau de l'événement pluvieux, l'établissement d'un bilan de masse au niveau de chaque bief était envisagé. Afin de caractériser en continu la qualité des eaux arrivant dans les dispositifs de traitement, le regard d'eau brute a été équipé d'un capteur de turbidité et de conductivité. Un échantillonnage du sol des ouvrages était prévu au début et en fin de la période de suivi afin de caractériser la masse cumulée de chaque polluant.

### 2.1.2. Caractérisation du fonctionnement réel du site d'étude

Le système de traitement à Compans est alimenté par un flux diffus d'eau depuis la route. Selon la conception de l'ouvrage, cette eau doit s'écouler à la surface de l'accotement végétalisé (bande enherbée) avant d'arriver dans le fossé filtrant où elle s'infiltre dans le sol ou dans le substrat filtrant (ouvrage de biofiltration). Bien que la perte d'une partie de l'eau au niveau de l'accotement était envisagée, le fossé filtrant constituait le dispositif de traitement principal du ruissellement. Les points de prélèvement initialement envisagés, présentés ci-avant, reflètent cette compréhension du système.

Cependant, certaines observations nous ont amenés à considérer la possibilité que peu d'eau arrivait jusqu'au fossé pour les pluies courantes, la plupart étant traitée au niveau de l'accotement :

* malgré la présence des redans devant retenir l'eau en surface des fossés avant son infiltration, une seule observation révèle la présence d'eau stagnante en surface sur ce site depuis sa mise en œuvre ;

* aucun débit n'avait été enregistré dans le drain du fossé du bief 1 depuis sa mise en place en octobre 2013 ;

* les plantes adaptées aux milieux humides plantées au fond des fossés des biefs 1 et 2 ne se sont pas développées de façon optimale, certaines espèces ont même complètement disparu, ce qui pourrait être l'indication d'un manque d'eau.

Puisque les flux d'eau entre la route et le fossé se font par ruissellement diffus, il est difficile de les mesurer directement et de façon fiable. Ainsi, nous avons eu recours à des méthodes indirectes, décrites dans la section qui suit.

Premièrement, un modèle hydrologique est mis en œuvre, dans lequel la bande enherbée et le talus du fossé sont représentés de façon très simplifiée avec un nombre limité de paramètres physiques. Par ailleurs, une cartographie détaillée des niveaux de contamination en cuivre, plomb et zinc est réalisée. Ces trois métaux ont été sélectionnés comme traceurs de la pollution chronique d'origine routière, en raison de leur caractère persistant dans les sols et de leurs propriétés physico-chimiques contrastées ; ce sont par ailleurs les contaminants les plus fréquemment suivis dans les systèmes d'infiltration des eaux de ruissellement urbaines (Tedoldi et al., 2016). Ces deux méthodes, très différentes, peuvent chacune contribuer à une meilleure compréhension du fonctionnement hydrologique de l'ouvrage avec certaines limites. Ce travail explore les apports et les limites des deux approches, montrant ainsi que l'intérêt de coupler un travail de modélisation avec un travail expérimental pour mieux caractériser les flux dans un ouvrage.

#### 2.1.2.1. Méthodes de caractérisation du fonctionnement du site

##### 2.1.2.1.1. Modélisation hydrologique du site

L'objectif principal de ce travail est de mieux comprendre la répartition des flux d'eau entre les différentes sous-parties de l'ouvrage sur le long terme. Pour ce faire, il est nécessaire de représenter la production et le transfert du ruissellement de surface sur la route, la bande enherbée et le talus pour une chronique longue. A cet effet, le système est modélisé à l'aide du logiciel *Storm Water Management Model* (SWMM 5.1), développé par l*United States Environmental Protection Agency* (Rossman, 2015). Comme préconisé par Gironás et al. (2009), le système est représenté comme une série de trois sous-bassins versants rectangulaires correspondant respectivement à la route, à la bande enherbée et au talus du fossé (Figure 8). On considère que le massif filtrant au fond du fossé, non représenté par le modèle, est la sortie du talus.
Pour chaque bassin versant, ce modèle représente, de façon simplifiée, le ruissellement superficiel, l'infiltration et l'évapotranspiration. Chaque sous-bassin est représenté comme un réservoir non linéaire avec le bilan hydrologique suivant (Eq. 1) :

$$ \frac{dh}{dt} = p + r_e - e - i - r_s \qquad \text{Eq. 1} $$

où $h$ est la hauteur d'eau sur le sous-bassin versant [L], $p$ est l'intensité des précipitations [L.T⁻¹], $r_e$ est l'arrivée d'eau par ruissellement depuis un bassin versant amont [L.T⁻¹], $e$ est l'évaporation [L.T⁻¹], $i$ est l'infiltration [L.T⁻¹] et $r_s$ est le ruissellement sortant du sous-bassin versant [L.T⁻¹].

<figure><img src="image_13.png" /><figcaption>Figure 8. Géométrie du système étudié. Délimitation des sous-bassins versants représentés par le modèle. Les nappes drainantes ne sont présentes que sur le premier segment de l'ouvrage.</figcaption></figure>

Les précipitations $p$ sont issues d'une chronique réelle de pluies mesurée sur quatre ans en Île-de-France à un pas de temps de 5 minutes. Le terme $e$, estimé à partir de données d'évapotranspiration potentielle couvrant la même période, affecte uniquement l'eau stockée en surface. L'infiltration est calculée par l'équation de Green et Ampt, en faisant l'hypothèse d'une colonne de sol semi-infinie et homogène. Un front de saturation se propage depuis la surface au cours d'un événement pluvieux. A l'arrêt des précipitations, la teneur en eau du sol tend vers sa valeur initiale à une vitesse qui dépend de la conductivité hydraulique du sol. Le ruissellement sortant du bassin est nul tant que la hauteur d'eau $h$ est inférieure à une hauteur de stockage en dépression $h_s$, distincte pour chaque sous-bassin versant. Une fois ce stockage dépassé, le terme $r_s$ est calculé par l'équation de Manning-Strickler (Eq. 2).

$$ r_s = \alpha(h - h_s)^{5/3} \qquad \text{Eq. 2} $$

où $\alpha$ est un paramètre qui dépend de la géométrie du site et de la rugosité de la surface. Le ruissellement est ensuite dirigé vers un sous-bassin versant aval ou vers un émissaire du système.

<table><caption>Tableau 5. Paramètres du modèle hydrologique.</caption><thead><tr><th rowspan="2">Sous-bassin versant</th><th rowspan="2">Route</th><th colspan="2">Surfaces végétalisées</th></tr><tr><th>Segment 1</th><th>Segment 2</th></tr></thead><tbody><tr><td>Stockage en dépression (mm)</td><td>1</td><td>5</td><td>5</td></tr><tr><td>Rugosité</td><td>0.011</td><td>0,15</td><td>0,15</td></tr><tr><td>Succion dans la zone non-saturée (mm)</td><td>-</td><td>56,3</td><td>91,1</td></tr><tr><td>Déficit initial de saturation (%)</td><td>-</td><td>17</td><td>17</td></tr><tr><td>Conductivité hydraulique (Ks, mm/h)</td><td>-</td><td>24 (10-28)</td><td>14 (1-21)</td></tr></tbody></table>

Le Tableau 5 présente les valeurs des paramètres communes à toutes les simulations ; $h_s$ et la rugosité sont des valeurs typiques des surfaces considérées (Rossman, 2015). La teneur en eau initiale du sol a été supposée égale à la capacité au champ ; la succion correspondante a été calculée à partir de la courbe de rétention du sol.
### 2.1.2.1.2. Échantillonnage du sol

Les campagnes de terrain ont été entreprises entre novembre 2015 et janvier 2016. Afin de caractériser l'étendue latérale et verticale de la contamination sur la bande enherbée, un tronçon de 18 m de longueur a été échantillonné sur chacun des deux segments. Au cours de la première phase, un échantillon de sol superficiel (1-2 cm) a été prélevé tous les 1,5 m, à des distances de 0, 30, 70, 120, et 180 cm de la route, à l'aide d'une pelle en acier inoxydable (Figure 9). Les échantillons collectés à 0 cm correspondent à du dépôt accumulé en bordure de chaussée. Par ailleurs, des prélèvements supplémentaires ont été réalisés sur trois transects d'un segment témoin, non influencé par l'infiltration du ruissellement de voirie en raison de la présence d'une bordure en béton entre la route et l'accotement végétalisé. La seconde phase a consisté en une série d'échantillonnages en profondeur, jusqu'à la nappe drainante (rencontrée à une profondeur variable, 10-18 cm) au niveau du segment 1 et jusqu'à la structure de la route (10-35 cm) au niveau du segment 2. Sur les deux tronçons échantillonnés en phase 1, des carottes ont été prélevées tous les 4,5 m, à des distances de 30, 70, 120, et 180 cm de la route, à l'aide d'une tarière-gouge manuelle. Chaque carotte a été découpée en 2 ou 3 sous-échantillons, de manière à conserver les 5 cm de surface, les 5 cm les plus profonds et le cas échéant la zone intermédiaire (Figure 9). Les outils d'échantillonnage ont été nettoyés et rincés deux fois à l'eau ultra-pure entre deux prélèvements. Les échantillons de sol ont été conservés dans des flacons individuels neufs en polyéthylène haute densité.

<figure><img src="image_14.png" /><figcaption>Figure 9. Schéma du plan d'échantillonnage (a) à la surface et (b) en profondeur.</figcaption></figure>

### 2.1.2.1.3. Analyses du sol en laboratoire

Conformément à ce que préconise la norme ISO 11464 (2006), les échantillons ont été rapportés au laboratoire, séchés à l'étuve (40°C) pendant 7 jours, avant d'être broyés manuellement et tamisés à 2 mm avec une maille en nylon. Les teneurs en cuivre, plomb, et zinc, ont été déterminées par spectrométrie de fluorescence X (Thermo Scientific, Analyseur Niton™ XL3t) sur des sous-échantillons homogénéisés. Les limites de quantification dépendent du signal reçu par l'analyseur, mais demeurent toujours inférieures à 25, 10, et 30 mg/kg m.s. pour le cuivre, le plomb, et le zinc, respectivement. Quatre mesures ont été réalisées sur différents sous-échantillons, afin de vérifier la répétabilité des valeurs obtenues ; lorsque le coefficient de variation était supérieur à 15 %, deux mesures supplémentaires ont été faites. Par la suite, seules les concentrations moyennes par échantillon ont été conservées.
2.1.2.1.4. Interpolation spatiale

Des cartographies des teneurs en cuivre, plomb, et zinc, à la surface de chaque tronçon échantillonné, ont été réalisées par interpolation bilinéaire le long d'une grille de 10 cm × 10 cm à l'aide du logiciel R. Par ailleurs, en faisant l'hypothèse d'une décroissance linéaire des teneurs avec la profondeur, au sein de chaque échantillon « moyen » (épaisseur de 5 à 20 cm) issu de la phase de carottages, on a affecté à chaque teneur la profondeur moyenne de l'échantillon ; ce faisant, il a été possible de cartographier la contamination en métaux de chaque section transversale de l'accotement, *via* la méthode d'interpolation précédante.

2.1.2.2. Résultats et discussion de la caractérisation du fonctionnement du site

2.1.2.2.1. Simulations hydrologiques

La Figure 10 présente le bilan hydrologique simulé pour une chronique de 4 ans typique du climat d'Ile-
de-France, en affectant à chaque segment sa conductivité hydraulique moyenne. Rappelons que le
modèle reproduit uniquement l'évaporation de l'eau à la surface et ignore l'évapotranspiration de l'eau
une fois dans le sol. Ce flux d'infiltration est majoritaire au niveau de la bande enherbée : il représente
84 % et 77 % du volume total arrivant sur la bande enherbée pour les premier et second segments
respectivement. Une fraction plus petite de l'eau arrivant sur le talus s'y infiltre (59 % et 52 %
respectivement). Au bout du compte, seule une faible proportion du volume d'eau total atteint le fond
du fossé filtrant (10 % et 15 %). Ce résultat suggère une divergence notable entre le fonctionnement
effectif de l'ouvrage et ce que prévoyait sa conception initiale, à savoir un traitement du flux polluant
dans le fossé filtrant, à un emplacement qui ne reçoit a priori qu'une faible fraction de ce flux.

Comme mentionné précédemment, les mesures de Ks sur ce site présentent une variabilité importante,
provenant en partie de l'incertitude de mesure et en partie d'une réelle hétérogénéité de Ks sur site. Or,
la structure du modèle impose que τs soit non nul uniquement quand p + τe dépassent les pertes i + e
(sachant que e est généralement petit par rapport à i) et ce pendant une période suffisante pour que la
hauteur de stockage en dépression soit dépassée. La relation entre l'intensité de la pluie et la vitesse
d'infiltration dans le sol est donc déterminante pour la quantité de ruissellement simulée en sortie d'un
bassin versant. Afin de mieux caractériser l'effet de cette variabilité sur l'incertitude du bilan
hydrologique à long terme, la proportion de l'eau infiltrée sur la bande enherbée a été simulée pour la
chronique de pluies en faisant varier Ks entre ses valeurs extrêmes (Figure 11). On observe que ce
résultat est plus sensible à une variation de Ks pour de faibles valeurs que pour de fortes valeurs. Cela
s'explique par la fréquence plus élevée de pluies de faible intensité, pouvant s'infiltrer intégralement
même pour de faibles valeurs de Ks, par rapport aux pluies de plus forte intensité. Ainsi, le pourcentage
du flux infiltré au niveau de la bande enherbée varie entre 70-85 % pour le segment 1 et 33-83 % pour
le segment 2.

Des analyses de sensibilité menées par ailleurs montrent que le modèle est relativement peu sensible
à l'estimation d'autres paramètres, incluant la rugosité, le stockage en dépression et la pente (Flanagan
et al., 2017b).

Outre les incertitudes importantes engendrées par l'estimation de Ks, les hypothèses simplificatrices du
formalisme de Green et Ampt (1911) peuvent mener à un décalage de la simulation par rapport à la
réalité. Comme mentionné précédemment, l'évapotranspiration depuis le sol n'est pas reproduite par le
modèle ; le séchage du sol suite à une pluie est modélisé comme le retour de la teneur en eau à sa
valeur initiale après une durée fixe, ce qui, de fait, ne permet pas la prise en compte de la variabilité de
l'humidité du sol en fonction des saisons et des conditions météorologiques. Quoi qu'il en soit, l'effet du
choix de la teneur en eau initiale est relativement faible : le fait de considérer un sol initialement sec
(teneur en eau résiduelle), plutôt qu'un sol à la capacité au champ, augmente de 0,02 (resp. 0,04) le
ratio entre volume infiltré et volume total arrivant sur la bande enherbée du segment 1 (resp. segment
2).

De plus, l'hypothèse d'une colonne de sol semi-infinie implique que la vitesse d'infiltration de l'eau ne sera jamais plus faible que la conductivité hydraulique à saturation tant que l'eau est présente en surface. En réalité, au niveau du deuxième segment, la structure de la chaussée présente un obstacle à l'infiltration à une profondeur d'au plus 30 cm sous la bande enherbée. En cas de périodes de pluie prolongées, il est possible que la couche de sol se sature entièrement, réduisant ainsi le volume total pouvant s'infiltrer ; le modèle, qui ne peut prendre en compte ces conditions, aura tendance à surestimer
l'infiltration dans la bande enherbée pendant ces périodes. On ne rencontre pas le même problème sur
le segment 1 qui est drainé.

<figure><img src="image_15.png" /><figcaption>**Figure 10.** Bilan hydrologique sur la bande enherbée et le talus des deux segments.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_16.png" /><figcaption>**Figure 11.** Pourcentage de l'eau de ruissellement infiltrée dans la bande enherbée en fonction de sa conductivité hydraulique à saturation.</figcaption></figure>

Une limitation finale du modèle réside dans la représentation idéalisée du fonctionnement de la bande enherbée. On fait l'hypothèse (i) d'une répartition parfaite de l'eau sur chaque bassin versant, et (ii) d'une homogénéité des propriétés du sol. Ce faisant, on ne prend pas en compte la présence possible de chemins préférentiels de l'eau, aussi bien en surface qu'à l'intérieur du sol. Si le fonctionnement réel du système diffère de ce fonctionnement idéal, les résultats de modélisation perdront en représentativité.

En l'absence de données de validation, les sources d'incertitudes et les limitations du modèle obligent
à une certaine prudence dans l'interprétation des résultats de modélisation. Dans le cas du site d'étude
de Compans, où les observations sur site laissent à penser que le ruissellement atteint rarement le
fossé filtrant, les résultats des simulations permettent de conclure que ce fonctionnement serait normal
pour une bande enherbée possédant cette géométrie et ce type de sol, dans des conditions
atmosphériques typiques du climat d'Ile-de-France ; en revanche, il n'est guère possible de conclure à
l'exactitude du bilan hydrologique simulé.

Malgré les limitations inhérentes à ce type d'approche par modélisation conceptuelle, un outil tel que SWMM présente une certaine utilité pour mieux appréhender le fonctionnement hydrologique de ce type de dispositif, et ainsi optimiser la conception de nouveaux ouvrages ou systèmes d'ouvrages en série. En fournissant un ordre de grandeur de la sollicitation relative des différentes parties du système, le modèle permet de prévoir un dispositif de traitement à l'emplacement où il sera le plus utile, c'est-à-dire là où il pourra intercepter la plus grande partie des flux d'eau et de polluants. Les présents résultats suggèrent en particulier que cet emplacement ne correspond pas à l'endroit où l'on prévoit le stockage d'eau en cas de pluie exceptionnelle, mais se situe plus proche de l'entrée de l'ouvrage. Pour des ouvrages existants, un tel modèle permet d'acquérir une compréhension du fonctionnement « normal » de l'ouvrage, que l'on peut ensuite comparer aux observations de terrain ou aux analyses de sol pour identifier des comportements inattendus.
2.1.2.2.2. Variabilité de la contamination en surface

Les tendances observées sont relativement similaires pour les trois métaux étudiés, et ce, malgré des
spéciations potentiellement différentes dans le ruissellement – à titre d'exemple, le plomb est connu
pour être majoritairement sous forme particulaire, tandis que la fraction dissoute est généralement plus
importante pour le zinc (Gromaire-Mertz et al., 1999). Leur distribution dans le sol superficiel de la bande
enherbée (Figure 12a et Figure 12b) atteste d'une accumulation significative de contaminants dans les
30 centimètres les plus proches de la route, c'est-à-dire de la zone d'arrivée de l'eau (située à l'abscisse
x = 0), suivie d'une diminution des teneurs à mesure que l'on s'en éloigne. À cette décroissance
caractéristique, s'ajoute une variabilité latérale des concentrations – qui fluctuent d'un facteur 1,5 à 4
entre des points équidistants de la chaussée. La contamination apparaît plus localisée sur le segment
2, où les teneurs décroissent plus rapidement avec la distance à la route, que sur le segment 1 (Figure
13).

<figure><img src="image_17.png" /><figcaption>Figure 12. Cartographies des teneurs en (a) zinc et (b) en plomb [mg/kg m.s.] mesurées sur chacun des deux segments. La route se situe dans la zone x < 0.</figcaption></figure>

Les teneurs mesurées sur le segment témoin, où une bordure en béton empêche l'arrivée du ruissellement de voirie, permettent d'évaluer le bruit de fond géochimique du site, auquel s'ajoute la contribution des autres sources de contamination que sont les projections d'eau depuis la chaussée, la présence de la glissière de sécurité et les retombées atmosphériques ; ces teneurs seront considérées ici comme des valeurs de « référence ». Les teneurs en cuivre (23-41 mg/kg m.s.) et en plomb (9-24 mg/kg m.s.) ne montrent pas de tendance statistiquement significative avec la distance à la route (ANOVA à un facteur, p > 0,05), contrairement au zinc (67-237 mg/kg m.s.) dont les teneurs sont plus élevées à proximité de la route, ce qui est probablement dû à la fraction des précipitations qui ruisselle sur la glissière galvanisée (Figure 13). En moyenne, le cuivre et le zinc sont détectés à des teneurs supérieures aux valeurs médianes dans les sols de la petite région agricole correspondant à Compans (15,5 et 56,16 mg/kg m.s., respectivement), tandis que le plomb en est assez proche (19,3 mg/kg m.s.) (données issues de la Base de Données Eléments Traces Métalliques – BDETM).

Quoi qu'il en soit, les valeurs mesurées sur le segment témoin représentent *de facto* moins de 15 % des teneurs maximales sur les segments 1 et 2, ce qui prouve une influence significative des apports de polluants par le ruissellement de surface. La comparaison des niveaux de contamination observés sur ces trois segments permet d'évaluer la contribution « nette » de l'infiltration et de la sédimentation des métaux particulaires à la pollution globale du site (Figure 6). Au seuil p = 1%, les teneurs en Cu et en Zn sont significativement différentes entre le segment témoin et les deux autres segments, jusqu'à 1,2 m de la route ; pour le Pb en revanche, la différence devient non significative à 1,2 m (segment 1) voire à 70 cm (segment 2) de la route, ce qui pourrait être dû aux concentrations plus faibles de Pb dans
le ruissellement par rapport au Cu et au Zn, ou à sa nature plus particulaire. En d'autres termes, la contamination due au ruissellement de voirie n'est visible que sur une partie de la bande enherbée, à l'autre extrémité de laquelle on retrouve des valeurs comparables aux teneurs de référence.

Ces résultats suggèrent ainsi que la quasi-totalité du flux de cuivre, plomb, et zinc, est retenue sur la bande enherbée, et n'atteint pas le fossé filtrant. Comme cela a été mentionné à la section précédente, la pluviométrie annuelle de la région parisienne est dominée par des événements pluvieux de faible intensité – responsables de la majorité du flux polluant – lors desquels les volumes générés peuvent s'infiltrer « localement » à proximité de la zone d'arrivée de l'eau, sans nécessairement recouvrir la surface totale de la bande enherbée. En d'autres termes, à l'échelle annuelle, la sollicitation hydrologique d'un tel ouvrage est variable dans l'espace. Dans le cas idéal d'un sol aux propriétés parfaitement homogènes sur toute la bande enherbée, cette sollicitation tend à décroître avec la distance à la route. Dans un cas réel, la structure de la contamination du sol de surface porte la signature conjointe des flux d'infiltration non uniformes et de la sédimentation des métaux particulaires, mais la variabilité latérale des teneurs nous fournit des indications supplémentaires sur les hétérogénéités de l'écoulement sur la bande enherbée.

<figure><img src="image_18.png" /><figcaption>Figure 13. Teneurs moyennes (± écart-type) en (a) cuivre, (b) plomb, et (c) zinc [mg/kg m.s.], représentées en fonction de l'éloignement à la route sur chacun des segments échantillonnés.</figcaption></figure>
On a déjà mentionné le fait que la contamination était plus localisée sur le segment 2, dont le sol est limono-argileux, que sur le segment 1, de texture sablo-limoneuse. Cette observation peut sembler contradictoire avec l'interprétation précédente, dans la mesure où une conductivité hydraulique plus élevée devrait favoriser une infiltration plus « locale » du ruissellement. De fait, des inspections visuelles du site par temps de pluie montrent très clairement (i) un dénivelé plus marqué entre la couche de roulement de la route et le sol de la bande enherbée sur le segment 1 que sur le segment 2, (ii) une accumulation de dépôt en bordure de bande enherbée bien plus importante sur le segment 2 que sur le segment 1, formant un monticule linéaire de 2-3 cm de hauteur, et (iii) la formation d'un écoulement longitudinal, en particulier lors de phases de pluie intense, plus marqué sur le segment 2 que sur le 1. Ainsi, il est probable qu'un flux de métaux différent soit arrivé sur les deux segments au cours des 4 années de fonctionnement de l'ouvrage. Par ailleurs, il se pourrait que la stagnation de l'eau à l'entrée de la bande enherbée du segment 2 favorise la formation d'un écoulement préférentiel à l'interface entre la structure de la route et le sol de la bande enherbée.

La cartographie à haute résolution spatiale (1,8 point/m²) de la contamination du sol par différents polluants ubiquistes en milieu routier, apparaît donc comme un moyen original d'appréhender le fonctionnement des ouvrages d'infiltration, approche complémentaire à la simulation hydrologique, dans le sens où elle permet de dépasser les hypothèses simplificatrices inhérentes au modèle, pour accéder à une vision fine des hétérogénéités de l'infiltration et/ou du dépôt de particules. Toutefois, cette approche ne peut être appliquée qu'après une durée de fonctionnement suffisante pour permettre un cumul notable de contaminants dans le sol. De plus, la contamination du sol donne une information sur les cheminements les plus fréquents de l'eau sans une résolution temporelle. Il est à noter que les métaux ne sont pas des traceurs parfaits de l'infiltration de l'eau. La fraction particulaire (majoritaire) peut être retenue par filtration mécanique au cours de l'infiltration ou par sédimentation lorsque l'eau ruisselle en surface, alors que le devenir de la fraction dissoute est gouverné par des processus d'adsorption à la matrice solide, dont les propriétés de rétention dépendent des caractéristiques du sol.

### 2.1.2.2.3. Variabilité de la contamination en profondeur

L'échantillonnage du sol par carottage a permis de compléter la compréhension de la distribution de la contamination métallique à la surface avec une vision de sa répartition en profondeur le long de quatre transects. Une fois encore, les trois métaux présentent des tendances très similaires, représentées dans le cas du cuivre sur la Figure 14. Rappelons que ces traitements cartographiques reposent sur l'hypothèse fondamentale d'une décroissance linéaire des teneurs avec z au sein de chaque échantillon, ce qui a permis de faire correspondre teneurs et profondeurs moyennes, puis d'interpoler ces données moyennées. Dans le cas spécifique d'ouvrages conçus pour l'infiltration du ruissellement urbain ou routier, il existe quelques investigations verticales dont la résolution est suffisante pour valider cette hypothèse. Mikkelsen et al. (1996) et Tedoldi et al. (2016), qui ont prélevé des carottes de sol dans un accotement et les ont subdivisées en sous-échantillons de 2 cm, ont effectivement mis en évidence une décroissance linéaire des etneurs en métaux au sein d'un même horizon de sol. Toutefois, ces auteurs ont observé des ruptures abruptes à l'interface entre deux horizons – cas qui ne concerne pas la présente étude car les carottes ont été prélevées dans un matériau homogène. De même, Jones et Davis (2013), qui ont collecté des échantillons tous les 2,5 cm dans une cellule de biofiltration, ont démontré une décroissance rapide et approximativement linéaire des teneurs sur les 7,5 premiers centimètres, en-dessous desquels on retrouve des valeurs uniformes et comparables aux teneurs initiales du matériau.
<figure><img src="image_19.png" /><figcaption>Figure 14. Cartographie des teneurs en cuivre [mg/kg m.s.] à la surface en profondeur, mesurées sur chacun des deux segments. La route se situe dans la zone x < 0.</figcaption></figure>

Sur le premier segment, on observe un profil où les teneurs en surface ainsi que l'étendue verticale de la contamination diminuent avec la distance à la route. La contamination au niveau du deuxième segment apparaît encore plus localisée, aussi bien à la surface qu'en profondeur. Les teneurs mesurées au niveau de la structure de la route sont toujours plus faibles que dans les échantillons sus-jacents, ce qui ne soutient pas l'hypothèse d'un court-circuitage de la surface de la bande enherbée par un écoulement préférentiel le long de cette structure. En outre, la totalité du segment 2 demeure visiblement moins contaminée que le segment 1, ce qui est cohérent avec les observations de terrain mentionnées dans la section précédente.

La contamination en métaux fournit une information *a posteriori* sur la répartition des flux polluants, « intégrée » dans le temps depuis la mise en place du système, mais ne renseigne pas sur le comportement de la bande enherbée dans des conditions particulières. En d'autres termes, de telles observations ne sont pas incompatibles avec la présence occasionnelle d'écoulements préférentiels, engendrés notamment lors des phases de retrait du sol après une période sèche ; elles indiquent seulement que ce n'est pas le fonctionnement habituel du système. De la même façon, cette approche ne permet ni de reconstituer l'évolution du fonctionnement du système avec la formation du dépôt de sédiments, ni d'identifier la fréquence à laquelle l'eau parvient à dépasser la couche de sédiments dans l'état actuel.

### 2.1.2.3. Conclusions et implications de la caractérisation initiale du fonctionnement hydrologique pour la suite de l'étude

Les deux approches employées pour considérer le fonctionnement hydrologique du site d'étude montrent que le système se comporte de façon différente de ce qui était prévu à sa conception. En effet, du fait de la faible intensité de la pluie francilienne, combinée avec un ratio important entre la surface de l'ouvrage et celle de la route, le débit d'eau arrivant au niveau de l'accotement végétalisé (la bande enherbée) dépasse rarement sa capacité d'infiltration. Ainsi, la majorité des flux hydriques, et donc des flux polluants, est gérée par la bande enherbée et non pas par le fossé filtrant. De plus, l'eau de ruissellement de voirie arrivant au niveau du fossé serait fortement diluée par la pluie tombant directement sur l'ouvrage. Le degré de dilution serait variable entre les événements pluvieux, en fonction de la proportion de l'eau infiltrée dans la bande enherbée, qui dépend de l'intensité de la pluie et des conditions initiales d'humidité du sol.
Au niveau du Bief 2 (ou Segment 2), du fait d'un rehaussement du niveau du sol (effet de la décomposition de végétaux après fauchage et du dépôt de sédiment), l'eau rencontre un obstacle à son ruissellement au niveau de la frontière entre la route et la bande enherbée. Cela peut avoir pour effet la formation d'écoulements latéraux (le long de la route) et une diminution de l'alimentation de la bande.

Ces résultats ont des implications importantes pour le suivi des flux polluants à Compans :

* L'étude de la capacité de traitement de l'ouvrage devrait se focaliser sur la partie de l'ouvrage où la majorité de l'eau s'infiltre : l'accotement végétalisé. En revanche, il semble moins important de suivre la qualité de l'eau au niveau du fossé filtrant.

* L'alimentation apparemment inégale de l'accotement du fait de petites variations de topographie implique qu'il sera difficile d'obtenir une mesure représentative du volume ou de la qualité du ruissellement, à moins de collecter l'eau sur toute la longueur du bief.

* La qualité de l'eau sous les fossés filtrants ne doit pas être comparée à celle de l'eau de ruissellement brute du fait de sa dilution variable. Sans une mesure de la qualité de l'eau arrivant en surface du fossé, cette mesure sera difficile à interpréter. De plus, l'efficacité d'un système à traiter les eaux de ruissellement diluées ne serait pas représentative de sa capacité à traiter le ruissellement non dilué.

* La fiabilité d'un suivi du flux polluant au niveau du Bief 2 serait également compromise par le contournement du système par au moins une partie du ruissellement du fait du rehaussement du sol. On ne pourrait pas être certain que l'eau collectée soit majoritairement issue du ruissellement et non pas directement de la pluie.

On peut également tirer certaines leçons opérationnelles de ce travail, en particulier :

* Les accotements végétalisés peuvent intercepter une partie importante des eaux de ruissellement de voirie et du flux polluant associé. Bien que situés en bordure des voiries interurbaines, ils ne sont pas pris en compte dans les guides français de conception de l'assainissement routier (Gaillard et al., 2006) ou de la gestion de la pollution issue des routes (Cavaillès et al., 2007). Ces systèmes mériteraient donc une conception plus volontaire afin d'optimiser les processus de dépollution. De plus, si les accotements végétalisés agissent en tant qu'ouvrage de traitement, une réflexion sur la gestion des sous-produits issus de cette dépollution (dépôts de sédiments et/ou sol contaminé) apparaît nécessaire.

* Le niveau du sol d'un accotement végétalisé tend à se rehausser avec le temps du fait de la décomposition des végétaux après leur fauchage combiné avec le dépôt de sédiments depuis la route. Lorsque le niveau du sol dépasse celui de la route, des écoulements longitudinaux peuvent se former le long de la route jusqu'à un point où le niveau du sol est plus faible et où l'eau entrera de façon concentrée, créant des écoulements préférentiels. De plus, ce comportement implique la présence d'eau sur la voirie, avec une épaisseur dépendant de la hauteur du sol, ce qui peut devenir un problème pour la sécurité routière (flaquage).

### 2.1.3. Adaptation des objectifs et de la méthodologie au fonctionnement réel du système

Le travail de caractérisation du fonctionnement hydrologique de l'ensemble accotement végétalisé-fossé filtrant à Compans a montré que le massif filtrant des fossés ne traite qu'une proportion faible des eaux de ruissellement de voirie et qu'il est probable que l'alimentation du Bief 2 soit compromise par le rehaussement du niveau du sol. L'observation de la limite route-accotement indique que le rehaussement du sol au niveau du Bief 3 semble encore plus important qu'au niveau du Bief 2. Par ailleurs, bien que le Bief 1 soit drainé, aucun de ces biefs n'est étanche. Les flux hydriques ayant lieu de manière diffuse en milieu poreux ne peuvent pas être mesurés directement ; leur estimation dépendrait d'un modèle d'écoulement en milieu poreux. En raison de la présence de la structure de la route, avec une géométrie et des propriétés hydrodynamiques inconnues sous l'accotement et de la variabilité spatiale des propriétés hydrodynamiques du sol et de l'alimentation en eau, les flux hydriques estimés par modélisation, même calée avec des données issues de capteurs hydrométriques, comporteraient des incertitudes importantes. De plus, comme mentionné précédemment, le drain du fossé du Bief 1 n'a jamais fonctionné – le prélèvement d'échantillons dans cette partie de l'ouvrage nécessiterait probablement l'aménagement d'un nouveau système de drainage. Le prélèvement d'échantillons au niveau des Biefs 2 et 3 nécessiterait la mise en place d'un grand nombre de bougies ou de plaques poreuses afin de récupérer un volume suffisant pour l'analyse des micropolluants. Un travail de synthèse bibliographique, d'entretiens avec des chercheurs habitués à ces méthodes et avec des entreprises fournissant ces types d'équipements a mis en avant des difficultés méthodologiques
associées à l'utilisation de ces équipements, particulièrement dans les cas de l'analyse des micropolluants organiques qui nécessite la récupération de grands volumes d'eau (Flanagan, 2018).

Pour toutes ces raisons, la décision a été prise de ne pas suivre les flux de micropolluants au niveau des fossés filtrants, ni de l'accotement du Bief 2. Parmi les points d'échantillonnage initialement prévus au niveau des fossés filtrants et infiltrants de Compans, seul l'accotement du premier bief a été retenu. Les eaux de ruissellement de surface ont été récupérées en sortie des accotements par deux gouttières au niveau du Bief 1 et deux gouttières au niveau du Bief 2. Bien que quelques analyses de micropolluants aient été effectuées sur ces échantillons, les volumes et la qualité de l'eau collectée par ces gouttières lors des premiers événements échantillonnés variaient beaucoup entre les gouttières d'un même bief, ce qui confirme l'hétérogénéité de l'écoulement indiquée par la contamination du sol. Ainsi, on ne peut pas utiliser les résultats de ces gouttières pour estimer des flux au niveau d'un bief entier ; ils sont donc écartés de l'analyse des flux polluants et ne seront plus discutés dans ce rapport. L'interprétation des résultats portant sur les micropolluants au niveau de l'accotement végétalisé du Bief 1 sera limitée à une évaluation de l'efficacité de ce système à améliorer la qualité de l'eau par la filtration ; ainsi on appellera ce système l'accotement filtrant.

L'objectif de l'étude du CD 77 étant d'évaluer la technique de biofiltration pour éventuellement la mettre en œuvre sur d'autres sites et face à l'impossibilité d'atteindre cet objectif avec les ouvrages initiaux, le LEESU a proposé au département d'aménager un nouveau système de biofiltration. Le nouveau dispositif est une noue filtrante, localisée directement en bordure de voirie, sans accotement végétalisé. Cette noue est drainée et étanche, ce qui permet l'estimation des flux de micropolluants. Cet ouvrage sera suivi pour évaluer sa capacité à améliorer la qualité de l'eau ; on aura également pour objectif de réaliser un bilan de masse de l'ouvrage pour un certain nombre de micropolluants, un travail qui impliquera l'évaluation des flux entrants et sortants et des stocks présents dans le substrat à l'état initial et à la fin du la période de suivi.

Il n'est plus possible de comparer plusieurs configurations de fossé comme cela était initialement prévu par l'étude, mais il est possible de comparer l'efficacité dans un système de noue filtrante avec celui d'une bande enherbée munie d'une couche de substrat filtrant.

### 2.1.4. Présentation de la nouvelle noue filtrante

Les travaux de construction de la nouvelle noue filtrante ont démarré le 17 février 2016 ; le substrat filtrant a été mis en place le 18 mars 2016. Ce système est localisé sur la route RD 212 à Compans, sur un bief situé en aval (par rapport au sens de circulation, c'est à dire au sud-est) du bief 1 (Noue filtrante, Figure 3). Ce nouvel ouvrage a été conçu en concertation entre le CD 77 et le LEESU, sur la base du retour d'expérience du fonctionnement des fossés filtrants en place (Figure 15, Figure 16).

Sur cette section, l'accotement végétalisé est remplacé par un accotement bitumé de faible largeur, acheminant les eaux par ruissellement superficiel dans une noue peu profonde (20 cm) munie d'un massif filtrant constitué d'un mélange terre-sable d'une épaisseur de 50 cm, d'une largeur de 70 cm et d'une longueur de 32 m. La granulométrie de ce substrat filtrant est présentée dans le Tableau 6. L'ensemble des eaux de ruissellement de la voirie rejoignent le massif filtrant sans perte ni prétraitement préalable. Les dimensions de l'ouvrage sont contraintes par la place disponible, l'ouvrage devant tenir sur l'emplacement de l'ancien accotement végétalisé.

L'extrémité de l'accotement bitumé est en pente de façon à assurer un bon écoulement de l'eau vers la noue et une répartition uniforme de ce ruissellement.

Afin d'empêcher les écoulements préférentiels à l'interface entre l'accotement et le sol suspectés sur les biefs existants, un débord de l'accotement imperméable au-dessus du massif filtrant a été réalisée au niveau de la noue filtrante. La couche de substrat filtrant du nouveau dispositif, d'une épaisseur de 0,5 m au lieu de 0,2 m pour les ouvrages initiaux, suit les recommandations internationales pour ce type de système et devrait favoriser la survie des plantes. Le substrat filtrant est produit selon la même procédure que le substrat filtrant du dispositif initial : c'est un mélange, en volume, de 40 % de terre végétale et de 60 % de sable calcaire. La noue filtrante est plantée avec *Carex gracilis*, une des espèces qui a bien survécu dans le dispositif initial.

Afin de faciliter l'échantillonnage et permettre l'évaluation des flux, le massif filtrant est entièrement étanché par une géomembrane en PEHD (Renolit Alkorplane 02339) et drainé vers une cuve par un drain agricole, également en PEHD (ATE AgroFibre).
<figure><img src="image_20.png" /><figcaption>Figure 15. Dessin de la noue filtrante - © E. Thomas 2016</figcaption></figure>

<table><caption>Tableau 6. Granulométrie du substrat filtrant de la noue filtrante après tamisage à 2 mm.</caption><thead><tr><td>Taille de grains</td><td>Proportion du substrat</td></tr></thead><tbody><tr><td>&lt; 2 µm</td><td>9,7%</td></tr><tr><td>2 – 20 µm</td><td>9,0%</td></tr><tr><td>20 – 50 µm</td><td>9,2%</td></tr><tr><td>50 – 200 µm</td><td>15,4%</td></tr><tr><td>200 – 2 000 µm</td><td>56,7%</td></tr></tbody></table>

<figure><img src="image_21.png" /><figcaption>Figure 16. Noue filtrante remplie d'eau avant la pose des redans en mai 2016 ; l'eau déborde en aval de l'ouvrage, alors qu'il n'y a pas de stockage sur la partie amont - © Leesu.</figcaption></figure>
Au droit de la noue filtrante, la RD 212 a une pente longitudinale d'environ 1,3 % dans le sens de circulation ; la surface de la noue filtrante suit la même pente. A la réalisation de la noue filtrante, cette pente limitait fortement la capacité de stockage d'eau à la surface de la noue filtrante et la surface sollicitée par l'infiltration (Figure 16). Ainsi, lorsque la noue filtrante débordait en aval, le miroir d'eau atteignait 21,8 m depuis l'extrémité aval de la noue filtrante ; le stockage d'eau, ayant une forme triangulaire du fait de la pente, avait une hauteur moyenne de 9 cm. Afin d'augmenter le volume de stockage de la noue filtrante et favoriser la sollicitation d'une plus grande proportion du substrat filtrant, deux redans ont été mis en place dans la noue filtrante, la divisant en trois sections.

Dans un premier temps, du fait d'une erreur humaine et d'un défaut de communication entre les équipes, un seuil de déversement a été placé à une distance de 11,4 m de l'extrémité aval de la noue filtrante, avec les deux redans de séparation à 17,4 m et 25,5 m de l'aval. L'ouvrage a fonctionné dans cette configuration du 7 juin 2016 au 20 juillet 2016. Ensuite, le seuil a été déplacé à l'extrémité aval de la noue filtrante et les redans ont été déplacés à des distances de 10,6 m et de 21,1 m du seuil. La noue filtrante est ainsi découpée en trois parties de dimensions similaires (Figure 17).

La Figure 18 montre le développement de la noue filtrante au cours de l'étude.
<figure><img src="image_22.png" /><figcaption>Figure 17. Schéma de l'emplacement final des redans dans la noue filtrante - © T. Kanso 2016.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_23.png" /><figcaption>Figure 18. Noue filtrante en (a) mai 2016, (b) septembre 2016, (c) mars 2017 et (d) septembre 2017 - © Leesu.</figcaption></figure>
## 2.2. Dispositif et protocoles expérimentaux

### 2.2.1. Dispositif métrologique mis en œuvre

Le dispositif métrologique mis en œuvre a pour objectif de permettre de suivre les flux d'eau et de polluants dans les eaux de ruissellement brutes, dans le drainage de l'accotement filtrant et le drainage de la noue filtrante. Pour ce faire, chacun de ces points était équipé d'une mesure de débit en continu et d'un dispositif de collecte d'échantillons moyens événementiels, représentatifs du volume écoulé. A chaque point d'échantillonnage, deux types de flaconnage peuvent être disposés simultanément : l'un en plastique (PEHD) dont le contenu sera dédié à l'analyse des ETM et l'autre en verre dont le contenu permettra l'analyse des micropolluants organiques. En plus de cela, les anciens ouvrages (biefs 1-3) et la nouvelle noue filtrante étaient équipés de capteurs pour le suivi en continu de la succion et de la teneur en eau afin de connaître l'état hydrique du sol. Le sol a été échantillonné afin d'évaluer le stock de polluants cumulés au cours de l'étude.

#### 2.2.1.1. Suivi des eaux de ruissellement de voirie (RR)

Les eaux de ruissellement, dénommées eaux brutes, de la route sont collectées dans un regard dédié, alimenté par un bassin versant de voirie de 945 m² (cf. Bassin versant référence de la Figure 3 et point de mesure RR dans la Figure 19). L'eau entre dans ce regard par un avaloir (Figure 20). L'alimentation électrique du dispositif expérimental est assurée par une batterie rechargée par des panneaux solaires. Les conditions humides dans ce regard ont entraîné plusieurs pannes du système électronique, menant à une perte de certaines données en continu et des défaillances d'échantillonnage pour quatre des 19 événements échantillonnés.

##### 2.2.1.1.1. Mesure du débit

Le suivi hydrologique est fait par un auget basculant (UFT, Figure 21). Chaque basculement correspond à un volume de 17,4 L. Les basculements horodatés de l'auget sont enregistrés en continu depuis le 26 novembre 2015. La mesure est valable jusqu'à un débit de 4,33 L/s ou 15 600 L/h.

##### 2.2.1.1.2. Suivi qualité et échantillonnage

Un suivi en continu de la qualité des eaux brutes est réalisé à l'aide d'une sonde multi-paramètres (conductivité électrique, turbidité et température) depuis le 26 novembre 2015 (Figure 22). Les données de turbidité issues de ce suivi sont notamment utilisées pour affiner le calcul du flux entrant dans la noue filtrante nécessaire à l'établissement du bilan de masse.

Les eaux brutes sont échantillonnées par deux échantillonneurs automatiques avec pompe péristaltique (Sigma SD 900 P), les deux prélevant l'eau au niveau de l'entrée du regard (Figure 23) à l'aide d'un tuyau en téflon. Les échantillonneurs automatiques ont été réglés pour récupérer 250 mL tous les 10 basculements de l'auget (174 L), ce qui correspond à 0,14 % du volume écoulé. Chaque tête de prélèvement alimente un monoflacon de 20 L situé dans une enceinte réfrigérée. Afin de pouvoir analyser tous les polluants, chaque préleveur contient un monoflacon de type différent : verre et plastique.
<figure><img src="image_24.png" /><figcaption>Figure 19. Schéma des points d'échantillonnage à Compans, RR est le point d'échantillonnage des eaux de ruissellement non traitées ; BFS est le point d'échantillonnage dans le drain de la noue filtrante ; VFS est le point d'échantillonnage de l'accotement filtrant.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_25.png" /><figcaption>Figure 20. Avaloir du regard des eaux brutes.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_26.png" /><figcaption>Figure 21. Auget basculant du regard des eaux brutes.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_27.png" /><figcaption>Figure 22. Sonde multi-paramètres.</figcaption></figure>
<figure><img src="image_28.png" /><figcaption>Figure 23. Plan du regard d'échantillonnage des eaux brutes (adapté de © CD 77, 2014).</figcaption></figure>

### 2.2.1.1. Suivi des eaux traitées

#### 2.2.1.1.1. Mesure du débit

Les eaux drainées sous l'accotement filtrant arrivent dans une cuve enterrée (point de mesure VFS). La mesure de débit se fait par auget basculant (Précis-Mécanique). Chaque basculement correspond à un volume d'environ 1 L ; un étalonnage *in situ* montre un volume moyen de 1,16 L. Cet auget permet de mesurer un débit jusqu'à 0,29 L/s ou 1 040 L/h. Ces équipements ont été installés dans le cadre du programme de mesures mené par le CD 77. Les données sont enregistrées par une mini-centrale d'acquisition des données. La mesure de débit en continu est en cours depuis le 24 octobre 2013 ; des dysfonctionnements du système d'enregistrement de données ont occasionné la perte de quelques mois de données.

<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>Figure 24. Déversoir triangulaire employé pour mesurer la surverse de la noue filtrante.</figcaption></figure>

Un auget basculant identique est en place dans la cuve enterrée dans laquelle débouche le drain de la noue filtrante (point de mesure BFS). L'étalonnage *in situ* de cet auget montre un volume moyen de 1,07 L. Cet auget permet à mesurer un débit jusqu'à 0,27 L/s ou 960 L/h. L'auget est relié à une centrale d'acquisition des données. La mesure de débit dans la noue filtrante a démarré le 7 avril 2016.

La noue filtrante comporte un dispositif de surverse, équipé d'un déversoir triangulaire à lame mince avec un capteur mesurant la hauteur d'eau, relié à une centrale d'acquisition, afin de déterminer le débit surversé (Figure 24). Ce dispositif fonctionne depuis le 30 septembre 2016.
### 2.2.1.1.2. Echantillonnage de l'eau

#### 2.2.1.1.2.1. Eaux drainées

Un dispositif de fractionnement et d'échantillonnage des eaux drainées de l'accotement filtrant (point VFS de la Figure 19) a été mis en place dans la cuve récupérant les eaux de drainage. Une fraction de l'eau sortant de l'auget à chaque basculement est collectée par des goulottes et stockée dans des flacons (Figure 25). Afin d'assurer la compatibilité des matériaux du système de collecte avec les micropolluants analysés, deux types de système de fractionnement ont été mis en place. Les nutriments et les métaux sont analysés dans l'eau collectée par un système en plastique (goulotte en PVC, flacon en PEHD, tuyau en téflon), alors que les micropolluants organiques sont analysés dans l'eau collectée par un système en inox (goulotte), en téflon (tuyau) et en verre (flacon). Chaque système est dédoublé afin de pouvoir mettre 2 flacons de 10 L en verre et 2 flacons de 10 L en plastique pour chaque événement (on utilise des flacons de 10 L au lieu de flacons de 20 L comme pour les autres points du fait du faible dénivelé entre la tablette sur laquelle est fixé l'auget et le fond de la cuve). Le système de fractionnement a été installé en novembre 2015. Des tests ont été faits en alimentant manuellement l'auget en eau afin de déterminer le pourcentage du volume collecté par basculement. Ces tests ont montré qu'environ 3 % du volume total de l'eau est collectée par tuyau (soit 7 % en total pour les deux flacons en verre et 7 % en total pour les deux flacons en plastique).

<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>Figure 25. Système de fractionnement de l'eau dans la cuve de l'accotement filtrant.</figcaption></figure>

Un système semblable est mis en œuvre dans la cuve de la noue filtrante (point de mesure BFS de la Figure 19). Dans ce système, des tuyaux avec un revêtement intérieur en téflon (Tygon) collectent une fraction de l'eau à chaque basculement d'auget et sont introduits dans des flacons lors de l'échantillonnage (Figure 26). Ces tuyaux récupèrent chacun environ 1 % du volume écoulé. Sur ce point, on utilise des flacons de 20 L dans lesquels on insère un ou deux tuyaux en fonction de la hauteur de pluie prévue pour un événement pluvieux. Comme sur les autres points de prélèvements, l'eau pour l'analyse des micropolluants métalliques est collectée dans des flacons en plastique alors que celle pour l'analyse de micropolluants organiques est collectée dans les flacons en verre.
<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>Figure 26. Système de fractionnement de l'eau dans la cuve de la noue filtrante.</figcaption></figure>

#### 2.2.1.1.2.2. Eaux issues du ruissellement de surface

Les eaux de ruissellement s'écoulant en surface de l'accotement filtrant et de l'accotement du bief 2 de l'ouvrage initial étaient collectées à l'aide de deux gouttières en inox sur chaque bief (soit, au total, 4 gouttières), installé au niveau du talus (Figure 27 et Figure 28). La première gouttière (G1) a été installée en novembre 2015, G3 a été installée en avril 2016, alors que G2 et G4 ont été installées en septembre 2016. Ces gouttières étaient installées dans l'objectif d'estimer les flux d'eau et de polluants sortant de l'ouvrage via le ruissellement de surface.

<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>Figure 27. Emplacement des gouttières sur l'accotement filtrant et le bief 2.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>Figure 28. Première gouttière installée sur l'accotement filtrant (G3).</figcaption></figure>
Comme nous l'avons vu en Section 2.1.2, si l'écoulement en lame mince est uniforme sur les deux biefs, on s'attendrait à avoir plus de ruissellement sortant de l'accotement du Bief 2 que de l'accotement filtrant (Bief 1) du fait de la perméabilité plus faible du sol. En revanche, on devrait observer les mêmes coefficients de ruissellement entre différents emplacements au sein d'un même bief. Dans ce cas, les flux de polluants mesurés au niveau des gouttières devraient être répétables entre deux gouttières sur un même bief et pourraient être extrapolées à toute la longueur des biefs.

Cependant, durant la période pour laquelle des mesures sont disponibles pour deux gouttières au niveau de chaque bief, nous observons que les résultats ne sont pas répétables, ni en terme de volumes collectés (Tableau 7), ni en terme de qualité (Tableau 8). Sur l'accotement du Bief 2, les coefficients de ruissellement ($C_R$) au niveau de la G2 tendent à être plus élevés que ceux sur la G1 (sauf pour l'événement du 24 octobre 2016). La différence entre les deux gouttières est encore plus remarquable au niveau de l'accotement filtrant, où le coefficient de ruissellement de G3 était systématiquement supérieur à celui de G4, d'un facteur égal à au moins deux et jusqu'à 200. Cette variabilité confirme ce que la cartographie de contamination du sol indiquait : l'écoulement sur les accotements n'est pas uniforme. Les $C_R$ très élevés observés à la G3 indiquent qu'elle se situe au niveau d'un écoulement concentré.

<table><caption>Tableau 7. Coefficients de ruissellement observés pour les quatre gouttières installées sur les Bief 1 et 2. Le $C_R$ est représenté comme une limite inférieure lorsque le flacon de collecte a débordé au cours de l'événement pluvieux.</caption><thead><tr><th rowspan="3"></th><th colspan="4">Coefficients de ruissellement</th></tr><tr><th colspan="2">Bief 2</th><th colspan="2">Accotement filtrant</th></tr><tr><th>G1</th><th>G2</th><th>G3</th><th>G4</th></tr></thead><tbody><tr><td>24 octobre 2016</td><td>0,077</td><td>0,019</td><td>&gt; 0,21</td><td>0,058</td></tr><tr><td>9 novembre 2016</td><td>0</td><td>0,013</td><td>&gt; 0,44</td><td>0,0078</td></tr><tr><td>9 janvier 2017</td><td>0</td><td>0,025</td><td>&gt; 0,56</td><td>0,025</td></tr><tr><td>27 février 2017</td><td>0</td><td>0</td><td>&gt; 0,58</td><td>0,0026</td></tr><tr><td>1er mars 2017</td><td>0,0019</td><td>0,11</td><td>&gt; 0,25</td><td>&gt; 0,11</td></tr><tr><td>30 avril 2017</td><td>0,0012</td><td>0,0065</td><td>&gt; 0,36</td><td>0,0041</td></tr></tbody></table>

<table><caption>Tableau 8. Concentrations en MES observées dans l'eau collectée par les quatre gouttières installées sur les biefs 1 et 2 et dans les eaux de ruissellement brutes (RR). Seulement trois concentrations dans les eaux de ruissellement brutes étaient disponibles pendant cette période du fait de problèmes techniques.</caption><thead><tr><th rowspan="3"></th><th rowspan="3">RR</th><th colspan="4">Concentrations en MES</th></tr><tr><th colspan="2">Bief 2</th><th colspan="2">Bief 1 (accotement filtrant)</th></tr><tr><th>G1</th><th>G2</th><th>G3</th><th>G4</th></tr></thead><tbody><tr><td>24 octobre 2016</td><td>-</td><td>47</td><td>8</td><td>369</td><td>77</td></tr><tr><td>9 novembre 2016</td><td>-</td><td>-</td><td>99</td><td>144</td><td>35</td></tr><tr><td>9 janvier 2017</td><td>582</td><td>-</td><td>91</td><td>694</td><td>35</td></tr><tr><td>27 février 2017</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>446</td><td>193</td></tr><tr><td>1er mars 2017</td><td>932</td><td>1043</td><td>594</td><td>445</td><td>481</td></tr><tr><td>30 avril 2017</td><td>231</td><td>103</td><td>53</td><td>110</td><td>100</td></tr></tbody></table>

Les concentrations en MES observées à G3, généralement du même ordre que celles observées dans le RR, indiquent que pour les écoulements concentrés, peu d'amélioration de la qualité de l'eau est observée. La qualité de l'eau est bien meilleure à G1, G2 et G4 pour les trois premiers événements. Mais, les volumes recueillis étaient si faibles qu'il n'est pas certain qu'il s'agissait d'eau de ruissellement de voirie ayant été prétraitée par les accotements ; en effet, cela pourrait corespondre plutôt à de l'eau de pluie tombée directement sur l'accotement. Les concentrations en MES dans l'eau collectée à G1, G2 et G4 étaient beaucoup plus élevées pour les événements du 1er mars 2017, ce qui pourrait être interprété comme (1) une élimination moins efficace des particules du RR, (2) une plus grande proportion du RR dans l'eau recueillie comparativement aux précipitations directes sur le VFS ou (3) une érosion des particules du sol.

La non-uniformité de l'écoulement sur les accotements est probablement due à un terrain accidenté et à l'accumulation de sédiments le long de la route qui constitue un obstacle à l'entrée d'eau. Bien que cela diminue presque certainement la qualité de l'eau et la performance hydrologique du système, cela signifie aussi que les échantillons prélevés ne peuvent pas être considérés comme représentatifs de la performance du système dans son ensemble. Par conséquent, ces résultats ne seront pas interprétés en termes d'efficacité du traitement des micropolluants. Cela indique aussi que les flux sortant de l'accotement filtrant ne peuvent pas être complétement comptabilisés. Ainsi, l'interprétation des données au niveau de l'accotement filtrant sera limitée à une interprétation des concentrations retrouvées dans l'eau drainée.
2.2.1.2. **Suivi de l'état hydrique du sol des ouvrages**

2.2.1.2.1. Biefs 1-3 de l'ouvrage initial

Comme prévu initialement, l'état hydrique des biefs 1-3 est suivi par des mesures en continu de la succion et de la teneur en eau.

Le suivi de la teneur en eau se fait par une combinaison de capteurs type EC-5 et EC-5TE de Decagon.
Ces capteurs utilisent respectivement la constante diéléctrique et la permittivité diéléctrique pour
mesurer la teneur en eau. Le capteur EC-5TE mesure également la température et la conductivité.
Chaque type de capteur a été étalonné en laboratoire pour le type de sol en place. Les capteurs de
mesure de la teneur en eau actuellement installés dans ces ouvrages (Figure 5 et Figure 7) sont
présentés dans le Tableau 9.

Le suivi de la tension se fait par des capteurs à base capacitive (MPS-6 de Decagon) et par un tensiomètre (T8 de UMS). Ces deux types de capteurs mesurent la tension du sol dans des gammes différentes. Le MPS-6 est plus adapté à des mesures en milieu sec, alors que les T4 et T8 sont plus adaptés à des mesures en milieu humide. Les MPS 6 sont capables de mesurer des tensions entre -9 kPa et -100 000 kPa et sont considérés fiables jusqu'à -4 500 kPa. Ils ne sont donc pas capables d'indiquer quand le sol est saturé. Au contraire, le T8 fonctionne mieux en sol humide, avec une gamme de mesure entre -85 kPa et 100 kPa. Il peut donc indiquer quand le sol est saturé et même quand une pression hydrostatique est présente, mais ne fonctionne pas quand le sol est très sec.

Les premiers tronçons ont été équipés en capteurs en février 2015 (Figure 29 et Figure 30), à l'exception
des tensiomètres type T8 sur les accotements des biefs 1 et 2 qui n'ont pas encore été installés. Les
tensiomètres (Figure 5 et Figure 7) sont récapitulés dans le Tableau 10.

<figure><img src="image_34.png" /><figcaption>Figure 29. Installation de capteurs hydrologiques sur l'accotement du bief 2.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>Figure 30. Installation d'un tensiomètre T8 sous le fossé du bief 2.</figcaption></figure>
<table><caption>Tableau 9. Capteurs de mesure de la teneur en eau actuellement installés.</caption><thead><tr><th>Bief</th><th>Type et dénomination de capteur</th><th>Type de sol</th><th>Localisation</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="7">Bief 1</td><td>EC5 – 5</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Accotement – 50 cm de la fin de l'enrobé de la route, 6 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 – 6</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Accotement – 150 cm de la fin de l'enrobé de la route, 8 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 – 7</td><td>Terre végétale (limoneuse)</td><td>Accotement – 75 cm de la fin de l'enrobé de la route, 5 cm sous la nappe drainante</td></tr><tr><td>EC5 – 8</td><td>Terre végétale (limoneuse)</td><td>Accotement – 175 cm de la fin de l'enrobé de la route, 5 cm sous la nappe drainante</td></tr><tr><td>EC5TE – 5</td><td>Terre végétale (limoneuse)</td><td>Accotement – 125 cm de la fin de l'enrobé de la route, 5 cm sous la nappe drainante</td></tr><tr><td>EC5TE – 6</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Accotement – 100 cm de la fin de l'enrobé de la route, 10 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5TE – 7</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Fossé – 30 cm depuis le bord du fond du fossé en direction de la route, 6 cm de profondeur</td></tr><tr><td rowspan="8">Bief 2</td><td>EC5 – 1</td><td>Terre végétale (limoneuse)</td><td>Accotement – 50 cm de la fin de l'enrobé de la route, 6 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 – 2</td><td>Terre végétale (limoneuse)</td><td>Accotement – 150 cm de la fin de l'enrobé de la route, 8 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 – 3</td><td>Terre végétale (limoneuse)</td><td>Accotement – 75 cm de la fin de l'enrobé de la route, 17 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 – 4</td><td>Terre végétale (limoneuse)</td><td>Accotement – 175 cm de la fin de l'enrobé de la route, 17 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5TE – 1</td><td>Terre végétale (limoneuse)</td><td>Accotement – 100 cm de la fin de l'enrobé de la route, 10 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5TE – 2</td><td>Terre végétale (limoneuse)</td><td>Accotement – 125 cm de la fin de l'enrobé de la route, 21 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5TE – 3</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Fossé – 30 cm depuis le bord du fond du fossé en direction de la route, 6 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5TE – 4</td><td>Sol argileux</td><td>Fossé – 30 cm depuis le bord du fond du fossé en direction de la route, 10 cm sous la couche de gravier (42 cm de profondeur)</td></tr><tr><td rowspan="2">Bief 3</td><td>EC5 – 9</td><td>Sol limoneux</td><td>Fossé – 15 cm depuis le bord du fond du fossé en direction de la route, 6 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 – 10</td><td>Sol argileux</td><td>Fossé – 15 cm depuis le bord du fond du fossé en direction de la route, 42 cm de profondeur</td></tr></tbody></table>

<table><caption>Tableau 10. Capteurs de tension actuellement installés.</caption><thead><tr><th>Bief</th><th>Type et dénomination de capteur</th><th>Type de sol</th><th>Localisation</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">Bief 1</td><td>MPS6 – 3</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Accotement – 110 cm de la fin de l'enrobé de la route, 10 cm de profondeur</td></tr><tr><td>MPS6 – 4</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Fossé – 40 cm depuis le bord du fond du fossé en direction de la route, 6 cm de profondeur</td></tr><tr><td>T8 – 2</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Accotement – 120 cm de la fin de l'enrobé de la route, 10 cm de profondeur (n'est pas encore installée)</td></tr><tr><td rowspan="4">Bief 2</td><td>MPS6 – 1</td><td>Terre végétale (limoneuse)</td><td>Accotement – 110 cm de la fin de l'enrobé de la route, 10 cm de profondeur</td></tr><tr><td>MPS6 – 2</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Fossé – 40 cm depuis le bord du fond du fossé en direction de la route, 6 cm de profondeur</td></tr><tr><td>T8 – 1</td><td>Terre végétale (limoneuse)</td><td>Accotement – 120 cm de la fin de l'enrobé de la route, 10 cm de profondeur (n'est pas encore installée)</td></tr><tr><td>T4 – 1</td><td>Sol argileux</td><td>Fossé – 52 cm depuis le bord du fond du fossé en direction de la route, 10 cm sous la couche de gravier (42 cm de profondeur)</td></tr><tr><td rowspan="2">Bief 3</td><td>MPS6 – 5</td><td>Sol limoneux</td><td>Fossé – 25 cm depuis le bord du fond du fossé en direction de la route, 6 cm de profondeur</td></tr><tr><td>T4 – 2</td><td>Sol argileux</td><td>Fossé – 27 cm depuis le bord du fond du fossé en direction de la route, 42 cm de profondeur</td></tr></tbody></table>
### 2.2.1.2.2. Noue filtrante

Afin de suivre l'état hydrique du sol dans la nouvelle noue filtrante, des capteurs de mesure de la teneur en eau et de la tension ont été mises en place dans 4 sections de mesures (Figure 31 et Figure 32), le 29 et le 30 septembre 2016. Pour suivre la variation de la teneur en eau dans le sol verticalement et longitudinalement, après la division de la noue en trois parties à l'aide des redans en béton, les capteurs de mesure de la teneur en eau (Tableau 11) ont été placés à différentes profondeurs (10, 20 et 40 cm) et dans les 4 sections. Pour mesurer la tension, des tensiomètres (T4 et T8, Tableau 11) ont été installés à 25 et 41 cm de profondeur. Dans la section B, deux rangées de capteurs de mesure de la teneur en eau ont été installées, pour étudier non seulement la variation verticale dans la section, mais aussi la variation transversale dans cette section, sachant qu'une partie de la noue se trouve au-dessous de la bordure bitumineuse.

<table><caption>Tableau 11. Capteurs de mesure de la teneur en eau et de la tension installés dans la nouvelle noue filtrante</caption><thead><tr><th></th><th>Type et n° capteur</th><th>Type de sol</th><th>Localisation</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="12">Capteurs de mesure de la teneur en eau</td><td>EC5 - 1</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section B_82 cm depuis la glissière, 10 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 - 2</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section B_82 cm depuis la glissière, 25 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 - 3</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section B_82 cm depuis la glissière, 41,7 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 - 4</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section B_52 cm depuis la glissière, 10 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 - 5</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section B_52 cm depuis la glissière, 25 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 - 6</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section B_52 cm depuis la glissière, 41,7 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 - 7</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section C_77 cm depuis la glissière, 12 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 - 8</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section C_77 cm depuis la glissière, 25 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 - 9</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section C_77 cm depuis la glissière, 45 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5 TE - 1</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section A_76 cm depuis la glissière, 10 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5TE - 2</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section A_76 cm depuis la glissière, 24 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5TE - 3</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section A_76 cm depuis la glissière, 44 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5TE - 4</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section D_76 cm depuis la glissière, 10 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5TE - 5</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section D_76 cm depuis la glissière, 25 cm de profondeur</td></tr><tr><td>EC5TE - 6</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante section D_76 cm depuis la glissière, 39 cm de profondeur</td></tr><tr><td rowspan="4">Capteurs de mesure de la tension</td><td>T1</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante décalé de 20 cm de la section A_76 cm depuis la glissière, 25 cm de profondeur</td></tr><tr><td>T2</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante décalé de 20 cm de la section B_75 cm depuis la glissière, 25 cm de profondeur</td></tr><tr><td>T3</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante décalé de 20 cm de la section B_75 cm depuis la glissière, 41,7 cm de profondeur</td></tr><tr><td>T4</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante décalé de 20 cm de la section C_77 cm depuis la glissière, 25 cm de profondeur</td></tr><tr><td>T5</td><td>Mélange terre-sable</td><td>Noue filtrante décalé de 20 cm de la section D_76 cm depuis la glissière, 25 cm de profondeur</td></tr></tbody></table>
<figure><img src="image_36.png" /><figcaption>Figure 31. Coupe longitudinale de la noue filtrante</figcaption></figure>

<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>Figure 32. Sections transversales de mesure dans la nouvelle noue filtrante</figcaption></figure>

#### 2.2.1.3. Mesure de la pluie

La pluie est mesurée par une station météorologique implantée sur site (environ 30 m au sud-ouest de l'accotement filtrant suivi). Cette station, localisée dans l'enceinte d'un centre sportif appartenant à Aéroport de Paris, a été mise en œuvre par le CD 77 dans le cadre de son expérimentation à Compans ; elle est gérée par l'entreprise PulsoWeb. La pluie est mesurée par auget basculant ayant une résolution de 0,2 mm. Ce dispositif enregistre l'heure de chaque basculement. A partir d'une chronique d'heures de basculement, on peut calculer les cumuls et les intensités de pluie au pas de temps désiré.

### 2.2.2. Echantillonnage de l'eau

#### 2.2.2.1. Protocoles de l'échantillonnage de l'eau

L'échantillonnage a été effectué selon les méthodes déterminées par la tâche 3 du projet Roulépur sur l'harmonisation de mesures (cf. Livrable 3.2). Les méthodes spécifiques à Compans sont décrites brièvement ci-dessous.

L'échantillonnage de l'eau se fait à l'échelle de l'événement pluvieux. Seuls les événements pluvieux ayant lieu entre le dimanche matin et le mercredi soir sont échantillonnés. En effet, le traitement d'un échantillon nécessite deux jours consécutifs de travail en laboratoire, et doit nécessairement commencer dès la récupération de l'échantillon afin d'éviter la dégradation des micropolluants organiques ou des évolutions dans la répartition dissous-particulaire.

Chaque campagne d'échantillonnage implique deux interventions sur le terrain. L'objet de la première intervention est de nettoyer les équipements d'échantillonnage, mettre en place les flacons et déclencher le programme de prélèvement dans le regard des eaux brutes. Cette intervention est planifiée suite à une prévision météorologique d'une pluie significative (> 2 mm de pluie) devant avoir lieu l'un des jours de la semaine pour lesquels l'échantillonnage est possible.
Le regard des eaux brutes est équipé d'un dispositif permettant l'envoi d'un SMS pour signaler la fin de l'écoulement en provenance de la voirie et déclencher ainsi la deuxième intervention de la campagne correspondant à la récupération des échantillons. Cette intervention doit avoir lieu dans les 24 heures suivant la réception de ce message. Les flacons ainsi que les données de débit et les mesures en continu de qualité sont alors récupérés.

Ces interventions de terrain sont effectuées par une équipe constituée par au moins deux personnes. Intrinsèquement liées aux conditions météorologiques, elles ne peuvent pas être prévues à l'avance, ce qui constitue un défi d'organisation. Il convient en effet de mobiliser rapidement les ressources humaines disponibles pour aider à leur mise en œuvre. De ce fait, un grand nombre de personnes ont participé à ces campagnes.

Suite à la récupération des échantillons sur le terrain, ils sont transportés au laboratoire du LEESU à Créteil. Dans la même journée, chaque échantillon est réparti en aliquotes nécessaires aux différentes analyses et certains sous-échantillons sont expédiés au CEREMA de Trappes ou à l'IFSTTAR de Nantes. De plus, les échantillons doivent être filtrés pour les analyses effectuées au LEESU (MES/COD/COP, alkylphénols et phtalates). Le pH, la conductivité et la turbidité sont également mesurés.

Suite au prétraitement des échantillons, les flacons d'échantillonnage sont rincés abondamment à l'eau du robinet de façon à décrocher toutes les particules pouvant adhérer aux parois. Ensuite, chaque flacon est rempli par de l'eau de robinet avec l'équivalent d'un bouchon de détergent (TFD4 pour les flacons en verre, Extran pour les flacons en plastique).Les flacons restent ainsi pendant une durée de 16-24 heures. Ensuite, chaque flacon est rincé plusieurs fois à l'eau du robinet de façon à enlever tout le détergent, puis trois fois à l'eau déminéralisée et deux fois à l'eau ultra-pure. Ce protocole de nettoyage est suivi immédiatement après chaque campagne de façon à s'assurer que les flacons soient préparés à l'avance et prêts pour la campagne suivante.

### 2.2.2.2. Bilan des campagnes d'échantillonnage de l'eau

19 événements pluvieux ont été échantillonnés entre février 2016 et juillet 2017 (Figure 33). L'objectif initial était d'échantillonner de façon simultanée les eaux brutes et les eaux en sortie des deux ouvrages de biofiltration. Cependant, puisque la noue filtrante a été mise en œuvre en mars 2016 et du fait de problèmes techniques survenus lors de l'échantillonnage (pannes électroniques et de batterie dans le regard des eaux brutes, problèmes de vidange de la cuve d'échantillonnage de la noue filtrante, ...), certains échantillons n'étaient pas appariés. Au global, 14, 15 et 18 échantillons ont respectivement été collectés au niveau du bassin versant de référence (point d'échantillonnage RR), du drain de la noue filtrante (point d'échantillonnage BFS) et du drain de l'accotement filtrant (point d'échantillonnage VFS). Les caractéristiques des événements pluvieux échantillonnés sont présentées dans le Tableau 12.

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>Figure 33. Evénements pluvieux échantillonnés (RR en rouge, BFS en violet et VFS en bleu foncé) par rapport à la pluie journalière ; la ligne verte continue représente la mise en place du substrat dans la noue filtrante, la ligne verte pointillée représente la mise en place des redans dans la noue filtrante ; la case grise représente la période pour laquelle un bilan de masse a été effectué pour la noue filtrante, délimité à gauche par l'installation du substrat filtrant et à droite par la campagne d'échantillonnage du substrat filtrant.</figcaption></figure>
<table><caption>Tableau 12. Caractéristiques des événements pluvieux échantillonnés.</caption><thead><tr><td></td><td>Médiane (min, max)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Hauteur de pluie cumulée (mm)</td><td>7,8 (1,6; 47,2)</td></tr><tr><td>Intensité maximale (pas de temps de 6 minutes, mm/h)</td><td>11 (2; 43)</td></tr><tr><td>Intensité moyenne (mm/h)</td><td>0,47 (0,06; 2,25)</td></tr><tr><td>Durée de l'événement pluvieux (h)</td><td>18,6 (2,0; 40,0)</td></tr><tr><td>Durée de temps sec préalable (jours)</td><td>1,0 (0,1; 17,7)</td></tr></tbody></table>

### 2.2.2.3. Evaluation de l'efficacité d'échantillonnage

Au RR, un échantillon de 250 mL a été prélevé tous les 10 basculements d'augent; la durée moyenne entre les échantillons était de 6 minutes, jusqu'à 80 échantillons par événement. Les mesures continues de la turbidité ont montré que la turbidité moyenne des échantillons RR (la turbidité moyenne à chaque minute pendant laquelle les échantillons ont été prélevés) était de ± 13 % la turbidité moyenne pondérée en fonction du débit pour l'ensemble de l'événement. Au point BFS, le temps moyen entre les échantillons était de 4,6 minutes; au point VFS, il était de 1,2 minute. Bien qu'aucune mesure en continue de la turbidité n'ait été disponible à ces points, une partie de l'écoulement a été recueillie tous les deux basculements (ou tous les deux litres), de sorte que même les variations rapides de concentration ont probablement été pris en compte dans les échantillons moyens.

La méthodologie visait à recueillir des échantillons moyens pour chaque période d'échantillonnage. Afin d'évaluer l'efficacité de l'échantillonnage, la fraction du volume total d'événements couverte par l'échantillon recueilli a été calculée pour tous les événements de pluie échantillonnés. Pour ce calcul, les événements de ruissellement ont été définis comme commençant avec le premier enregistrement de précipitations et se terminant lorsque tous les débits (RR, VFS drain et BFS drain) étaient devenus négligeables (débit inférieur à 0,5 % du volume cumulé des événements au cours de la dernière heure). Chaque période d'échantillonnage comprenait de 1 à 4 événements de ruissellement (avec généralement un événement dominant).

L'efficacité était de 100 % si l'échantillon était prélevé sur toute la durée de l'événement. L'efficacité de l'échantillonnage était inférieure à 100 % lorsque (1) l'équipement d'échantillonnage était installé alors qu'il pleuvait déjà, (2) lorsque les bouteilles d'échantillonnage étaient pleines avant la fin de l'événement ou (3) lorsque l'échantillon était recueilli avant la fin du débit.

La couverture de l'événement au point VFS était souvent faible (médiane de 34 %, Tableau 13), car les contraintes géométriques dans la cuve d'échantillonnage nécessitaient des bouteilles d'échantillonnage plus petites (10 L plutôt que 20 L) qui débordaient souvent. Étant donné que des études antérieures ont montré que les concentrations de MES et de métaux à la sortie des systèmes de biofiltration étaient plus élevées au début des événements (Hatt et al., 2009a), les concentrations moyennes par événement pour le VFS peuvent avoir tendance à être légèrement surestimées et l'efficacité du traitement sous-estimée.

<table><caption>Tableau 13. Récapitulatif de la couverture des événements échantillonnés.</caption><thead><tr><td></td><td>Médiane (min, max)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Proportion du volume événementiel représenté par l'échantillon RR (%)</td><td>96 (64; 100)</td></tr><tr><td>Proportion du volume événementiel représenté par l'échantillon BFS (%)</td><td>93 (33; 100)</td></tr><tr><td>Proportion du volume événementiel représenté par l'échantillon VFS (%)</td><td>34 (10; 100)</td></tr></tbody></table>

## 2.2.3. Echantillonnage du sol

### 2.2.3.1. Méthodes d'échantillonnage du sol

La caractérisation du sol des ouvrages de biofiltration peut apporter de nombreuses informations intéressantes. Nous avons ainsi déjà vu (cf. Section 2.1.2) que ce type de travail peut aider à mieux comprendre la sollicitation relative de différentes parties de l'ouvrage. Il peut également nous fournir des éléments pour comprendre les processus de rétention de polluants. Enfin, une caractérisation de la masse de polluant stockée dans le sol est essentielle pour l'établissement d'un bilan de masse d'un ouvrage.

Le sol a été échantillonné selon la méthode développée dans la thèse de Tedoldi (2017). Selon cette méthode, l'échantillonnage du sol d'un site se fait en deux temps. Dans un premier temps, on échantillonne un grand nombre de points à la surface (premiers 1-2 cm), généralement suivant une maille régulière. Ces échantillons sont ensuite analysés par spectrométrie de Fluorescence X, une méthode d'analyse élémentaire semi-quantitative et peu coûteuse. Après analyse, on peut produire des
cartographies de teneurs en certains éléments généralement associés aux eaux de ruissellement urbaines (Pb, Zn, Cu), ce qui donne une idée de la variabilité spatiale de la contamination.

En prenant l'hypothèse que la contamination à la surface est corrélée avec la contamination en profondeur, on s'appuie sur cette cartographie pour choisir les emplacements de prélèvements en profondeur. Ainsi identifie-t-on des zones de contamination similaire dans lesquelles on prélève plusieurs carottes. Chaque carotte est découpée en 2-3 tranches pour caractériser la variabilité de la contamination avec la profondeur. Pour l'analyse des micropolluants, on mélange chaque tranche des différentes carottes afin d'obtenir un échantillon composite représentatif de la zone et de la profondeur échantillonnées. Afin d'avoir une vision de la variabilité entre les différentes carottes prélèvées dans chaque zone, on analyse chaque sous-échantillon par Fluorescence X. Nous avons déjà décrit l'application de cette méthode au niveau des accotements (cf. Section 2.1.2.1.2). Son application à la noue filtrante est décrite par la suite.

L'échantillonnage du sol de la noue filtrante suit une approche similaire. Le sol de surface de la noue filtrante a été échantillonné pour l'analyse des métaux par Fluorescence X en mars 2017, après environ un an de fonctionnement. Cet échantillonnage s'est fait selon une grille identique sur chacune des trois parties de la noue filtrante, délimitées par les redans (Figure 34a).

La campagne de carottage de la noue filtrante s'est déroulée en avril 2017. Deux ou trois zones de contamination similaire ont été délimitées dans chaque section, sur la base des cartographies de surface du Zn, du Pb et du Cu ; deux à quatre carottes ont été prélevées dans chaque zone. Ces zones, ainsi que les points de prélèvement des carottes, sont représentées dans la Figure 34b, avec en arrière-plan la cartographie de la contamination en cuivre. Chaque carotte a été découpée en trois tranches : 0-5 cm, 5-15 cm et 15-50 cm. Pour l'analyse des micropolluants organiques, un échantillon composite par zone et par profondeur a été établi. Afin de caractériser la variabilité spatiale de la contamination en profondeur, un échantillon a été prélevé pour l'analyse par Fluorescence X dans chaque carotte et à chaque profondeur. Dans un premier temps, seuls les échantillons composites de surface ont été envoyés à l'IFSTTAR de Nantes pour l'analyse des ETM et des éléments majeurs par ICP-OES après minéralisation totale, dans l'objectif d'établir une relation entre les teneurs en Cu, Zn et Pb déterminées par ces deux méthodes. Cependant, lors de l'établissement du bilan de masse, des questions associées à la variabilité des teneurs en certains éléments dans le substrat de la noue filtrante se sont posées. Il a alors été jugé utile d'analyser l'ensemble des échantillons composites par ICP-OES pour les ETM et les éléments majeurs. Pour ce faire, du sol initialement prélevé pour l'analyse des micropolluants organiques a été utilisé.

<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>Figure 34. Points d'échantillonnage du sol de la noue filtrante (a) à la surface et (b) en profondeur, avec en arrière-plan la cartographie de contamination à la surface de cuivre. Les points d'échantillonnage à la surface sont représentés par les x bleus ; les points de prélèvement de carottes sont représentés par les cercles orange.</figcaption></figure>

Les échantillons de surface sont prélevés en utilisant une petite pelle en acier inoxydable, rincée à l'eau ultra-pure entre les prélèvements. Les carottes sont prélevées avec une tarière en acier inoxydable, également lavée avec l'eau ultrapure entre chaque prélèvement.
Les échantillons pour l'analyse par Fluorescence X sont conservés dans des flacons en plastique de 125 mL. Les échantillons sont rapportés au laboratoire, séchés à l'étuve (40°C) pendant 7 jours, avant d'être broyés manuellement et tamisés à 2 mm avec un tamis en nylon. Les analyses sont réalisées au CEREMA à Trappes avec un appareil portable Niton X13t.

Les échantillons composites de sol doivent être conservés et prétraités différemment en fonction de l'analyse à effectuer. Deux à trois sous-échantillons sont ainsi prélevés pour chaque échantillon composite issu des carottes. L'analyse des hydrocarbures totaux doit se faire sur l'échantillon brut ; un échantillon spécifique est prélevé pour ce paramètre dans un flacon pré-grillé en verre ambré de 250 mL. Ce flacon est congelé en attendant son analyse. L'analyse du COP, des HAP, des alkylphénols, du BPA et des phtalates se fait suite à une extraction d'une petite masse (< 1 g) de sol. Pour ces analyses, le sol est prélevé dans un flacon pré-grillé en verre ambré de 125 mL. Dès l'arrivée au laboratoire, ces échantillons sont congelés, puis lyophilisés, tamisés à 2 mm et broyés avec un mortier afin de former une poudre avant l'extraction. Les échantillons destinés à l'analyse des ETM et des éléments majeurs par ICP-OES sont conditionnés dans des sacs en plastique, fournis par le laboratoire d'analyse (IFSTTAR de Nantes). Ces échantillons sont conservés au frais et à l'obscurité avant et pendant leur expédition au laboratoire d'analyse, puis séchés et tamisés à 2 mm avant leur minéralisation totale (mélange d'acide nitrique, d'acide fluorhydrique et d'acide chlorhydrique).

### 2.2.3.2. Bilan des campagnes d'échantillonnage du sol

L'ensemble des prélèvements et des analyses de sol effectués sur le site de Compans dans le cadre du projet Roulépur sont récapitulés dans le Tableau 14.

<table><caption>Tableau 14. Récapitulatif des échantillons et des analyses de sol du site de Compans.</caption><thead><tr><th>Descriptif de la campagne</th><th>Métaux (Fluorescence X)</th><th>Métaux (ICP-MS)</th><th>Carbone organique particulaire</th><th>Hydrocarbures totaux</th><th>Hydrocarbures aromatique polycycliques</th><th>Alkylphénols</th><th>Phtalates</th></tr></thead><tbody><tr><td>Surface des accotements du bief 1, du bief 2 et d'un bief témoin (Décembre 2015)</td><td>142</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Profondeur des accotements du bief 1 et du bief 2 (Janvier 2016)</td><td>103</td><td>9</td><td>20</td><td>20</td><td>20</td><td>20</td><td>20</td></tr><tr><td>Etat initial du sol de la noue (Mars 2016)</td><td>1</td><td>1</td><td>1</td><td>1</td><td>1</td><td>1</td><td>1</td></tr><tr><td>Surface des accotements et des fossés des biefs 1, 2, et 3 (Août 2016)</td><td>140</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Surface de la noue (Mars 2017)</td><td>90</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Profondeur de la noue (Avril 2017)</td><td>53</td><td>6</td><td>18</td><td>18</td><td>18</td><td>18</td><td>18</td></tr><tr><td>Nombre d'analyses total</td><td>529</td><td>16</td><td>39</td><td>39</td><td>39</td><td>39</td><td>39</td></tr></tbody></table>

### 2.2.4. Protocoles d'analyse des échantillons

Toutes les analyses ont été effectuées selon les protocoles définis dans le projet Roulépur (cf. Livrable 3.2) dans trois laboratoires : le LEESU, le CEREMA à Trappes et l'IFSTTAR à Nantes (Tableau 15). Les méthodes d'analyses sont décrites brièvement ci-dessous.

<table><caption>Tableau 15. Laboratoires responsables des différentes analyses.</caption><thead><tr><th>Analyse</th><th>Laboratoire(s)</th></tr></thead><tbody><tr><td>pH, conductivité</td><td>CEREMA, LEESU</td></tr><tr><td>Turbidité</td><td>LEESU</td></tr><tr><td>MES</td><td>CEREMA, IFSTTAR, LEESU</td></tr><tr><td>CO</td><td>LEESU</td></tr><tr><td>N, P</td><td></td></tr><tr><td>HT</td><td>CEREMA</td></tr><tr><td>HAP</td><td></td></tr><tr><td>Eléments majeurs</td><td>IFSTTAR de Nantes</td></tr><tr><td>ETM</td><td></td></tr><tr><td>Alkylphénols & BPA</td><td>LEESU</td></tr><tr><td>Phtalates</td><td></td></tr></tbody></table>
<table><caption>Tableau 16. Synthèse des méthodes d'analyse.</caption><thead><tr><th>Paramètre</th><th>Méthode</th><th>Limite de quantification (LQ)</th></tr></thead><tbody><tr><td>MES</td><td>Filtre : 0,7 µm fibre de verre<br>Méthode : filtration<br>Norme : NF EN 872</td><td>2 mg/L</td></tr><tr><td>CO</td><td>Filtre : 0,7 µm fibre de verre<br>Méthode : combustion catalytique – détecteur d'infrarouge<br>Norme : NF EN 1484 (dissous)</td><td>Dissous :<br>0,3 mg/L<br>Particulaire :<br><sup>70</sup>&frasl;<sub>M</sub> mg/g m.s.</td></tr><tr><td>N, P</td><td>Filtre : 0,7 µm fiberglass<br>Extraction : minéralisation et distillation NK), minéralisation (P)<br>Méthodes : titrage (KN), colorimétrie (P, NH<sub>4</sub><sup>+</sup>), chromatographie ionique (NO<sub>2</sub><sup>-</sup>, NO<sub>3</sub><sup>-</sup>, PO<sub>4</sub><sup>3-</sup>)<br>Normes : NP EN 25663 (KN), NF EN ISO 6878 (P), NF T 90-015 2 (NH<sub>4</sub><sup>+</sup>), NF T 90-015 2 (NO<sub>2</sub><sup>-</sup>, NO<sub>3</sub><sup>-</sup>, PO<sub>4</sub><sup>3-</sup>)</td><td>Dissous et total :<br>1 (KN), 0,1 (P) mg/L<br>Dissous :<br>0,04 (N-NH<sub>4</sub><sup>+</sup>), 0,08 (N-NO<sub>2</sub><sup>-</sup>), 0,05 (N-NO<sub>3</sub><sup>-</sup>), 0,16 (P-PO<sub>4</sub><sup>3-</sup>) mg/L</td></tr><tr><td>ETM</td><td>Filtre : 0,45 µm acétate de cellulose<br>Méthodes : ICP-MS et ICP-OES<br>Extraction : acidification à 1 % HNO<sub>3</sub> (dissous), attaque totale par HF et HClO<sub>4</sub>, évaporation et reprise du résidu avec HNO<sub>3</sub> (particulaire)<br>Normes : NF X31-147 (digestion acide), NF EN ISO 17294 (ICP-MS), NF EN ISO 11885 (ICP-OES)</td><td>Dissous :<br>0,1 (As), 0,1 (Cd), 2 (Co), 0,1 (Cr), 0,2 (Cu), 0,2 (Ni), 0,1 (Pb), 0,1 (V), 0,3 (Zn) µg/L<br>Particulaire : 1 (As), 0,1 (Cd), 0,4 (Co), 1 (Cr), 0,4 (Cu), 1 (Ni), 1 (Pb), 0,4 (V), 1 (Zn) mg/kg m.s.</td></tr><tr><td>Eléments majeurs</td><td>Filtre : 0,45 µm acétate de cellulose<br>Extraction : acidification à 1 % HNO<sub>3</sub> (dissous), attaque totale par HF et HClO<sub>4</sub>, évaporation et reprise du résidu avec HNO<sub>3</sub> (particulaire)<br>Méthode : ICP OES<br>Norme : NF X31-147 (attaque totale), NF EN ISO 11885 (ICP-OES)</td><td>Dissous :<br>0,1 (Al), 0,005 (Fe), 0,001 (Mn), 0,002 (Mo), 0,001 (Sr), 0,002 (Ti), 0,1 (Na), 0,1 (K), 0,01 (Mg), 0,1 (Ca), 0,005 (Ba), 0,06 (Si) mg/L<br>Particulaire :<br>20 (Al), 1 (Fe), 0,2 (Mn), 0,1 (Sr), 0,4 (Ti), 20 (Na), 20 (K), 2 (Mg), 20 (Ca), 1 (Ba), 200 (Si) mg/kg m.s.</td></tr><tr><td>TPH</td><td>Filtre : 0,7 µm fibre de verre<br>Extraction : Liquide-liquide (dissous), solide-liquide ultrason (particulaire)<br>Méthode : GC-FID<br>Norme : NF EN ISO 9377-2 (dissous), NP ISO 16703 (particulaire)</td><td>Dissous :<br>0,2 mg/L<br>Particulaire :<br><sup>50</sup>&frasl;<sub>M</sub> mg/g m.s.</td></tr><tr><td>PAH</td><td>Filtre : 0,7 µm fibre de verre<br>Extraction : liquide-liquide (dissous), solide-liquide ultrason (particulaire)<br>Méthode : GC-MS<br>Norme : XP ISO-TS 28581 et NF ISO 28540 (dissous), XP X33-012 and NF EN 15527 (particulaire)</td><td>Dissous :<br>10 ng/L<br>Particulaire :<br><sup>20</sup>&frasl;<sub>M</sub> µg/g m.s.</td></tr><tr><td>BPA/AP</td><td>Filtre : 0,7 µm fibre de verre<br>Extraction : extraction sur phase solide (dissous), micro-onde (particulaire)<br>Méthode : UPLC-MSMS</td><td>Dissous :<br>11 (BPA), 79 (NP), 31 (NP<sub>1</sub>EO), 62 (NP<sub>2</sub>EO), 2 (NP<sub>1</sub>EC), 7 (OP), 17 (OP<sub>1</sub>EO), 5 (OP<sub>2</sub>EO) ng/L<br>Particulaire :<br><sup>2.6</sup>&frasl;<sub>M</sub> (BPA), <sup>20</sup>&frasl;<sub>M</sub> (NP), <sup>7.7</sup>&frasl;<sub>M</sub> (NP1EO), <sup>16</sup>&frasl;<sub>M</sub> (NP2EO), <sup>0.43</sup>&frasl;<sub>M</sub> (NP1EC), <sup>1.7</sup>&frasl;<sub>M</sub> (OP), <sup>4.2</sup>&frasl;<sub>M</sub> (OP1EO), <sup>1.3</sup>&frasl;<sub>M</sub> (OP2EO) µg/g m.s.</td></tr><tr><td>PAE</td><td>Filtre : 0,7 µm fibre de verre<br>Extraction : extraction sur phase solide (dissous), micro-onde (particulaire)<br>Méthode : GC-MS</td><td>Dissous :<br>250 (DMP), 520 (DiBP), 180 (DBP), 350 (DEHP), 110 (DNP) ng/L<br>Particulaire :<br><sup>63</sup>&frasl;<sub>M</sub> (DMP), <sup>130</sup>&frasl;<sub>M</sub> (DiBP), <sup>44</sup>&frasl;<sub>M</sub> (DBP), <sup>88</sup>&frasl;<sub>M</sub> (DEHP), <sup>28</sup>&frasl;<sub>M</sub> (DNP), µg/g m.s.</td></tr></tbody></table>
Dans le projet Roulépur, les micropolluants sont analysés à la fois dans la phase dissoute et dans la phase particulaire. Pour ce faire, les échantillons doivent être filtrés rapidement après leur réception au laboratoire, afin d'éviter une évolution de cette répartition pouvant avoir lieu au cours du vieillissement de l'échantillon. Les échantillons d'eau sont filtrés sur un filtre pré-pesé et, pour les polluants organiques, pré-grillé. Le filtrat est réservé pour l'analyse de la fraction dissoute, généralement après extraction et pré-concentration afin d'atteindre une concentration en solution pouvant être quantifiée par les méthodes d'analyse employées. Le filtre est conservé et séché par une méthode adaptée à l'analyse visée (i.e. lyophilisation pour les micropolluants organiques, séchage à l'étuve pour le COP). Une fois séché, le filtre est pesé afin de connaître la masse en particules retenues. Il fait ensuite l'objet d'une extraction ; l'analyse de cet extrait permet alors la caractérisation de la teneur en polluant. La concentration totale ($C_T$) dans l'eau est calculée selon l'équation suivante, où $C_D$ est la concentration dissoute, $S_P$ est la teneur des particules et $C_{MES}$ est la concentration en MES de l'eau.

$$C_T = C_D + S_P \cdot C_{MES}$$

Le pH et la conductivité sont analysés avec une sonde multiparamètres Multi 340i de l'entreprise WTW, alors que la turbidité est mesurée par néphélométrie avec un turbidimètre 2100P de l'entreprise Hach. Les autres méthodes d'analyse employées sont récapitulées dans le Tableau 16. Ces méthodes ont toutes été développées et validées en dehors du cadre de la thèse. Les incertitudes associées à ces méthodes sont présentées dans le Tableau 17.

<table><caption>Tableau 17. Incertitudes associées aux méthodes d'analyse.</caption><thead><tr><th>Paramètre</th><th>Incertitude</th></tr></thead><tbody><tr><td>MES</td><td>Niveau de confiance (NC) : 95 %<br/>±10/√3</td></tr><tr><td>C<br/>organique</td><td>NC : 95 %<br/>± 10 %</td></tr><tr><td>N, P</td><td>NC : 95 %<br/>Niveau spécifié (NS) : 5 (KN), 0,2 (P), 0,08 (N-NH<sub>4</sub><sup>+</sup>), 0,08 (N-NO<sub>2</sub><sup>-</sup>), 0,11 (N-NO<sub>3</sub><sup>-</sup>),<br/>0,16 (P-PO<sub>4</sub><sup>3-</sup>) mg/L<br/>Incertitude absolue entre la LQ et la NS : ±0,5 (NK), 0,04 (P), 0,02 (N-NH<sub>4</sub><sup>+</sup>), 0,05 (N-NO<sub>2</sub><sup>-</sup>),<br/>0,01 (N-NO<sub>3</sub><sup>-</sup>), 0,07 (P-PO<sub>4</sub><sup>3-</sup>) mg/L<br/>Incertitude relative au-delà de la SL : ±10 (KN), 20 (P), 20 (N-NH<sub>4</sub><sup>+</sup>), 20 (N-NO<sub>2</sub><sup>-</sup>), 10 (N-NO<sub>3</sub><sup>-</sup>),<br/>10 (P-PO<sub>4</sub><sup>3-</sup>) %</td></tr><tr><td>ETM</td><td>NC : 95 %<br/>Dissous : ±9 (As), 8 (Cd), 6 (Co), 11 (Cr), 9 (Cu), 11 (Ni), 9 (Pb), 10 (V), 14 (Zn) %<br/>Paritculaire : ±11 (As), 24 (Cd), 14 (Co), 13 (Cr), 14 (Cu), 15 (Ni), 16 (Pb), 13 (V), 13 (Zn) %</td></tr><tr><td>Eléments<br/>majeurs</td><td>CL : 95 %<br/>Dissous : ±7 (Al), 6 (Fe), 7 (Mn), 9 (Mo), 8 (Sr), 8 (Ti), 9 (Na), 10 (K), 6 (Mg), 8 (Ca), 9 (Ba) %<br/>Particulaire : ±10 (Al), 11 (Fe), 13 (Mn), 23 (Mo), 10 (Sr), 12 (Ti), 9 (Na), 9 (K), 10 (Mg), 9 (Ca),<br/>10 (Ba) %</td></tr><tr><td>HT</td><td>CL : 95 %<br/>SL : 0,3 mg/L (dissous), 75 µg/g m.s. (particulaire)<br/>Incertitude absolue entre la LQ et la NS : ±0,12 mg/L (dissous), 30 mg/kg m.s. (particulaire)<br/>Incertitude relative au-delà de la SL : ±40 % (dissous et particulaire)</td></tr><tr><td>HAP</td><td>CL : 95 %<br/>SL : 20 ng/L (dissous), 0,03 µg/g m.s. (particulaire)<br/>Incertitude absolue entre la LQ et la NS : ±6 ng/L (dissous), 0,006 µg/g m.s. (particulaire)<br/>Incertitude relative au-delà de la SL : ±40 (dissous), 20 (particulaire) %</td></tr><tr><td>BPA/AP</td><td>CL : 80 %<br/>Dissous : ±28 (BPA), 37 (NP), 91 (NP1EO), 67 (NP2EO), 29 (NP1EC), 61 (OP), 25 (OP1EO),<br/>32 (OP2EO) %<br/>Particulaire : ±25 (BPA), 44 (NP), 43 (NP1EO), 56 (NP2EO), 49 (NP1EC), 48 (OP), 40<br/>(OP1EO), 19 (OP2EO) %</td></tr><tr><td>PAE</td><td>CL : 80 %<br/>Dissous : ±55 (DMP), 63 (DiBP), 24 (DBP), 53 (DEHP), 32 (DNP) %<br/>Particulaire : ±45 (DMP), 35 (DiBP), 25 (DBP), 35 (DEHP), 50 (DNP) %</td></tr></tbody></table>
### 2.2.5. Validation des mesures et résultats d'analyses

Une étape de validation des mesures est essentielle afin de s'assurer de la qualité des données traitées. L'objectif de cette section est de présenter le travail de validation des données qui a été effectué, d'abord pour les résultats des analyses des paramètres physico-chimiques et des micropolluants organiques et ensuite pour les mesures en continu.

#### 2.2.5.1. Blancs de terrain

Afin de vérifier que les équipements d'échantillonnage ne contaminent les échantillons d'eau vis-à-vis des polluants étudiés, des blancs de terrain ont été effectués (
Tableau 18). Une première campagne a pris en compte le siphon du regard eau brute, l'échantillonneur automatique du regard eau brute et le dispositif de fractionnement du volume au niveau de la cuve de l'accotement filtrant (VFS). Il a été supposé que la contamination provenant des équipements d'échantillonnage à BFS serait similaire à celle de la VFS (voire moins important du fait de moins de matériaux en contact avec l'eau).

Lors de la première campagne de blancs, une contamination en phtalates a été observée au niveau du siphon du regard eau brute. Pendant la première campagne, l'eau avait été laissée stagnante pendant quatre heures dans le regard eau brute, alors qu'en conditions réelles, elle est très peu en contact avec le siphon, le prélèvement ayant lieu normalement en amont du siphon. Ainsi, une deuxième campagne a été menée sur le regard eau brute dans des conditions plus réalistes. Dans ces conditions, la contamination en phtalates n'avait pas lieu.
<table><caption>Tableau 18. Rapport de l'augmentation de la concentration dans le blanc de terrain par rapport à la médiane des concentrations dissoutes mesurées dans les campagnes d'échantillonnage de l'eau. *Indique le caractère significatif du point de vue analytique de l'augmentation de concentration.</caption><thead><tr><th>Paramètre (unité)</th><th>RR - Blanc préleveur</th><th>RR - blanc siphon PVC (temps de séjour : 4 h)</th><th>RR - blanc préleveur + siphon PVC (temps de séjour: 1 minute)</th><th>VFS - blanc</th></tr></thead><tbody><tr><td>Al (mg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Fe (mg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Mn (mg/L)</td><td>0</td><td>0,67*</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Mo (mg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Sr (mg/L)</td><td>0,02</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Ti (mg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Na (mg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>K (mg/L)</td><td>0</td><td>0,08</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Mg (mg/L)</td><td>0,03</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Ca (mg/L)</td><td>0,02</td><td>0,01</td><td>-</td><td>0,01</td></tr><tr><td>Ba (mg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Si (mg/L)</td><td>0,02</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>As (µg/L)</td><td>0</td><td>0,05*</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Cd (µg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Co (µg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Cr (µg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Cu (µg/L)</td><td>0,1*</td><td>0,01</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Ni (µg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Pb (µg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>V (µg/L)</td><td>0,01</td><td>0,13*</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Zn (µg/L)</td><td>0,06*</td><td>0,11*</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>TPH (mg/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Nap (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>1,6</td></tr><tr><td>1MN (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0,6</td></tr><tr><td>2MN (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0,4</td></tr><tr><td>Acyl (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Acen (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>F (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>10,7*</td></tr><tr><td>A (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>P (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>9,8*</td></tr><tr><td>Fluo (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Pyr (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>BaA (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Chry (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>BaP (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>BbF (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>DahA (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>BkF (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>BPer (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>IP (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>Cor (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>BPA (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>NP1EC (ng/L)</td><td>0</td><td>0,06*</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>OP (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>OP1EO (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>OP2EO (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>4-NP (ng/L)</td><td>0</td><td>0,05</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>NP1EO (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>NP2EO (ng/L)</td><td>0</td><td>0</td><td>-</td><td>0</td></tr><tr><td>DMP (ng/L)</td><td>0</td><td>6,1*</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>DiBP (ng/L)</td><td>0</td><td>84*</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>DBP (ng/L)</td><td>0</td><td>12*</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>DEHP (ng/L)</td><td>0</td><td>1,6*</td><td>0</td><td>0,07</td></tr><tr><td>DNP (ng/L)</td><td>0</td><td>2,1*</td><td>0</td><td>0</td></tr></tbody></table>
### 2.2.5.2. Analyses des paramètres physico-chimiques et des micropolluants organiques

La validation des analyses des paramètres physico-chimiques et des micropolluants organiques est essentielle. En effet, ces analyses peuvent être faussées par des erreurs liées aux équipements d'analyse, une contamination de l'échantillon ou par une erreur humaine. Ce risque est encore plus important pour les micropolluants organiques pour lesquels la chaîne analytique comporte plusieurs étapes (filtration, injection d'étalons, extraction et analyse) et dont les concentrations dans l'eau peuvent être faibles par rapport aux sources ambiantes du laboratoire.

Les analyses des paramètres physico-chimiques et des micropolluants organiques sont d'abord vérifiées par les laboratoires d'analyse selon leurs propres méthodes de contrôle qualité. Une première étape de validation est de vérifier systématiquement les courbes d'étalonnage employées pour le calcul des concentrations, ce qui permet l'identification de problèmes liés à un équipement analytique. Pour les micropolluants devant être extraits d'une solution, la qualité de l'extraction peut être évaluée avec un étalon interne injecté avant l'extraction. Certaines analyses (alkylphénols, phtalates et ETM) sont effectuées en duplicata, ce qui peut également permettre l'identification de problèmes analytiques touchant une seule analyse.

<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>Figure 35. Corrélations entre trois paires de polluants, permettant de mettre en avant une concentration aberrante pour le paramètre NiTAB1 (la concentration totale en nickel en sortie de l'accotement filtrant).</figcaption></figure>

Même avec ces procédures, quelques erreurs peuvent persister. Ainsi, un deuxième niveau de validation a été mis en place sur l'ensemble des mesures dans l'eau. Cette approche repose sur le fait que certains paramètres tendent à être corrélés entre eux dans les eaux de ruissellement brutes et/ou dans les eaux de ruissellement traitées. Lorsque la valeur d'un paramètre est aberrante, elle ressort de la corrélation de ce paramètre avec un autre. Puisque les résultats sont analysés dans trois laboratoires différents pour les différentes familles, la comparaison des résultats entre familles permet d'identifier des problèmes tels que des inversions d'échantillons ou des contaminations pouvant concerner un seul laboratoire. Pour ce faire, on visualise les corrélations entre les concentrations de différents polluants pour tous les événements étudiés en notant lorsqu'un point ressort d'une corrélation. Une valeur aberrante est détectée lorsqu'un point ressort de la relation avec plusieurs autres paramètres ; la Figure 35 présente un exemple d'une telle observation. Quand on détecte une valeur aberrante, on demande d'abord au laboratoire de la vérifier, ce qui permet souvent de la corriger. Si la valeur est confirmée par le laboratoire, on la signale comme invalide et on ne la prend pas en compte pour la suite de l'analyse de données. On note que cette méthode est plus efficace pour des paramètres ayant de fortes corrélations entre eux, ce qui est souvent le cas pour les concentrations totales de polluants majoritairement particulaires, mais plus rarement pour la fraction dissoute des polluants.

### 2.2.5.3. Mesures en continu

Les mesures en continu peuvent également être perturbées par des dysfonctionnements liés aux équipements de mesure ou à l'enregistrement ou à la transmission de données. Les mesures en continu de la pluie, du débit et de la turbidité interviennent dans l'interprétation des données et le calcul du bilan de masse. La validation de ces mesures est donc essentielle.

Une première approche de validation consiste à vérifier ou à étalonner les équipements de mesure de façon ponctuelle lors d'une intervention de terrain. Ainsi, le volume d'eau nécessaire pour induire un basculement d'auget a été mesuré pour les différents points de mesure débitmétriques (dans le regard
d'eau brute, dans les cuves drainant l'accotement filtrant et la noue filtrante). Cette mesure permet de déterminer le volume réel de l'auget dans son environnement et de l'utiliser dans les calculs de débit et de volume. Le volume de l'auget du pluviomètre a été vérifié par le CD 77. La mesure de la turbidité est vérifiée de façon périodique avec une solution étalon de turbidité connue afin de corriger toute dérive du capteur.

Une deuxième approche de validation consiste à comparer les données en continu avec d'autres mesures. Cette approche a été mise en œuvre pour les différents types de mesure.

La validation de la mesure de la pluie à Compans a été réalisée par comparaison avec des données issues d'autres pluviomètres locaux, notamment le pluviomètre de Météo-France localisé à l'Aéroport Roissy-Charles-de-Gaulle. Ensuite, afin de vérifier que les éventuels décalages observés entre les pluviomètres n'étaient pas simplement dus à une hétérogénéité de la pluie, le cumul de précipitation au cours d'un événement a été comparé au cumul de volume des eaux brutes. Une rupture de pente entre ces données permet d'identifier un problème éventuel. Lorsque le problème survient par rapport aux deux mesures, on peut en déduire qu'il y a un problème avec la mesure issue du pluviomètre de Compans. Cette procédure a permis de mettre en avant un dysfonctionnement du pluviomètre de Compans entre le 30 mai 2016 et le 29 septembre 2016, date de l'intervention de l'entreprise PulsoWeb pour l'entretien annuel du système et qui a permis de remédier au problème. Les données de pluie de la station météorologique de Compans ont alors été remplacées par les données issues de la station de Météo-France à l'Aéroport Roissy-Charles-de-Gaulle pendant la période de dysfonctionnement. Le reste de la chronique de pluie a été validé.

La comparaison du débit d'eaux brutes mesuré au point RR avec les données de pluie a également servi à identifier des périodes pour lesquelles la mesure de débit était problématique, notamment à cause de données manquantes. On a identifié ces périodes du fait d'une absence de débit lors d'un évènement pluvieux. Dans ce cas, l'origine du problème était liée à la non-intégration de certains fichiers de données lors de la construction de la chronique. La comparaison de la pluie avec le débit a également mis en avant un problème de délimitation du bassin versant alimentant le regard des eaux brutes. En effet, le coefficient de ruissellement calculé est très variable, et parfois supérieur à un, indiquant que le regard des eaux brutes reçoit parfois les eaux d'une surface plus grande que son bassin versant théorique. Ceci peut s'expliquer par l'existence d'écoulements longitudinaux entre les bassins versants qui ne sont pas séparés physiquement. Pour cette raison, on conclut que le coefficient de ruissellement mesuré au point RR ne peut pas être représentatif de celui au niveau de la noue filtrante. Dans ce cas, on a choisi d'utiliser un modèle hydrologique simple pour estimer le volume d'eau entrant dans la noue filtrante pour chaque événement pluvial. Cette donnée est en effet nécessaire pour calculer le flux polluant entrant et ainsi établir le bilan de masse.

Les débits mesurés sur l'accotement filtrant et la noue filtrante ne peuvent pas être directement comparés à la mesure de la pluie puisque le substrat peut jouer un rôle de tampon entre ces deux types de données. Cependant, suite à la séparation des données en événements pluvieux, on observe que les volumes drainés mesurés lors d'un événement pluvieux tendent à être inférieurs au volume de pluie associé au bassin versant, ce qui semble cohérent.

La mesure en continu de la turbidité a également fait l'objet d'une procédure de validation. Pour ce faire, on identifie les événements pluvieux ayant des mesures de turbidité potentiellement problématiques selon la liste de critères suivante :

* Turbidité minimale < 0 NTU.

* Turbidité maximale > 800 NTU.

* Ecart maximal entre deux mesures consécutives de turbidité < 200 NTU.

* Différence entre turbidité maximale et turbidité minimale < 200 NTU.

Ayant appliqué ces critères au jeu de données, on construit une liste d'événements pluvieux pour lesquels on visualise l'évolution de la turbidité et du débit au cours de l'événement. Lorsque la dynamique d'évolution de turbidité peut être expliquée par les conditions d'écoulement (par exemple, la faible évolution de turbidité au cours d'un événement peut correspondre à un événement générant peu de débit), on valide l'événement ; dans le cas contraire, on l'invalide. Ce travail a permis d'écarter les mesures de turbidité pour certains événements pour lesquels des dysfonctionnements avec le système électronique ont mené à des mesures non fiables. On a également pu mettre en évidence un problème de suppression de données de turbidité par la centrale d'acquisition de données lorsque la taille du fichier excède une certaine longueur.
## 3. Résultats de suivi et discussion

L'objectif de cette section est de présenter les résultats issus du suivi *in situ* à Compans. La **section 3.1** est consacrée à l'évaluation de la performance de traitement de deux systèmes de biofiltration à l'échelle événementielle. La **section 3.2** tente d'expliquer les performances mesurées en explorant les processus déterminant la rétention et le transfert des polluants observés dans les ouvrages de biofiltration. Enfin, la **section 3.3** présente un travail d'établissement d'un bilan de masse des micropolluants dans l'un des ouvrages de biofiltration sur une période de treize mois afin de mieux comprendre leur devenir dans le système.

Au début de chaque section, les méthodes d'exploitation des données seront présentées. Des travaux complémentaires ont également été effectués en laboratoire pour aller plus loin dans l'interprétation des données issues du suivi *in situ* ; les méthodes de ces travaux seront également présentées en début de la section pertinente.

Ces trois sections sont adaptées de publications ayant été faites dans des revues scientifiques à comité de lecture au cours de ce projet :

* Section 3.1 : *Field performance of two biofiltration systems treating micropollutants from road runoff*. Flanagan, K., Branchu, P., Boudahmane, L., Caupos, E., Demare, D., Deshayes, S., Dubois, P., Meffray, L., Partibane, C., Saad, M., Gromaire, M.-C., 2018. Water Research 145, 562–578.

* Section 3.2 : *Retention and transport processes of particulate and dissolved micropollutants in stormwater biofilters treating road runoff*. Flanagan, K., Branchu, P., Boudahmane, L., Caupos, E., Demare, D., Deshayes, S., Dubois, P., Meffray, L., Partibane, C., Saad, M., Gromaire, M.-C., 2019. Science of The Total Environment 656, 1178–1190.

* Section 3.3 : *Stochastic method for evaluating removal, fate and associated uncertainties of micropollutants in a stormwater biofilter at an annual scale*. Flanagan, K., Branchu, P., Boudahmane, L., Caupos, E., Demare, D., Deshayes, S., Dubois, P., Saad, M., Kajeiou, M., Meffray, L., Partibane, C., Vitart de Abreu Lima, M., Gromaire, M.-C., 2019. Water 3 (11).

Les données brutes issues de cette étude ont également fait l'objet d'un dépôt de données afin de les conserver et les rendre disponible au public. Elles sont disponibles à partir de la citation suivante.

* Micropollutant contamination of water and soil for two biofiltration system treating road runoff, Flanagan, K., Branchu, P., Boudahmane, L., Caupos, E., Demare, D., Deshayes, S., Dubois, P., Kajeiou, M., Meffray, L., Partibane, C., Saad, M., Vitart de Abreu Lima, M., Gromaire, M.-C., 2019, Mendeley Data, v1, http://dx.doi.org/10.17632/996zpx2ypt.1.

### 3.1. Performance de traitement événementielle

Comme nous l'avons vu dans la première partie de ce manuscrit, les eaux de ruissellement de voirie sont polluées par des micropolluants provenant de diverses sources. La gestion à la source de cette pollution par des ouvrages de biofiltration localisés en amont du bassin versant pourrait être une stratégie intéressante pour limiter l'effet de cette pollution sur le milieu naturel. Cependant, il existe des lacunes dans la connaissance de l'efficacité de ces systèmes vis-à-vis de la fraction dissoute des polluants et des micropolluants organiques.

Dans ce chapitre, on présentera les résultats de l'étude *in situ* de la performance des deux ouvrages étudiés à Compans : l'accotement filtrant (VFS pour « *vegetative filter strip* » en anglais) et la noue filtrante (BFS pour « *biofiltration swale* » en anglais). Cette évaluation s'intéresse à un grand nombre de micropolluants aux propriétés différentes en termes de concentrations totales et dissoutes. Elle s'appuie essentiellement sur une comparaison de la qualité de l'eau collectée dans les drains des deux ouvrages avec celle de l'eau brute, ainsi qu'une comparaison des concentrations atteintes après traitement avec des normes françaises ou européennes.

#### **3.1.1. Méthodes d'exploitation de données**

L'exploitation de données a été effectuée à l'aide du logiciel R.

##### **3.1.1.1. Evaluation de l'abattement de concentration**

Les ouvrages de biofiltration étudiés, installés pour traiter l'eau d'un bassin versant susceptible de générer des eaux de ruissellement très polluées, ont été conçus dans le but spécifique d'améliorer la qualité de l'eau pour protéger la qualité des eaux souterraines. Par conséquent, leur efficacité pour atteindre cet objectif a été évaluée en fonction de l'abattement de la concentration (E_c), qui a été calculée
selon l'Equation 1 pour les événements pour lesquels (1) le RR et la sortie ont été échantillonnés et (2) les concentrations dans le RR et/ou les concentrations à la sortie étaient supérieures à la limite de quantification (LQ). Lorsque l'une des concentrations était inférieure à la LQ, elle a été considérée comme égale à la LQ. Ainsi, l'abattement $E_c$ devenait une limite inférieure si la concentration du polluant était inférieure à la LQ à la sortie et une limite supérieure si elle était inférieure à la LQ uniquement à l'entrée.

$$E_c = \frac{C_{RR}-C_{sortie}}{C_{RR}} \cdot 100$$

**Equation 1.** $E_c$ est l'abattement de la concentration moyenne événementielle (CME) en %, $C_{RR}$ est la CME du ruissellement non traité (au point RR) et $C_{sortie}$ est la CME de l'eau drainée d'un ouvrage de traitement (au point BFS ou VFS).

### 3.1.1.2. Méthodes statistiques

Le caractère significatif des différences entre les concentrations à l'entrée et à la sortie, compte tenu de la variabilité entre les événements, a été évalué au moyen du test de Wilcoxon, un test non paramétrique apparié. Les corrélations entre les paramètres ont été testées à l'aide du test de Spearman, également une méthode non paramétrique.

### 3.1.1.3. Prise en compte des incertitudes analytiques

Comme les incertitudes analytiques étaient parfois importantes, en particulier pour les micropolluants organiques, le caractère significatif ou non (par rapport à l'incertitude d'analyse) de chaque $E_c$ calculé a été pris en compte. $E_c$ a été considéré comme significatif si son efficacité était supérieure à l'incertitude dans $E_c$, propagée à partir des concentrations utilisées dans son calcul selon les règles de propagation de l'incertitude (Taylor, 1997), en supposant que leurs erreurs soient indépendantes.

L'incertitude a été évaluée pour les concentrations totales et dissoutes selon les méthodes établies dans chaque laboratoire effectuant l'analyse. Les méthodes utilisées par les laboratoires pour évaluer les incertitudes étaient variables. La structure des erreurs (incertitudes relatives ou absolues dans différentes fourchettes) était variable ; de plus, le niveau de confiance associé aux intervalles d'incertitude dépendait du polluant. L'évaluation des incertitudes des paramètres les plus couramment analysés, tels que les ETM et les éléments majeurs, les nutriments et les HAP, a été établie à partir de comparaisons interlaboratoires selon les normes NF ISO 11352 ou NF T90-200 à un seuil de confiance de 95 %. Les incertitudes du BPA, des alkylphénols et des phtalates ont été évaluées sur la base de 5 répétitions d'une seule analyse à un seuil de confiance plus faible (80 %).

Lorsque les concentrations particulaires et dissoutes ont été mesurées, l'incertitude sur la concentration totale a été calculée selon l'Equation 2, ce qui suppose que les erreurs analytiques sont indépendantes.

$$\delta_{CT} = \sqrt{(\delta_{CD})^2 + (\delta_{C MES} \cdot C_P)^2 + (\delta_{CP} \cdot C_{MES})^2}$$

**Equation 2.** $\delta_{CT}$, $\delta_{CRR}$, $\delta_{C MES}$ et $\delta_{CP}$ sont respectivement les incertitudes absolues de la concentration totale (ng/L), de la concentration dissoute (ng/L), de la concentration en MES (mg/L) et de la teneur des particules (ng/mg m.s.) respectivement, $C_P$ est la teneur des particules pour le polluant, en ng/mg m.s. et $C_{MES}$ la concentration en MES (mg/L).

L'incertitude a ensuite été propagée au calcul de l'EC selon l'Equation 3, en supposant que les erreurs d'entrée et de sortie sont indépendantes.

$$\delta_{EC} = 100 \sqrt{\left(\delta_{CRR} \cdot \frac{C_{outlet}}{C_{RR}^2}\right)^2 + \left(\delta_{Coutlet} \cdot \frac{-1}{C_{RR}}\right)^2}$$

**Equation 3.** $\delta_{EC}$, $\delta_{CRR}$, $\delta_{Csortie}$ sont respectivement les incertitudes absolues associées à la réduction de concentration (%), à la concentration au point RR et à la concentration en sortie, $C_{RR}$ et $C_{sortie}$ sont respectivement les concentrations du ruissellement non traité (eau prélevée au point RR) et dans le drain d'un ouvrage de traitement (eau prélevée au point BFS ou VFS).
### 3.1.1.4. Visualisation des distributions de concentration

Les distributions de probabilités de concentration à chaque point ont été visualisées à l'aide d'une échelle logarithmique sur l'axe des concentrations, selon les recommandations de GeoSyntec Consultants et al. (2002). Les incertitudes analytiques sont également représentées sur ces graphiques.

## 3.1.2. Caractérisation du ruissellement brut

### 3.1.2.1. Paramètres globaux

RR avait un pH relativement stable et légèrement alcalin (médiane 8,02, Tableau 19). La conductivité électrique s'est avérée très variable (88 – 1 950 µS/cm), avec des pics après l'application de sel (NaCl) sur la surface de la route en hiver.

Les concentrations de MES (médiane de 291 mg/L, Tableau 19) ont toujours dépassé la concentration nationale cible de 50 mg/L pour les eaux de surface (MEEM, 2016) et étaient plus élevées que la plupart des concentrations de contamination chronique selon la documentation scientifique (Helmreich et al., 2010 ; Kayhanian et al., 2012 ; Lundy et al., 2012). Ces concentrations peuvent être dues à une forte production de particules d'usure sur ce site en lien avec le trafic en raison de son emplacement dans une zone d'accélération après un rond-point et à une proportion relativement élevée de poids lourds, deux facteurs associés à une production plus élevée de particules d'usure (US EPA, 2014). Un autre facteur peut être la pluviométrie relativement faible sur la période étudiée (917 mm de pluie durant environ 1,5 an), conduisant à un ruissellement plus concentré que sur les sites où les précipitations sont plus importantes.

Les concentrations médianes de phosphore total, d'azote Kjeldahl total (NTK) et de nitrate $N-NO_3^-$ (2,92, 0,48 et 0,47 mg/L, respectivement) correspondaient aux résultats de Kayhanian et al. (2012), tandis que les concentrations médianes de $N-NH_4^+$ (0,2 mg/L) étaient relativement faibles. Les concentrations cibles (MEEM, 2016) ont été fréquemment dépassées pour le phosphore total, parfois pour les nitrites et l'ammonium, mais jamais pour les nitrates et les phosphates.

Les concentrations de carbone organique total (médiane de 49 mg/L) se situaient également à l'extrémité supérieure des concentrations issues d'études précédentes. Bien que le COD (médiane de 6,1 mg/L) dépasse fréquemment la concentration cible de 5 mg/L (MEEM, 2016), le carbone organique était principalement sous forme particulaire, une différence notable par rapport aux études antérieures où les concentrations de COD étaient plus élevées et où le carbone organique dans les eaux de ruissellement était principalement sous forme dissoute (Kayhanian et al., 2012). La sorption du carbone organique sur les particules relativement abondantes est probablement responsable de cette répartition disparate.

### 3.1.2.2. Eléments traces métalliques

Les concentrations totales d'ETM (Tableau 20) se situaient à l'intérieur de la fourchette des concentrations figurant dans la documentation scientifique (Huber et al., 2016 ; Kayhanian et al., 2012 ; Lundy et al., 2012). Les concentrations médianes de Pb et de Zn (62,9 et 693 µg/L, respectivement) étaient supérieures au 90ème centile des concentrations mesurées récemment, tandis que les concentrations de Cu étaient parmi les plus élevées précédemment observées (médiane 258 µg/L).

Tous les ETM étaient principalement associés à la phase particulaire. Le Cu, le Pb et le Zn se sont tous avérés plus sous forme particulaire dans cette étude (médiane de 92, 99 et 95 %, respectivement) que dans la plupart des études antérieures portant sur des surfaces routières similaires, pour lesquelles les fractions particulaires médianes étaient de 62, 96 et 69 % (Huber et al., 2016). Les teneurs en Cu et de Zn dans les MES (médiane de 628 et 1 790 µg/g m.s., respectivement) étaient élevées comparativement à celles de débris routiers issues d'études antérieures (Brown et Peake, 2006), tandis que les concentrations dissoutes étaient normales ou faibles (25 et 32 µg/L) comparativement à celles de la littérature (Huber et al., 2016). La production à cet endroit de particules fortement contaminées en ETM semble donc responsable de ce partage, plutôt que l'absorption des polluants dissous par des concentrations en MES importantes. Une autre explication pourrait être la minéralisation totale de la phase solide utilisée dans cette étude, alors que pour de nombreuses études sur le ruissellement routier, la phase particulaire est obtenue par différence entre l'extraction $HNO_3/HCl$ d'échantillons totaux et dissous. Le Cu et le Zn ont systématiquement dépassé les normes de qualité environnementale (NQE) applicables en France pour les concentrations de métaux traces dissous, tandis que l'As a dépassé sa NQE pour environ la moitié des événements et que le Cd, le Cr, le Ni et le Pb étaient toujours inférieurs à leurs NQE.
<table><caption>Tableau 19. Médianes (premier décile, neuvième décile) des paramètres globaux observées dans la phase totale et la phase dissoute des eaux de ruissellement brutes (RR), des eaux drainées de l'accotement filtrant (VFS) et des eaux drainées de la noue filtrante (BFS), comparées aux valeurs-seuils françaises associés à une eau de surface de bonne qualité (MEEM, 2016). Les valeurs en sortie (VFS ou BFS) qui sont significativement plus faibles que celles en RR sont représentées par *(P < 0,01) ou **(P < 0,05) ; les valeurs significativement plus élevées sont représentées par °(P < 0,01) ou °°(P < 0,05).</caption><thead><tr><th rowspan="2">Paramètre</th><th colspan="5">Phase totale</th><th colspan="5">Phase dissoute</th><th rowspan="2">Valeur-seuil</th></tr><tr><th>RR</th><th>n</th><th>VFS</th><th>n</th><th>BFS</th><th>n</th><th>RR</th><th>n</th><th>VFS</th><th>n</th><th>BFS</th><th>n</th></tr></thead><tbody><tr><td>pH</td><td>8,02 (7,79-8,30)</td><td>14</td><td>7,77 (7,52-7,97)*</td><td>18</td><td>7,98 (7,78-8,48)</td><td>15</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>6,5 - 8,2</td></tr><tr><td>Conductivité (µS/cm)</td><td>234 (110-1 449)</td><td>14</td><td>437 (264-2 531)</td><td>18</td><td>467 (327-2 076)°</td><td>15</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>-</td></tr><tr><td>Turbidité</td><td>291 (121-905)</td><td>14</td><td>30 (11-237)*</td><td>18</td><td>37 (16-632)*</td><td>15</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>-</td></tr><tr><td>Al (mg/L)</td><td>14,4 (4,5-26,2)</td><td>12</td><td>1,0 (0,3-5,7)*</td><td>16</td><td>1,5 (0,6-10,2)*</td><td>14</td><td>&lt; 0,1 (&lt; 0,1-&lt; 0,1)</td><td>11</td><td>&lt; 0,1 (&lt; 0,1-0,20)</td><td>15</td><td>&lt; 0,1 (&lt; 0,1-0,20)</td><td>13</td><td>-</td></tr><tr><td>Fe (mg/L)</td><td>13,8 (4,1-23,2)</td><td>12</td><td>0,9 (0,3-4,9)*</td><td>16</td><td>1,2 (0,3-8,7)*</td><td>14</td><td>0,06 (0,03-0,08)</td><td>11</td><td>0,07 (0,02-0,17)</td><td>15</td><td>0,05 (0,02-0,15)</td><td>13</td><td>-</td></tr><tr><td>Mn (mg/L)</td><td>0,26 (0,08-0,39)</td><td>12</td><td>0,014 (0,004-0,073)*</td><td>16</td><td>0,02 (0,01-0,15)*</td><td>14</td><td>0,003 (0,001-0,015)</td><td>11</td><td>0,003 (&lt;0,001-0,008) **</td><td>15</td><td>0,002 (&lt; 0,001-0,024)</td><td>13</td><td>-</td></tr><tr><td>Ti (mg/L)</td><td>0,82 (0,29-1,56)</td><td>12</td><td>0,05 (0,02-0,29)*</td><td>16</td><td>0,07 (0,02-0,52)*</td><td>14</td><td>0,002 (&lt; 0,002-0,004)</td><td>11</td><td>0,004 (&lt; 0,002-0,006)</td><td>15</td><td>0,004 (&lt; 0,002-0,013)</td><td>13</td><td>-</td></tr><tr><td>Na (mg/L)</td><td>30,2 (14,2-317,9)</td><td>12</td><td>46,6 (12,2-420,1)</td><td>16</td><td>45,0 (10,2-353,8)</td><td>14</td><td>30,5 (12,2-341)</td><td>11</td><td>48,8 (12,1-426,3)°</td><td>15</td><td>38,4 (10,1-372,6)°</td><td>13</td><td>-</td></tr><tr><td>K (mg/L)</td><td>4,73 (2,64-9,89)</td><td>12</td><td>2,12 (0,49-5,69)*</td><td>16</td><td>3,76 (2,69-8,24)</td><td>14</td><td>1,22 (0,84-2,29)</td><td>11</td><td>1,54 (0,52-4,39)*</td><td>15</td><td>3,00 (2,19-6,14)°</td><td>13</td><td>-</td></tr><tr><td>Mg (mg/L)</td><td>5,20 (1,99-8,81)</td><td>12</td><td>2,10 (1,38-3,60)*</td><td>16</td><td>2,93 (1,89-7,14)</td><td>14</td><td>0,68 (0,45-0,86)</td><td>11</td><td>1,60 (1,11-2,87)°</td><td>15</td><td>2,58 (1,47-5,12)°</td><td>13</td><td>-</td></tr><tr><td>Ca (mg/L)</td><td>61,0 (28,3-99,1)</td><td>12</td><td>40,4 (26,1-76,4)</td><td>16</td><td>57,5 (42,1-117,4)</td><td>14</td><td>17,6 (12,5-22,8)</td><td>11</td><td>36,7 (23,9-69,0)°</td><td>15</td><td>52,6 (39,5-100,2)°</td><td>13</td><td>-</td></tr><tr><td>Si (mg/L)</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>13</td><td>1,27 (0,89-3,58)</td><td>10</td><td>2,60 (1,89-3,01)</td><td>14</td><td>3,54 (2,73-4,73)°°</td><td>12</td><td>-</td></tr><tr><td>MES (mg/L)</td><td>291 (112-688)</td><td>14</td><td>18 (6,7-114)*</td><td>18</td><td>18 (9,0-224)*</td><td>15</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>50</td></tr><tr><td>CO (mg/L)</td><td>49 (28-94)</td><td>13</td><td>14 (8,3-30)*</td><td>16</td><td>15 (6,7-37)*</td><td>13</td><td>6,1 (4,0-13,3)</td><td>14</td><td>10,5 (5,2-21,5)°</td><td>18</td><td>9,8 (6,7-13,9)°°</td><td>15</td><td>5D</td></tr><tr><td>KN (mg/L - N)</td><td>2,92 (2,13-4,34)</td><td>13</td><td>1,07 (&lt; 1-5-0)*</td><td>16</td><td>1,63 (&lt; 1-3-28)*</td><td>13</td><td>&lt; 1 (&lt; 1-1,16)</td><td>13</td><td>&lt; 1 (&lt; 1-1,75)</td><td>16</td><td>&lt; 1 (&lt; 1-1,21)</td><td>13</td><td>-</td></tr><tr><td>NH<sub>4</sub><sup>+</sup> (mg/L - N)</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,20 (0,09-0,35)</td><td>13</td><td>&lt;0,04 (&lt;0,04-0,17) **</td><td>16</td><td>0,06 (&lt;0,04-0,24) **</td><td>13</td><td>0,4</td></tr><tr><td>NO<sub>3</sub><sup>-</sup> (mg/L - N)</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,47 (0,11-0,67)</td><td>13</td><td>0,40 (0,09-1,27)</td><td>16</td><td>0,85 (0,65-1,54)</td><td>13</td><td>11</td></tr><tr><td>NO<sub>2</sub><sup>-</sup> (mg/L - N)</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>&lt; 0,08 (&lt; 0,08-0,16)</td><td>13</td><td>&lt; 0,08 (&lt; 0,08-0,21)</td><td>13</td><td>0,08 (&lt; 0,08-0,15)</td><td>13</td><td>0,09</td></tr><tr><td>P (mg/L - P)</td><td>0,48 (0,18-0,83)</td><td>13</td><td>0,18 (&lt; 0,1-0,27)**</td><td>16</td><td>0,25 (0,30)**</td><td>13</td><td>&lt; 0,1 (&lt; 0,1-0,14)</td><td>13</td><td>0,11 (&lt; 0,1-0,17) °°</td><td>16</td><td>0,13 (&lt; 0,1-0,20)</td><td>13</td><td>0,2</td></tr><tr><td>PO<sub>4</sub><sup>3-</sup> (mg/L - P)</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>&lt; 0,16</td><td>13</td><td>&lt; 0,16</td><td>16</td><td>&lt; 0,16</td><td>13</td><td>0,16</td></tr></tbody></table>

<caption>Tableau 20...: Médiane (premier décile, neuvième décile) des concentrations totales et dissoutes d'éléments traces métalliques dans les eaux de ruissellement brutes (RR), les eaux drainées de l'accotement filtrant (VFS) et les eaux drainées de la noue filtrante (BFS), comparées aux normes de qualité environnementales (NQE) moyennes annuelles Δfrançaises (MEEM, 2016) ou ΔΔeuropéennes (EC, 2013), ΔΔΔconcentrations pour la classe 4 de dureté de l'eau. Les abattements de concentrations significatifs pour BFS ou VFS par rapport à RR sont représentés par *(P < 0,01) ou **(P < 0,05)-des augmentations significatives sont représentées par °(P < 0,01) ou °°(P < 0,05).</caption>
<table><thead><tr><th rowspan="2">Eléments<br>traces<br>métalliques</th><th colspan="3">Concentrations totales</th><th colspan="3">Concentrations dissoutes</th><th rowspan="2">NQE<br>(phase<br>dissoute)</th></tr><tr><th>RR<br>n=12</th><th>VFS<br>n=16</th><th>BFS<br>n=14</th><th>RR<br>n=11</th><th>VFS<br>n=15</th><th>BFS<br>n=13</th></tr></thead><tbody><tr><td>As (µg/L)</td><td>4,99 (2,26; 11,41)</td><td>1,26 (0,62; 3,65)*</td><td>3,16 (2,23; 5,32)**</td><td>0,79 (0,60; 0,94)</td><td>0,88 (0,48; 1,83)</td><td>2,23 (1,67; 3,18)°°</td><td>0,83Δ</td></tr><tr><td>Ba (µg/L)</td><td>170 (60; 300)</td><td>40 (20; 110)*</td><td>50 (40; 192)</td><td>13 (10; 17)</td><td>25 (19; 71)°</td><td>41 (27; 102)°</td><td>-</td></tr><tr><td>Cd (µg/L)</td><td>0,30 (0,12; 0,58)</td><td>&lt;0,1 (&lt;0,1; 0,11)*</td><td>0,11 (&lt;0,1; 0,15)*</td><td>&lt;0,1</td><td>&lt;0,1</td><td>&lt;0,1</td><td>0,15ΔΔ; ΔΔΔ</td></tr><tr><td>Co (µg/L)</td><td>4,93 (2,01; 8,57)</td><td>&lt;2*</td><td>&lt;2 (&lt;2; 3,10)*</td><td>&lt;2</td><td>&lt;2</td><td>&lt;2</td><td>-</td></tr><tr><td>Cr (µg/L)</td><td>37,2 (13,0; 62,1)</td><td>3,2 (1,3; 14,7)*</td><td>5,5 (2,3; 24,4)*</td><td>0,63 (0,43; 0,99)</td><td>0,82 (0,56; 1,60)</td><td>1,38 (1,14; 2,38)°°</td><td>3,4Δ</td></tr><tr><td>Cu (µg/L)</td><td>258 (115; 338)</td><td>39 (23; 93)*</td><td>35 (14; 145)*</td><td>24,9 (16,9; 38,1)</td><td>28,9 (15,4; 45,4)</td><td>24,5 (12,0; 30,1)</td><td>1Δ</td></tr><tr><td>Mo (µg/L)</td><td>9 (4; 40)</td><td>4 (2; 7)**</td><td>4 (3; 19)*</td><td>&lt;2 (&lt;2; 34)</td><td>4 (&lt;2; 6)</td><td>4 (&lt;2; 21)</td><td>-</td></tr><tr><td>Ni (µg/L)</td><td>16,2 (5,7; 30,4)</td><td>2,7 (1,0; 8,1)*</td><td>2,7 (1,1; 10,9)*</td><td>0,90 (0,60; 1,39)</td><td>0,97 (0,63; 2,28)</td><td>1,31 (0,63; 1,68)</td><td>4ΔΔ</td></tr><tr><td>Pb (µg/L)</td><td>62,9 (17,3; 113,1)</td><td>4,1 (1,2; 7,2)*</td><td>4,2 (1,6; 40,5)*</td><td>0,43 (0,24; 0,78)</td><td>0,48 (0,31; 1,15)</td><td>0,38 (0,19; 0,51)</td><td>1,2ΔΔ</td></tr><tr><td>Sr (µg/L)</td><td>170 (100; 310)</td><td>140 (90; 290)</td><td>270 (170; 450)</td><td>100 (61; 114)</td><td>133 (85; 247)°</td><td>261 (162; 430)°</td><td>-</td></tr><tr><td>V (µg/L)</td><td>27,1 (12,4; 56,2)</td><td>3,4 (1,7; 12,5)*</td><td>9,3 (5,4; 21,3)*</td><td>1,83 (1,10; 2,55)</td><td>1,47 (1,02; 2,28)</td><td>4,45 (2,20; 9,47)°°</td><td>-</td></tr><tr><td>Zn (µg/L)</td><td>693 (240; 1362)</td><td>64 (24; 242)*</td><td>53 (12; 383)*</td><td>32,3 (21,7; 56,8)</td><td>27,7 (17,1; 43,6)</td><td>16,4 (4,6; 38,1)</td><td>7,8Δ</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Tableau 21. Médiane (premier décile, neuvième décile) des concentrations totales et dissoutes d'hydrocarbures totaux (HT) et d'hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) dans les eaux de ruissellement brutes (RR), les eaux drainées de l'accotement filtrant (VFS) et les eaux drainées de la noue filtrante (BFS), comparées aux normes de qualité environnementales (NQE) moyennes annuelles (EC, 2013). Coefficient de partage octanol-eau (log KOW), médiane (Mackay, 2006). Les abattements de concentrations significatifs à BFS ou VFS par rapport à RR sont représentés par *(P < 0,01) ou **(P < 0,05)-des augmentations significatives sont représentées par °(P < 0,01) ou °°(P < 0,05).</caption><thead><tr><th rowspan="2">Paramètre</th><th rowspan="2">log K<sub>ow</sub></th><th colspan="3">Concentrations totales</th><th colspan="3">Concentrations dissoutes</th><th rowspan="2">NQE (phase totale)</th></tr><tr><th>RR n=12</th><th>VFS n=13</th><th>BFS n=13</th><th>RR n=12</th><th>VFS n=14</th><th>BFS n=13</th></tr></thead><tbody><tr><td>HT (mg/L)</td><td>-</td><td>1,12 (0,40; 3,23)</td><td>0,27 (0,25; 0,52)*</td><td>0,27 (0,26; 0,86)*</td><td>&lt;0,2</td><td>&lt;0,2</td><td>&lt;0,2</td><td>-</td></tr><tr><td>Nap (ng/L)</td><td>3,37</td><td>91 (29; 187)</td><td>17 (12; 42)*</td><td>17 (12; 99)</td><td>&lt;10 (&lt;10; 15)</td><td>&lt;10 (&lt;10; &lt;10)</td><td>&lt;10 (&lt;10; 34)</td><td>2000</td></tr><tr><td>1MN (ng/L)</td><td>3,87</td><td>29 (14; 48)</td><td>13 (11; 17)*</td><td>14 (12; 28)</td><td>&lt;10 (&lt;10; 11)</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10 (&lt;10; 11)</td><td>-</td></tr><tr><td>2MN (ng/L)</td><td>3,94</td><td>50 (19; 107)</td><td>14 (12; 23)*</td><td>15 (12; 58)</td><td>&lt;10 (&lt;10; 11)</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10 (&lt;10; 15)</td><td>-</td></tr><tr><td>Acyl (ng/L)</td><td>4,03</td><td>104 (47; 171)</td><td>16 (12; 47)*</td><td>17 (12; 56)*</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>-</td></tr><tr><td>Acen (ng/L)</td><td>3,92</td><td>27 (17; 37)</td><td>13 (11; 16)*</td><td>16 (12; 56)</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10 (&lt;10; 53)<sup>°°</sup></td><td>-</td></tr><tr><td>F (ng/L)</td><td>4,18</td><td>32 (16; 50)</td><td>13 (11; 18)*</td><td>13 (12; 18)*</td><td>&lt;10 (&lt;10; 24)</td><td>&lt;10 (&lt;10; &lt;10)</td><td>&lt;10 (&lt;10; &lt;10)</td><td>-</td></tr><tr><td>A (ng/L)</td><td>4,50</td><td>130 (46; 224)</td><td>15 (12; 47)*</td><td>17 (12; 54)*</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>100</td></tr><tr><td>Phen (ng/L)</td><td>4,52</td><td>356 (149; 548)</td><td>28 (13; 84)*</td><td>29 (13; 97)*</td><td>23 (13; 85)</td><td>&lt;10 (&lt;10; 13)*</td><td>&lt;10 (&lt;10; 14)*</td><td>-</td></tr><tr><td>Fluo (ng/L)</td><td>5,16</td><td>803 (305; 1054)</td><td>29 (16; 92)*</td><td>47 (24; 137)*</td><td>15 (14; 24)</td><td>&lt;10 (&lt;10; 17)*</td><td>15 (&lt;10; 31)</td><td>6,3</td></tr><tr><td>Pyr (ng/L)</td><td>4,97</td><td>851 (391; 1592)</td><td>32 (18; 142)*</td><td>54 (31; 239)*</td><td>21 (16; 31)</td><td>&lt;10 (&lt;10; 22)*</td><td>21 (&lt;10; 33)</td><td>-</td></tr><tr><td>BaA (ng/L)</td><td>5,71</td><td>255 (128; 475)</td><td>20 (13; 55)*</td><td>22 (13; 74)*</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>-</td></tr><tr><td>Chry (ng/L)</td><td>5,79</td><td>479 (192; 668)</td><td>28 (13; 74)*</td><td>35 (15; 102)*</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>-</td></tr><tr><td>BaP (ng/L)</td><td>6,13</td><td>224 (149; 548)</td><td>21 (14; 90)*</td><td>23 (13; 126)*</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>0,17</td></tr><tr><td>BkF (ng/L)</td><td>6,35</td><td>179 (101; 278)</td><td>19 (13; 33)*</td><td>22 (12; 60)*</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>-</td></tr><tr><td>BPer (ng/L)</td><td>6,77</td><td>361 (205; 720)</td><td>32 (16; 135)*</td><td>35 (14; 179)*</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>-</td></tr><tr><td>IP (ng/L)</td><td>7,66</td><td>272 (132; 387)</td><td>23 (14; 100)*</td><td>26 (13; 133)*</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>-</td></tr><tr><td>BbF (ng/L)</td><td>6,42</td><td>570 (326; 1106)</td><td>39 (17; 186)*</td><td>51 (17; 260)*</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>-</td></tr><tr><td>DahA (ng/L)</td><td>6,60</td><td>83 (64; 180)</td><td>14 (12; 41)*</td><td>17 (12; 51)*</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>-</td></tr><tr><td>Cor (ng/L)</td><td>7,17</td><td>187 (98; 362)</td><td>20 (13; 90)*</td><td>18 (13; 97)*</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>&lt;10</td><td>-</td></tr><tr><td>Σ<sub>16</sub> PAH (ng/L)</td><td>-</td><td>4907 (2302; 7979)</td><td>409 (223; 1146)*</td><td>456 (289; 1600)*</td><td>&lt;190 (&lt;180; &lt;261)</td><td>&lt;161(&lt;160; &lt;181)</td><td>&lt;160(&lt;179; &lt;319)</td><td>-</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Tableau 22. Médiane (premier décile, neuvième décile) des concentrations totales et dissoutes de BPA, des alkylphénols (AP) et des phtalates (PAE) dans les eaux de ruissellement brutes (RR), les eaux drainées de l'accotement filtrant (VFS) et les eaux drainées de la noue filtrante (BFS), comparées aux normes de qualité environnementales (NQE) moyennes annuelles (EC, 2013). Coefficient de partage octanol-eau (log KOW), médiane<sup>a</sup>(U.S. National Library of Medicine, 2018),<sup>b</sup>(Mackay, 2006),<sup>c</sup>(European Chemicals Agency, 2018),<sup>d</sup>(Bergé et al., 2012). Les abattements de concentrations significatifs à BFS ou VFS par rapport à RR sont représentés par *(P < 0,01) ou **(P < 0,05)-des augmentations significatives sont représentées par °(P < 0,01) ou °°(P < 0,05).</caption><thead><tr><th rowspan="2">Paramètre</th><th rowspan="2">log K<sub>ow</sub></th><th colspan="3">Concentrations totales</th><th colspan="3">Concentrations dissoutes</th><th rowspan="2">NQE (phase totale)</th></tr><tr><th>RR n=12</th><th>VFS n=15 (BPA, AP) n=13 (PAE)</th><th>BFS n=12 (BPA, AP) n=11 (PAE)</th><th>RR n=13</th><th>VFS n=15 (BPA, AP) n=14 (PAE)</th><th>BFS n=13 (BPA, AP) n=11 (PAE)</th></tr></thead><tbody><tr><td>BPA (ng/L)</td><td>3,32<sup>a</sup></td><td>412 (310; 777)</td><td>83 (27; 135)*</td><td>195 (142; 502)**</td><td>280 (183; 587)</td><td>76 (22; 113)*</td><td>165 (133; 348)</td><td>-</td></tr><tr><td>OP (ng/L)</td><td>3,91<sup>b</sup></td><td>430 (259; 818)</td><td>37 (19; 137)*</td><td>79 (36; 368)</td><td>126 (79; 190)</td><td>29 (11; 84)*</td><td>38 (24; 121)**</td><td>100</td></tr><tr><td>OP<sub>1</sub>EO (ng/L)</td><td>4,59<sup>c</sup></td><td>26 (22; 124)</td><td>19 (17; 22)**</td><td>23 (19; 45)</td><td>&lt;17 (&lt;17; 107)</td><td>&lt;17 (&lt;17; &lt;17)</td><td>&lt;17 (&lt;17; 40)</td><td>-</td></tr><tr><td>OP<sub>2</sub>EO (ng/L)</td><td>4,51<sup>c</sup></td><td>29 (10; 46)</td><td>7 (&lt;6; 11)*</td><td>8 (6; 18)</td><td>&lt;6 (&lt;6; 8)</td><td>&lt;6</td><td>&lt;6</td><td>-</td></tr><tr><td>4-NP (ng/L)</td><td>5,76<sup>b</sup></td><td>1647 (925; 2527)</td><td>440 (271; 840)*</td><td>616 (271; 4936)<sup>°°</sup></td><td>386 (208; 686)</td><td>124 (173; 693)</td><td>286 (178; 544)</td><td>300</td></tr><tr><td>NP<sub>1</sub>EC (ng/L)</td><td>4,12<sup>d</sup></td><td>113 (76; 276)</td><td>82 (37; 150)*</td><td>202 (55; 553)</td><td>105 (51; 262)</td><td>81 (36; 150)*</td><td>105 (54; 528)<sup>°°</sup></td><td>-</td></tr><tr><td>NP<sub>1</sub>EO (ng/L)</td><td>4,17<sup>d</sup></td><td>366 (191; 888)</td><td>103 (43; 320)*</td><td>151 (90; 676)</td><td>38 (&lt;31; 540)</td><td>87 (&lt;31; 275)</td><td>93 (&lt;31; 611)**</td><td>-</td></tr><tr><td>NP<sub>2</sub>EO (ng/L)</td><td>4,21<sup>d</sup></td><td>220 (116; 364)</td><td>97 (66; 329)**</td><td>158 (93; 345)</td><td>180 (&lt;62; 271)</td><td>89 (&lt;62; 282)</td><td>79 (&lt;62; 252)**</td><td>-</td></tr><tr><td>DMP (µg/L)</td><td>1,59<sup>b</sup></td><td>0,44 (0,35; 0,58)</td><td>0,32 (0,27; 0,47)**</td><td>0,32 (0,28; 0,50)</td><td>&lt;0,25 (&lt;0,25; 0,49)</td><td>&lt;0,25 (&lt;0,25; 0,43)</td><td>&lt;0,25 (&lt;0,25; 0,94)</td><td>-</td></tr><tr><td>DiBP (µg/L)</td><td>4,27<sup>b</sup></td><td>2,8 (1,3; 9,6)</td><td>2,0 (0,61; 11)</td><td>2,35 (1,47; 5,9)</td><td>1,3 (0,6; 4,3)</td><td>1,5 (&lt;0,52; 2,8)</td><td>1,1 (&lt;0,52; 8,1)</td><td>-</td></tr><tr><td>DBP (µg/L)</td><td>4,56<sup>b</sup></td><td>1,7 (0,9; 9,1)</td><td>1,2 (0,35; 6,6)**</td><td>1,1 (0,65; 6,8)</td><td>0,28 (0,30; 2,72)</td><td>0,68 (0,29; 4,8)</td><td>0,69 (&lt;0,18; 8,0)</td><td>-</td></tr><tr><td>DEHP (µg/L)</td><td>7,45<sup>b</sup></td><td>14 (5,4; 26,4)</td><td>6,4 (1,5; 28)</td><td>13 (6,2; 29)</td><td>3,4 (1,4; 6,2)</td><td>2,7 (1,5; 28)</td><td>4,7 (1,2; 18)<sup>°°</sup></td><td>1,3</td></tr><tr><td>DNP (µg/L)</td><td>9,52<sup>a</sup></td><td>0,20 (&lt;0,14; 4,2)</td><td>0,14 (0,11; 0,12)*</td><td>0,15 (0,13; 0,90)**</td><td>&lt;0,11 (&lt;0,11; &lt;0,11)</td><td>&lt;0,11 (&lt;0,11; 0,12)</td><td>&lt;0,11 (&lt;0,11; 0,13)</td><td>-</td></tr></tbody></table>