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Guide technique supplémentaire - La réalisation d'étude de délimitation des panaches de l'effluent

Étude par traceurs surle terrain

Le travail sur le terrain comprend le suivi de la dispersion de l’effluent au moyen d’un traceur qui s’y retrouve naturellement ou est ajouté. Cette étude a pour but d’obtenir suffisamment de données de terrain sur un « instantané » de la dispersion de l’effluent afin qu’une modélisation numérique puisse ensuite servir à calculer l’étendue maximale du panache de l’effluent à une dilution ≥ 1 % ainsi que l’étendue moyenne à long terme des panaches de l’effluent à une dilution ≥ 1 % et ≥ 0,1 %.


Membres du groupe d’étude

Tableau 3.1: les rôles et les responsabilités des membres du groupe d’étude qui réalise une étude de délimitation du panache, y compris une étude par traceurs sur le terrain.

Rôles et responsabilités du groupe d'étude
RôleResponsabilité
Chef du groupe d'étudeScientifique ou ingénieur qui dirige et représente le groupe d’étude et sert d’agent de liaison avec les autorités locales et la fabrique de pâtes et papiers.
Surveillant sur le terrainScientifique, ingénieur ou technicien possédant une bonne expérience pratique sur le terrain, qui dirige et effectue le travail sur le terrain.
Surveillant de l’injection du traceurScientifique, ingénieur ou technicien qui surveille l’injection du traceur dans l’effluent. Il peut être accompagné d’un assistant technique.
Équipage des embarcations (un ou deux)Il faut au moins un équipage pour effectuer le travail sur le terrain. Une deuxième embarcation est utile pour aider à faire le suivi de la drogue, s’il est fait en même temps que l’étude par traceurs, ainsi que pour venir en aide à l’embarcation principale pendant cette étude. Le surveillant sur le terrain peut être un membre de l’équipage.
Modélisateur numériqueScientifique ou ingénieur possédant de l’expérience en modélisation numérique du comportement des panaches.

Communications

Il est important de contacter les autorités locales pour les aviser des activités prévues et de la présence potentiellement visible d’un colorant dans l’eau. Les autorités à contacter dépendent de l’endroit, mais peuvent comprendre une ou plusieurs des suivantes : l’autorité portuaire ou le capitaine de port local, les plus proches bureaux d’Environnement Canada et de Pêches et Océans, le plus proche bureau du ministère provincial de l’Environnement ou des Ressources naturelles, l’hôtel de ville, les groupes de pêcheurs locaux, les organisations environnementales non gouvernementales et, peut-être, la station radiophonique locale. Au cours du travail sur le terrain, il est important que le chef du groupe, l’équipage chargé de l’injection du traceur et l’équipage des embarcations communiquent continuellement entre eux.


Embarcations

Le type de coque et l’unité de propulsion devraient réduire au minimum la perturbation et le mélange du panache lorsque l’embarcation le traverse. Bien que la vitesse soit généralement très souhaitable, il faut faire preuve de jugement pour savoir dans quelle mesure elle peut mettre en danger certaines des autres exigences. Un sonar d’immersion enregistreur installé sur la coque, conjugué à un appareil GPS, est très utile. Un radar est aussi recommandé dans les zones côtières et marines.

Lorsqu’on utilise un traceur colorant, l’embarcation devrait être munie d’un tangon fermement attaché à l’étrave (au moyen d’un câble de retenue) afin de placer le tube ou la tête de prélèvement du fluorimètre à une profondeur préétablie dans les eaux réceptrices. Le tube ou la tête devrait être placé de façon à éviter les vagues d’étrave, à être facile à détacher et à monter à bord ou à replacer à une profondeur différente. Il faut utiliser un dépresseur si le tube est tracté à plus de 2 m de profondeur. En général, un appareil tracté à l’arrière n’est pas recommandé parce que l’échantillonnage est perturbé par le sillage de l’embarcation et aussi parce que la profondeur à laquelle il est placé est très sensible à la vitesse de l’embarcation et à la longueur de la touée.

Si des batteries de 12/24 V à haute efficacité sont nécessaires pour le fonctionnement des appareils, il est recommandé qu’elles soient indépendantes de celles de l’embarcation, mais le même chargeur peut être utilisé. Il peut être utile qu’une deuxième embarcation s’occupe des drogues et ramasse (au besoin) les bouteilles d’échantillons instantanés.


Localisation (GPS)

La localisation des stations d’échantillonnage, des drogues et du trajet qu’empruntent les embarcations par rapport au lieu de rejet est importante. L’utilisation d’un appareil GPS (système mondial de localisation) peut être la méthode la plus convenable et précise d’obtenir et d’enregistrer des renseignements sur la localisation. La précision de l’appareil devrait être supérieure à ? 2,5 m, mais elle dépend d’un certain nombre de facteurs, dont la présence de satellites de navigation (entretenus par le U.S. Department of Defense), les conditions ambiantes qui peuvent occasionner un « brouillage » des signaux transmis par satellite et la correction différentielle des signaux. Le GPS différentiel (DGPS) est fourni par des récepteurs fixes situés à des endroits connus et entretenus par la Garde côtière du Canada pour les eaux côtières canadiennes de l’Atlantique et du Pacifique, ainsi que pour la voie maritime du Saint-Laurent. Sur les Grands Lacs, le DGPS est fourni par des récepteurs canadiens et américains. On peut obtenir une plus grande précision en prenant la moyenne d’au moins deux résultats fournis par les récepteurs. À certains endroits, des méthodes de relevé plus classiques, comme la triangulation, peuvent être également efficaces pourvu que la précision visée soit obtenue.


Choix du traceur

Les traceurs idéaux pour les panaches possèdent les caractéristiques suivantes :

  • ils ne sont pas nuisibles pour l’environnement (traceurs colorants);
  • leur concentration de fond est presque nulle;
  • leur vitesse de dégradation pendant le travail sur le terrain est très faible (substances persistantes);
  • ils se mélangent librement à l’effluent et aux eaux réceptrices;
  • ils se mesurent facilement sur le terrain à de faibles concentrations;
  • ils sont libérés à une vitesse proportionnelle au taux de rejet de l’effluent.

On peut utiliser deux types de traceurs : 1) les traceurs qui se retrouvent naturellement dans l’effluent à des concentrations connues et relativement constantes et 2) ceux qui sont ajoutés à l’effluent pour la durée de l’essai.

Le traceur ajouté actuellement privilégié est la rhodamine WT, un colorant fluorescent qui est le plus souvent utilisé pour les études de SEE. Cette substance possède les caractéristiques du traceur parfait. On a démontré qu’elle n’était pas cancérogène et qu’elle était peu susceptible d’être toxique et d’avoir des effets nocifs dans l’environnement aquatique (Parker, 1973). Elle ne présente pas de danger lorsqu’elle est manipulée avec soin, il est généralement possible de l’obtenir, et elle peut être facilement mesurée sur le terrain à des concentrations inférieures à 1 µg/L. Pour des raisons pratiques, elle devrait être obtenue sous forme liquide. La rhodamine WT est considérée comme une substance persistante la plupart du temps et sa concentration de fond est généralement presque nulle. Comme les traceurs fluorescents, cette substance peut être altérée par certains types de solides et d’agents chimiques (p. ex., les agents de blanchiment, les sulfures, la lumière solaire et les microorganismes). Le chlore élémentaire détruit rapidement la fluorescence de la rhodamine WT. Cet effet est particulièrement remarquable dans l’eau de mer parce que le brome exacerbe l’action du chlore. Heureusement, le chlore élémentaire n’existe que de façon transitoire en solution. Le chlore présent sous forme de NaCl dans l’eau de mer n’a pas d’effet sur la fluorescence. Il est recommandé d’effectuer des essais préliminaires portant sur l’interaction entre le colorant et l’effluent afin de déterminer la stabilité du traceur et le coefficient de perte à utiliser avec le traceur.

L’utilisation de traceurs déjà présents dans l’effluent est avantageuse parce qu’ils ont atteint l’équilibre dans le milieu récepteur. Les effluents de la plupart des fabriques contiennent divers constituants qui pourraient servir de traceurs pour délimiter la zone de mélange, comme la couleur, le sodium, le chlore, le magnésium, le tanin et les lignines, la conductivité et le chloroforme. Une évaluation des constituants de l’effluent pouvant servir de traceurs devrait tenir compte des facteurs suivants : la détectabilité, la possibilité d’être mesurés en temps réel, la vitesse de dégradation, la variabilité de la concentration dans l’effluent ainsi que la variabilité des concentrations de fond dans les eaux réceptrices.

Voici d’autres sources de conseils sur le choix et l’utilisation d’un traceur : Feunstein (1963), Ferrier et al. (1993), Kilpatrick et Cobb (1985) et Wright et Collings (1964).


Injection du traceur (traceur ajouté)

Le système d’évacuation de l’effluent devrait être inspecté et le point d’injection du colorant choisi. Les principaux facteurs à prendre en compte dans le choix du point d’injection devraient être les suivants :

  • la longueur de mélange avant le point de rejet final devrait être convenable (au moins 40 fois le diamètre de la conduite d’évacuation);
  • il ne devrait pas y avoir d’autres rejets après le point d’injection;
  • un orifice d’accès doit permettre de prélever les échantillons du traceur entièrement mélangé avant le point de rejet final.

La pompe d’injection du colorant devrait être réglée au laboratoire pour confirmer que la dose volumétrique souhaitée est obtenue. Il est aussi important de déterminer le temps total qui s’écoule entre l’introduction du traceur dans le tube d’aspiration de la pompe et le moment où il atteint l’effluent, ce qui comprend le temps qu’il faut pour amorcer le système d’injection et pour que le colorant atteigne le point de rejet final à partir du point de dosage.

Un système d’injection à débit continu est préférable pour simuler le fonctionnement d’un système d’évacuation dont le chargement est proportionnel au débit et continu. Ce type de système d’injection rend les mesures sur le terrain plus fiables. On devrait surveiller le taux de rejet de la pompe en fonction de la charge de la batterie ainsi que l’effet de la température froide sur le voltage de cette dernière (si c’est utile).

Dans le cas des fabriques de pâtes qui évacuent leur effluent en discontinu, il faut mélanger le colorant avant l’évacuation et accorder suffisamment de temps pour que le mélange soit complet. Des échantillons doivent être prélevés régulièrement dans la conduite d’évacuation pendant la période de rejet.

Dans le cas d’un traceur ajouté dont les concentrations de fond sont nulles, la quantité nécessaire peut être calculée comme suit :

M = Cx %qeff %T% %eff %3 600 secondes/heure, où :

  • M = quantité de traceur nécessaire pour l’essai (en kg)
  • Cx = concentration de la limite de détection du traceur (p. ex., 1 %10-9 kg/L ou 1 ppb)
  • qeff = débit de l’effluent (p. ex., 1 000 L/sec)
  • T = durée de l’essai (p. ex., 12 heures)
  • %eff = limite de dilution du panache en % de la concentration de l’effluent (p. ex., pour une dilution de 1:100, utilisez 100)

Le taux d’injection (en kg/h) est calculé en divisant la quantité de traceur nécessaire par la durée de l’essai. Il n’est pas nécessaire de tenir compte de la concentration du traceur dans le mélange d’injection (généralement 20 % en poids) parce que la limite de détection est fondée sur le mélange initial dilué. Les étalons de dilution sont généralement préparés en fonction du poids. Pour les préparer en fonction du volume, la densité exacte du traceur doit être utilisée. Dans le cas de la rhodamine WT, elle varie entre 1,15 et 1,2 et est généralement de 1,19.

Durée de l’injection du colorant

Le colorant doit être injecté suffisamment longtemps pour établir une concentration à l’équilibre dans les eaux réceptrices et permettre à l’équipe sur le terrain d’effectuer l’échantillonnage. La durée de l’injection dépend de l’endroit. Lorsque le débit est unidirectionnel, l’injection devrait continuer au moins jusqu’à ce que le panache ait été délimité. Dans le cas des milieux récepteurs plus dynamiques, le temps d’injection doit être accru, notamment lorsque le panache est instable. Dans les lacs et les cours d’eau, il se peut que l’injection doive continuer pendant plusieurs heures. Dans les estuaires, l’injection devrait continuer pendant au moins un cycle des marées, c’est-à-dire commencer à marée basse, se poursuivre à marée haute et se terminer à marée basse (normalement, 13 heures). Dans les environnements marins côtiers et les fjords où l’eau déjà polluée peut être recirculée de nouveau dans le panache, il se peut que le colorant doive être injecté pendant plusieurs cycles des marées. Il faut alors décider s’il vaut la peine de consacrer du temps et des efforts pour continuer d’injecter le colorant ou s’il est préférable d’avoir recours à la force prédictive de la modélisation numérique.

Le terme « bouchon » est utilisé lorsqu’un volume connu et généralement faible de colorant, possiblement dilué avec les eaux réceptrices, est introduit dans la colonne d’eau au niveau du panache prévu et en produisant le moins possible de perturbation. Il faut prendre bien soin de s’assurer que le liquide contenant le colorant a la même densité que les eaux réceptrices où il est déversé. Le mouvement et les dispersions ultérieures de cette flaque de colorant sont surveillés de la même façon qu’un panache, et des coefficients de dispersion peuvent être calculés. Dans ce cas, un objectif secondaire consiste à déterminer l’étendue de la flaque de colorant et les concentrations de ce dernier à intervalles régulièrement fixés. La quantité de colorant dont on calcule qu’elle est présente à chaque intervalle de temps devrait se rapprocher de celle qui a été rejetée, ce qui permet de vérifier la qualité de la délimitation de la flaque de colorant. L’analyse du bouchon ne décrit pas de façon satisfaisante la dispersion de l’effluent, mais elle peut fournir au sujet des caractéristiques de la dispersion localisée des renseignements utiles pouvant servir à la modélisation numérique du comportement de l’effluent.


Appareils de mesure de la qualité de l’eau

Les paramètres de la qualité de l’eau et les concentrations du traceur devraient être mesurés sur place au moyen d’une sonde immergée dans l’eau. Les paramètres à mesurer comprennent la fluorescence (traceurs colorants), la température et la salinité (eaux estuariennes et marines). Le point d’échantillonnage, la date et la profondeur de l’immersion de la sonde de prélèvement doivent être enregistrés; il en est de même pour les observations visuelles, s’il y a lieu de le faire. Il est recommandé de mesurer simultanément le plus grand nombre possible de paramètres désirés.

Fluorimètre

Le fluorimètre mesure la fluorescence des colorants injectés; il doit donc être propre et fiable. Puisque les lectures du fluorimètre doivent être converties en concentrations dans l’effluent, une courbe d’étalonnage propre au site est nécessaire et sera produite en laboratoire. La figure 3.1 montre une courbe d’étalonnage type.

Figure 3.1 : Courbe d’étalonnage type reliant la fluorescence à la concentration du traceur colorant

anglais seulement Courbe d'étalonnage type reliant la fluorescence à la concentration du traceur colorant

La relation entre la concentration de colorant et la concentration correspondante dans l’effluent doit être établie avant le début des mesures sur le terrain, afin qu’il soit possible de déterminer sur place à quelles lectures de la fluorescence les concentrations dans l’effluent ont été trouvées. En outre, la limite de détection du colorant par le fluorimètre dans les eaux réceptrices doit être déterminée. Cette concentration est nécessaire pour le calcul du taux d’injection du colorant (voir l’équation de la section 3.6).

Pour tracer la courbe d’étalonnage, une série de dilutions du colorant devrait être préparée pour les intervalles de concentrations prévus. Des séries de dilutions distinctes doivent être préparées pour les mélanges de colorant avec les eaux réceptrices, l’effluent de la fabrique de pâtes et l’eau propre. Lorsque les eaux réceptrices sont salées, il faut utiliser au moins une salinité maximale et minimale. Toutes les variations entre les types d’eau utilisés devraient être enregistrées et prises en compte dans l’interprétation des résultats de terrain.

Les dilutions varient généralement entre 0,1 %10-9 kg/L (0,1 ppb) et 10-6 kg/L (1 ppm). Les lectures de la fluorescence devraient indiquer une corrélation linéaire avec la concentration du colorant dans l’intervalle d’intérêt. Une analyse de régression donne l’équation mathématique nécessaire pour convertir les


Matériel utilisé pour suivre les courants et le mouvement de l’effluent

Les drogues et les courantomètres sont les principaux types de matériel pouvant servir à suivre le mouvement des courants et donc celui d’un effluent. Chaque type de matériel est décrit ci-dessous.

Drogues

Les drogues servent à déterminer le mouvement de l’eau dans le panache de l’effluent ainsi que la vitesse et la direction d’autres courants sur le terrain. Les drogues peuvent aussi aider à savoir où prélever des échantillons des traceurs, notamment lorsque les panaches se trouvent sous la surface de l’eau. Les drogues mises à l’eau au voisinage du point de rejet dérivent avec le courant et indiquent où le panache est transporté pourvu qu’il demeure dans la même masse d’eau. Si le panache se trouve sous la surface de la masse d’eau, la drogue doit être conçue (munie d’une pesée) pour lui permettre de demeurer dans la masse d’eau qui convient. La figure 3.2 montre des exemples de drogues.

Figure 3.2 : Divers types de drogues utilisées pour la délimitation du panache (adapté du Manuel canadien des marées)

Drivers types de drogues utilsées pour la délimitation du panache

Les drogues qui servent à suivre les eaux de surface devraient avoir une structure relativement simple; par exemple, la « drogue à croisillons » (figure 3.2) comprend deux feuilles de contreplaqué dont la partie supérieure demeure juste au-dessous de la surface des eaux (à 50 cm ou moins) à l’aide d’une pesée. Les dimensions de chaque palette ne devraient pas être inférieures à environ 30 cm, mais la drogue peut être construite à une échelle assortie aux conditions. L’emplacement visuel de la drogue est généralement indiqué par une tige à pavillon qui sort de l’eau ou par un flotteur de surface, bien que des indicateurs acoustiques puissent aussi être utilisés (voir plus loin). L’utilisation d’un flotteur de surface avec une réserve de flottabilité permet d’assurer que la drogue reste toujours à la profondeur convenable dans la colonne d’eau. Il est important que la résistance au vent des indicateurs ou la traînée du flotteur de surface soit le plus faible possible comparativement à la drogue elle-même. Lorsque l’action des vagues ou la turbulence sont considérables, la distance entre le flotteur de surface et la drogue doit être augmentée (voir la « drogue à croisillons » avec une hampe plus longue, figure 3.2) afin que la partie supérieure de la drogue ne sorte pas de l’eau et soit influencée par les forces du vent. Pour vérifier si la drogue demeure dans la même masse d’eau que le panache, on peut mesurer un paramètre simple (p. ex., la température ou la salinité) au voisinage de la drogue.

Certaines drogues devraient être placées dans l’eau pour déterminer le mouvement de l’eau de surface et quelques-unes devraient être installées à une plus grande profondeur, notamment si le panache peut plonger ou être emprisonné dans une couche inférieure. Le trajet des drogues donnera une confirmation visuelle de la trajectoire possible du panache. Dans les eaux estuariennes et marines, les drogues doivent être larguées dans la zone d’évacuation à marée haute, à marée basse et aux deux marées moyennes. Puisqu’il est souhaitable qu’un certain nombre des premières drogues puissent demeurer dans l’eau jusqu’à la fin, un nombre important de drogues peut être nécessaire. Des points tracés sur des graphiques à bord des embarcations peuvent servir à suivre le mouvement des drogues, ce qui devrait grandement aider à récupérer ces dernières.

Il arrive que le panache demeure sous la surface de l’eau ou plonge par la suite. Dans les deux cas, il se déplace en dessous d’une masse d’eau moins dense à la surface. Il est encore possible d’obtenir des renseignements utiles au moyen du même type de drogue si l’on prend soin de la munir d’une pesée afin que la densité soit la même que celle de l’eau déplacée du panache. Une ligne longue et lâche allant jusqu’au flotteur de surface de la drogue permettra de localiser approximativement cette dernière. Sinon, un localisateur acoustique peut être attaché à la drogue. Ces « drogues acoustiques » servent à suivre le mouvement des panaches submergés en haute mer et peuvent aussi être utilisées en eau moins profonde pour calculer la dérive des couches inférieures dans un fjord ou un grand lac (cette dérive ne peut être mesurée par la plupart des courantomètres). Compte tenu du mélange dans le panache, le localisateur acoustique suffira pour quelques kilomètres seulement parce que la densité dans le panache changera constamment à mesure qu’il se mélangera à sa limite supérieure avec l’eau de surface moins dense et à sa limite inférieure à l’eau profonde plus dense. Ces types de comportement du panache sont discutés plus en détail à la section 5.

Courantomètres

Les courantomètres peuvent servir à décrire l’hydrodynamique des eaux réceptrices et, en particulier, la variabilité spatiale des courants pour utilisation dans un modèle numérique. La plupart des courantomètres peuvent enregistrer la température aussi bien que la salinité, ce qui fournit des renseignements supplémentaires sur les types de masses d’eau qui se déplacent. Toutefois, les courantomètres entraînent généralement des coûts d’utilisation plus élevés que ceux des drogues dans les études de délimitation du panache. Les courantomètres sont particulièrement utiles dans le cas des grands lacs et des eaux marines où les courants sont giratoires, ou lorsque l’action du vent et des vagues peut être le principal déclencheur des courants. Dans ces milieux, les courantomètres peuvent être installés près de la surface de l’eau et à une profondeur moyenne pendant certaines saisons de l’année (au moins pendant 30 jours) pour décrire les courants. L’IEEE donne une bonne description des courantomètres modernes (2003).

Le courantomètre acoustique à effet Doppler est un appareil plus sophistiqué qui est polyvalent et a été utilisé dans des études de SEE. L’utilisation de ce type de courantomètre pour la délimitation du panache comporte des restrictions : il coûte cher, l’interprétation des résultats nécessite un hydrographe qualifié et la résolution des données obtenues à proximité des interfaces eau-air et eau-substrat du fond est faible lorsqu’on l’utilise à une grande profondeur (ce qui pose un problème lorsqu’on suit les panaches flottants qui ont tendance à se retrouver tout d’abord dans le premier mètre d’eau sous la surface).


Suivi de la dispersion de l’effluent

La présente section indique comment s’y prendre normalement pour suivre l’effluent dans un milieu récepteur à écoulement unidirectionnel simple, lorsque la rhodamine WT est utilisée comme traceur. D’autres conseils sont fournis à la section 5 pour certains types de milieux récepteurs : les cours d’eau, les petits lacs et les réservoirs de retenue, les grands lacs, les estuaires, les fjords et les eaux marines côtières. Si l’on utilise un autre type de traceur, il faudra apporter les modifications qui s’imposent à la procédure recommandée. Les fabricants de fluorimètres et le U.S. Geological Survey (1996) donnent des renseignements détaillés sur l’utilisation de la rhodamine WT.

Lorsqu’une fabrique rejette plusieurs effluents, chacun d’entre eux doit être suivi séparément à différents moments afin de déterminer la configuration de chaque panache. La plupart du temps, le panache cumulatif peut être évalué au moyen de modèles numériques. Toutefois, comme la majorité des fabriques canadiennes ont réuni leurs effluents, un seul point de rejet est généralement important.

Prélèvement d’échantillons dans la zone de dilution initiale

Le prélèvement d’échantillons dans le panache ascendant est difficile et inutile aux fins de sa délimitation. Il devrait plutôt être concentré dans la zone où le panache arrive à la surface ou est freiné dans son ascension verticale. Ce point peut se trouver à plusieurs dizaines de mètres en aval du lieu de rejet. La variation de la concentration ou de la dilution peut atteindre 50 % au voisinage du point d’émergence. L’échantillonnage devrait être effectué pour confirmer la variabilité de la concentration de l’effluent à angle droit avec l’écoulement des eaux réceptrices de même que parallèlement à cet écoulement.

D’autres prélèvements devraient être effectués à angle droit avec l’écoulement à une distance d’environ 50 à 100 m de l’endroit en aval où le panache arrive à la surface afin de déterminer sa largeur, son épaisseur et sa profondeur. À partir de ce point, s’il y a un autre mélange, on croit qu’il se produit à l’extérieur de la zone de dilution initiale, et les prélèvements devraient se faire tel que recommandé ci-dessous.

Dispersion subséquente

À l’extérieur de la zone de dilution initiale, le panache de l’effluent se déplace généralement à l’horizontale et est entraîné par la vitesse des eaux réceptrices. Les drogues larguées dans le panache de surface indiqueront où ce dernier se trouve. La description suivante de la dispersion subséquente se rapporte aux panaches de surface; pour ce qui est des panaches plongeants ou emprisonnés, voir la section 5.4.

Des prélèvements transversaux devraient être effectués à angle droit avec l’écoulement du panache et à intervalles d’environ cinq fois la largeur du dernier panache. Le fluorimètre ou le tube de prélèvement devrait être maintenu à une profondeur constante lorsque l’embarcation traverse le panache. Il est recommandé de prélever les échantillons à 1 m de profondeur lorsque l’eau est homogène, peut-être en eau moins profonde lorsque l’écoulement est stratifié, et à une plus grande profondeur si l’eau est homogène lorsqu’on sait que le panache est bien mélangé en profondeur. La profondeur à laquelle la concentration du traceur est maximale sert à en établir le profil.

Il est particulièrement important de localiser les deux côtés du panache et de savoir si un côté touche au rivage. Au cours des premières traversées, l’embarcation devrait retourner au centre du panache, et le fluorimètre ou le tube de prélèvement devrait être abaissé pour déterminer l’étendue verticale du panache; cette valeur doit être comparée avec ce qui a été prévu par la conceptualisation de la dispersion. Au besoin, l’embarcation devrait ensuite retourner sur la ligne transversale en faisant descendre le fluorimètre ou le tube de prélèvement plus profondément (p. ex., entre 2 et 3 m) afin de mieux mesurer les concentrations dans la surface inférieure.

L’échantillonnage devrait continuer jusqu’à ce qu’une dilution de 1:1 000 soit atteinte (c.-à-d. jusqu’à ce que la concentration de l’effluent soit de 0,1 %). Il faut savoir que, aux extrémités du panache les plus éloignées, des parties de ce dernier peuvent s’en détacher et former des parcelles indépendantes d’effluent qui flottent avec le courant.

Il ne faut jamais placer un fluorimètre avec cuve à circulation à moins de 2 m du substrat du fond, car le matériel pourrait être endommagé ou faire défaut. Si l’on croit que le panache de l’effluent entre ou est près d’entrer en contact avec le substrat du fond, des échantillons devraient être prélevés et embouteillés en vue de leur analyse ultérieure (voir ci-dessous le paragraphe qui porte sur les échantillons « instantanés »). Pour confirmer que tel est le cas, au moins cinq échantillons par section transversale devraient être prélevés.

L’emplacement du panache ou la concentration devraient être notés s’ils sont inhabituels, par exemple, lorsque de fortes concentrations sont enregistrées à des endroits où la concentration de l’effluent avait atteint une valeur inférieure à la concentration spécifiée (p. ex., en raison de l’accumulation dans un bras de mer ou une baie), ou lorsqu’un courant sous-marin déplace l’effluent en aval ou vers le large pour le faire remonter à la surface ailleurs.

Les profondeurs marines devraient être mesurées et enregistrées là où on établit le profil des traceurs. Les techniques sonar sont généralement convenables. Lorsqu’il existe déjà une carte hydrographique détaillée, il n’est pas nécessaire de faire des relevés bathymétriques. Il est recommandé que les données bathymétriques concernant les eaux réceptrices soient présentées sur une carte de la zone d’exposition.

Les mesures de l’écoulement d’eau douce et les changements de niveau des marées devraient être enregistrés pendant au moins 24 heures avant et durant l’injection du traceur. Ces mesures devraient être prises au moins à toutes les heures, mais leur enregistrement continu est recommandé.

Le prélèvement d’échantillons instantanés est recommandé seulement s’il est impossible de faire pénétrer directement le fluorimètre ou le tube dans le panache. Cette méthode est plus lente, sa résolution spatiale est faible, et elle ne permet pas d’obtenir un profil continu des concentrations du traceur. Il est donc difficile de faire le bilan massique du traceur. Néanmoins, il est parfois nécessaire de prélever des échantillons instantanés. Ces échantillons devraient être prélevés en utilisant une pompe à eau ou en immergeant des bouteilles d’échantillonnage sous vide. Il n’est pas recommandé d’utiliser une bouteille de Niskin ou une bouteille polyvalente du même genre parce qu’elle peut être contaminée par les échantillons précédents. Les échantillons instantanés devraient être stockés au froid à l’abri de la lumière et analysés dans un délai de 24 à 48 heures. Si cette méthode de prélèvement est la seule à être employée, il est recommandé de prélever au moins 12 échantillons à chaque transect afin de bien définir la configuration du panache. Au moins dix sections transversales de chacun des panaches résultant d’un déversement devraient être échantillonnées.


Qualité des données

La courbe d’étalonnage propre au site (figure 3.1) permet de convertir les lectures de la fluorescence, sans unité, en concentrations de colorant exprimées en ?g/L (ppb), puis en pourcentage de l’effluent. Une conversion du même genre est nécessaire pour les traceurs qui se retrouvent dans la nature. Au cours de l’essai sur le terrain, une correction pour les changements de température et les diverses quantités d’effluent évacuées peut être nécessaire. Les résultats devraient être inscrits dans un tableau indiquant l’heure (pour les eaux marines, l’heure devrait être indiquée relativement à la marée haute ou basse), le niveau d’eau, la position, la salinité (au besoin), la profondeur d’immersion de la sonde ou du tube de prélèvement, la profondeur de l’eau locale (facultatif), la concentration du colorant et la concentration calculée de l’effluent.

La discussion des limites de confiance des résultats devrait tenir compte des effets de facteurs comme les conditions ambiantes pendant l’essai, la méthode d’analyse employée pour mesurer la fluorescence (le prélèvement d’échantillons instantanés, le pompage continu et l’immersion d’un fluorimètre), la précision des données de localisation, la variation de l’évacuation de l’effluent et la confiance dans la courbe d’étalonnage.


Modélisation numérique

La modélisation numérique permet d’extrapoler, à partir des mesures du panache effectuées sur le terrain, pour simuler la dispersion de l’effluent dans des conditions ambiantes beaucoup plus variées. On a mis au point des modèles numériques qui superposent les calculs de la qualité de l’eau aux processus hydrodynamiques. Ces modèles fournissent une représentation qualitative et graphique du transport et de la dispersion de l’effluent (du traceur) dans le temps et l’espace.

Selon la nature des eaux réceptrices, des modèles bidimensionnels ou tridimensionnels peuvent être utilisés. Les principaux processus de la modélisation numérique comprennent l’installation du modèle, l’étalonnage et la vérification du modèle (qui utilisent tous deux les résultats de l’étude par traceurs sur le terrain) et une analyse de sensibilité pour déterminer les limites à imposer aux paramètres d’entrée. L’étalonnage du modèle devrait être effectué en regard des dernières mesures du traceur, mais la vérification peut se faire en appliquant le modèle à un événement historique dont les conditions ambiantes et d’évacuation sont différentes. Si l’étalonnage, la vérification et l’analyse de sensibilité sont réussis, le modèle peut ensuite être appliqué à un certain nombre de conditions ambiantes qui peuvent donner lieu à des dispersions du panache de l’effluent autres que celle observée pendant les mesures sur le terrain. Une discussion sur la fréquence des diverses conditions ambiantes examinées devrait être présentée.

À tout le moins, les modèles utilisés devraient pouvoir reproduire exactement le processus hydrodynamique de la zone d’étude et le comportement d’une substance persistante introduite près du point de rejet. La dilution initiale en zone rapprochée peut être calculée au moyen de modèles descriptifs, comme Cormix ou Visual Plumes. Les concentrations du traceur calculées pour le contour de la zone rapprochée peuvent ensuite servir de conditions limitrophes pour le modèle de la zone éloignée. Il existe d’autres conditions limitrophes pour les modèles de la zone éloignée : l’apport d’eau douce en amont et le niveau d’eau en aval. Dans les réseaux hydrographiques où les courants sont rapides, les modèles doivent pouvoir simuler des conditions d’écoulement sous-critiques et supercritiques. Dans les eaux soumises à l’action des marées, où le rivage au voisinage du point de rejet change selon que la marée est haute ou basse, le modèle devrait pouvoir reproduire l’humidification et l’assèchement des zones intertidales marécageuses.

Des modèles de zone rapprochée et des modèles bidimensionnels de zone éloignée sont facilement disponibles et ont été couramment utilisés pour délimiter le panache des effluents des fabriques de pâtes. Les modèles tridimensionnels coûtent très cher et beaucoup d’efforts doivent être déployés pour la collecte des données, l’installation et l’étalonnage. Certains instituts de recherche en hydrographie ont tout ce qu’il faut pour appliquer des modèles tridimensionnels.

Le tableau 3.2 énumère des modèles potentiellement applicables à divers scénarios d’évacuation des effluents et incluent des modèles offerts sur le marché et couramment utilisés. Ce tableau se veut un guide préliminaire seulement parce que des modèles sont constamment créés et modifiés et qu’un grand nombre de

Tableau 3.2 : Modèles numériques décrivant la dispersion de l’effluent

Modèles numériques décrivant la dispersion de l'effluent
Scénario typiqueRenseignements nécessaires pour le SEEExemples de modèles numériques offerts sur le marché1
Le panache est fortement transitoire ou, dans la zone de dilution initiale, il se dilue rapidement pour atteindre le niveau visé (1 % de la concentration de l’effluent).Délimitation spatiale conceptuelle des limites de 1 % et de 0,1 % de la concentration de l’effluent.
Il faut savoir si la limite de 1 % de la concentration est atteinte à moins de 250 m du point de rejet.
Modèles numériques comme Cormix et Visual Plumes pour l’évaluation de la dilution initiale seulement.
L’effluent est évacué dans un cours d’eau étroit et turbulent; un mélange complet est obtenu rapidement sur une courte distance.La distance linéaire nécessaire pour que le panache se dissipe afin d’atteindre les niveaux visés (0,1 % et 1 % de la concentration de l’effluent).Modèles numériques 1D, comme HEC-5Q, Qual 1E et WASP5/Dynhyd5.
L’effluent est évacué dans un large plan d’eau uniforme. Aucune stratification n’est observée.La longueur et la largeur nécessaires pour que le panache se dissipe afin d’atteindre les niveaux visés (0,1 % et 1 % de la concentration de l’effluent).Modèles numériques comme Cormix, pour la dilution initiale du panache, modèles numériques 2D, comme RMA 2/RMA 4, Qual 2E, MIKE 21, pour les simulations de la dilution ultérieure.
L’effluent est évacué dans un large plan d’eau non uniforme. Une stratification est observée en raison des différences de température ou de salinité des eaux réceptrices, ou entre l’effluent et les eaux réceptrices. La stratification peut être non uniforme et dynamique.La longueur, la largeur et les dilutions en profondeur nécessaires pour que le panache se dissipe afin d’atteindre les niveaux visés (0,1 % et 1 % de la concentration de l’effluent).Modèles numériques comme Cormix et Visual Plumes pour l’évaluation de la dilution initiale seulement. Modèles numériques 3D, comme RMA 10/RMA11, WASP5/Dynhyd5, MIKE 3, TELEMAC, DELFT 3D pour les simulations en zone éloignée.

1 Ces modèles proviennent de sources différentes; certains peuvent être obtenus directement des concepteurs de modèles et d’autres, d’un ou de plusieurs distributeurs commerciaux.

Le modèle numérique choisi devrait servir à calculer les zones d’étendue maximale souhaitées, les conditions moyennes et la dilution minimale. Une discussion sur les limites de confiance des résultats devrait être présentée (voir la section 3.10).

Lorsque des courantomètres sont utilisés pour mesurer les courants ambiants (voir la section 3.8.2), la configuration modélisée du panache peut être modifiée par une analyse statistique des données de ces appareils. Lorsque le temps de vidange est long, les concentrations mesurées de colorant peuvent servir à étalonner un modèle numérique de transport et de diffusion. Ce modèle peut ensuite être utilisé pour simuler la délimitation de l’effluent et les caractéristiques résultant d’une évacuation continue. Il peut être appliqué à diverses conditions (p. ex., les variations saisonnières des mouvements de l’eau et du régime des vents), ce qui élimine les limitations des conditions particulières enregistrées dans une seule étude sur le terrain.