LES POLLUANTS DES REJETS URBAINS DE TEMPS DE PLUIE

Transcription

URGC – Hydrologie Urbaine
Cours d’Hydrologie Urbaine
Partie 7
LES POLLUANTS DES REJETS URBAINS
DE TEMPS DE PLUIE :
natures, concentrations, flux,
caractéristiques physico-chimiques,
solides en suspension,
et répartition temporelle durant
les événements pluvieux
Jean-Luc BERTRAND-KRAJEWSKI
OSHU3 07 POLLUANTS DES RUTP - 30/11/2006
Lyon
J.-L. Bertrand-Krajewski, URGC Hydrologie Urbaine, INSA de
1
TABLE DES MATIERES
1. INTRODUCTION .....................................................................................................................................................3
2. LES PARAMETRES DE BASE (MES, DBO5, DCO, N, P) .........................................................................................4
2.1 Concentrations ...............................................................................................................................................4
2.2 Flux ................................................................................................................................................................5
2.3 Variations en fonction de l'urbanisation.........................................................................................................5
2.4 Répartition particulaire/dissous......................................................................................................................6
3. LES METAUX .........................................................................................................................................................7
3.1 Introduction....................................................................................................................................................7
3.2 Concentrations ...............................................................................................................................................7
3.3 Flux ................................................................................................................................................................7
3.4 Répartition particulaire/dissous......................................................................................................................8
3.5 Répartition granulométrique ..........................................................................................................................8
3.6 Spéciation des métaux..................................................................................................................................11
3.7 Evolution spatio-temporelle des métaux ......................................................................................................14
3.8 Contribution des biofilms.............................................................................................................................19
4. LES HYDROCARBURES .........................................................................................................................................20
4.1 Introduction..................................................................................................................................................20
4.2 Concentrations .............................................................................................................................................20
4.3 Flux ..............................................................................................................................................................20
4.4 Répartition particulaire/dissous....................................................................................................................21
4.5 Répartition granulométrique ........................................................................................................................21
5. LES HAP (HYDROCARBURES AROMATIQUES POLYCYCLIQUES) .........................................................................22
5.1 Introduction..................................................................................................................................................22
5.2 Concentrations .............................................................................................................................................23
5.3 Flux ..............................................................................................................................................................23
6. LES PCB (POLYCHLOROBIPHENYLES)................................................................................................................26
6.1 Introduction..................................................................................................................................................26
6.2 Concentrations .............................................................................................................................................26
7. AUTRES MICRO POLLUANTS ................................................................................................................................28
8. LES POLLUANTS BACTERIOLOGIQUES ..................................................................................................................29
8.1 Introduction..................................................................................................................................................29
8.2 Concentrations .............................................................................................................................................29
9. LES CARACTERISTIQUES DES SOLIDES .................................................................................................................31
9.1 Introduction..................................................................................................................................................31
9.2 La granulométrie ..........................................................................................................................................31
9.3 Les vitesses de chute ....................................................................................................................................33
9.4 La masse volumique et la teneur en matière organique ...............................................................................35
10. CONCLUSION SUR LES POLLUANTS ....................................................................................................................36
11. REPARTITION INTRA-EVENEMENTIELLE DES FLUX POLLUANTS .........................................................................37
11.1 Nomenclature .............................................................................................................................................37
11.2 Introduction................................................................................................................................................37
11.3 pollutant mass Distribution versus volume ................................................................................................38
11.3.1 The M(V) curves of pollutant mass distribution versus volume..........................................................38
11.3.2 Variability of M(V) curves ..................................................................................................................41
11.4 Analysis of the M(V) curves.......................................................................................................................44
11.4.1 Numerical fitting of M(V) curves........................................................................................................44
11.4.2 M(V) curves distribution .....................................................................................................................44
11.5 Search for Explanatory factors for the value of b ......................................................................................46
11.5.1 Characteristics of the catchment .........................................................................................................46
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2
11.5.2 Characteristics of the sewer system ....................................................................................................46
11.5.2.1 Slope of the sewer system............................................................................................................46
11.5.2.2 The "rinsing flush" or "storm first flush" in combined sewer systems ........................................47
11.5.3 Characteristics of rainfall events.........................................................................................................47
11.6 Conclusion .................................................................................................................................................47
12. BIBLIOGRAPHIE .................................................................................................................................................48
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3
1. INTRODUCTION
Ce document sur les polluants des rejets urbains de temps de pluie rassemble, sous une forme condensée, les
principales informations disponibles en France et à l'étranger.
Reprenant la définition proposée par Hémain (1987), nous appelons REJETS URBAINS DE TEMPS DE PLUIE toutes
les eaux qui, tombant sur un bassin versant urbanisé, rejoignent le milieu récepteur sans passer par un système
d'épuration : eaux de pluie, eaux de ruissellement, rejets à l'exutoire des réseaux séparatifs pluviaux, surverses de
réseaux unitaires. Nous nous attachons plus particulièrement dans ce document aux eaux de ruissellement et aux
rejets des réseaux unitaires ou séparatifs.
Les polluants des rejets urbains de temps de pluie peuvent être classés en 7 groupes par ordre de "visibilité décroissante" (Thévenot 1992) :
− les solides flottants (pollution visuelle)
− les matières en suspension (MES)
− les matières oxydables (DCO, DBO5)
− les nutriments (azote, phosphore)
− les micro polluants minéraux (métaux lourds)
− les micro polluants organiques (hydrocarbures, composés aromatiques, PCB, pesticides, ...)
− les micro-organismes (pollution bactériologique).
Ce document présente successivement les 6 derniers groupes, en indiquant à chaque fois les ordres de grandeur
des concentrations, des flux annuels, la répartition entre pollution particulaire et pollution dissoute, et en faisant
dans certains cas des apports complémentaires (spéciation des métaux par exemple). Les variations selon la
nature du réseau et de l'urbanisation sont également étudiées.
La majeure partie des polluants véhiculés par les rejets urbains de temps de pluie étant liée aux particules solides
transportées en suspension, un chapitre spécial leur est consacré : distribution granulométrique, vitesse de chute,
masse volumique et teneur en matière organique, en tenant compte là encore du type de réseau d'assainissement.
Dans la mesure du possible, des tableaux récapitulatifs et des figures sélectionnées dans la littérature sont proposées afin de présenter l'information de manière synthétique. Une liste importante de références bibliographiques,
régulièrement actualisée, est également proposée pour approfondir le sujet.
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4
2. LES PARAMETRES DE BASE (MES, DBO5, DCO, N, P)
Nous appelons paramètres de base les paramètres physico-chimiques qui sont habituellement mesurés lors des
campagnes expérimentales classiques : MES, DCO, DBO5, NTK, NH4, Ptotal. Les paramètres plus spécifiques
(métaux, hydrocarbures, micro polluants et bactériologie) seront traités dans les chapitres suivants.
Grâce aux nombreuses campagnes de mesure menées depuis la fin des années soixante en France et à l'étranger,
les polluants des rejets urbains de temps de pluie sont aujourd'hui assez bien connus, tant en concentration qu'en
flux, et ceci en fonction des divers types de réseaux et de niveaux d'urbanisation.
Au-delà des valeurs présentées dans les tableaux suivants, il est essentiel de noter que la caractéristique majeure de la pollution des rejets urbains de temps de pluie est sa variabilité : variabilité d'un site à un autre,
variabilité d'une pluie à une autre sur un même site et variabilité d'un instant à un autre au cours d'une même
pluie. Si les valeurs indiquées ici fournissent des ordres de grandeurs et permettent d'évaluer l'importance de la
pollution des rejets urbains de temps de pluie, elles ne peuvent en aucun cas se substituer à des mesures spécifiques au site étudié.
2.1 CONCENTRATIONS
Les concentrations en polluants dans les rejets urbains de temps de pluie présentent des ordres de grandeurs tout
à fait comparables à ceux des eaux résiduaires urbaines classiques (voir Tableau 1). Toutefois, et contrairement
aux eaux usées, les concentrations par temps de pluie sont très variables. Les variations atteignent facilement un
rapport 1 à 10 pour un même bassin versant, en fonction notamment des caractéristiques de la pluie, de la période sèche antérieure, de l'état du réseau, de l'entretien des voiries, de la saison, etc.
Le rapport DCO/DBO5 est plus élevé pour les rejets urbains de temps de pluie, indice d'une moins bonne biodégradabilité des effluents. En raison des phénomènes de lessivage des toitures et des chaussées, les MES transportées en période pluvieuse dans les réseaux séparatifs sont beaucoup plus minérales que celles des réseaux
unitaires où la remise en suspension des dépôts des collecteurs contribue à augmenter la fraction organique.
Paramètres
Eau résiduaire urbaine
MES
Fraction organique MES
DCO
DBO5
DCO/DBO5
NTK
N-NH4
Pt
150-500
70 - 80 %
300 - 1000
100 - 400
2
30 - 100
20 - 80
10 - 25
Rejets pluviaux
séparatifs
21 - 2600
18 - 30 %
20 - 500
3 - 184
5 - 7.5
4 - 20
0.2 - 4.6
0.02 - 4.3
Rejets pluviaux
unitaires
176 - 2500
40 - 65 %
42 - 900
15 - 301
3.4 - 6.0
21 - 28.5
3.1 - 8.0
6.5 - 14.0
Tableau 1 : fourchettes de concentrations des différents rejets par temps sec et par temps de pluie (mg/L)
(Ellis 1991, Philippe et Ranchet 1987, Mémento Degrémont 1989).
Paramètres
MES
DCO
DBO5
N-NH4
Ptotal
Rejets pluviaux séparatifs
350 - 2300
22 - 1100
35 - 210
1 - 25
0.5 - 4.9
Rejets pluviaux unitaires
100 - 3500
62 - 2000
85 - 800
15 - 85
2.2 - 8.8
Tableau 2 : fourchettes des flux polluants annuels à l'aval des bassins versants séparatifs et unitaires
(kg/an/ha imperméabilisé) (Philippe et Ranchet 1987, Ellis 1991, Chocat 1992, Bachoc et al. 1992)
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5
2.2 FLUX
Les flux polluants annuels à l'aval des réseaux unitaires sont généralement supérieurs à ceux des réseaux séparatifs. Au-delà des fourchettes indiquées dans le Tableau 2, on observe cependant que les différences entre sites
sont plus importantes que les différences entre type de réseau.
Partant des hypothèses établies par Trabuc et al. (1987) pour une ville théorique de 10000 habitants, et en appliquant des fourchettes de valeurs voisines de celles indiquées dans le Tableau 1et le Tableau 2, Chocat (1992)
compare les rejets urbains de temps de pluie et les rejets provenant de la station d'épuration. Ses conclusions
sont les suivantes :
− "La masse annuelle de DBO5 rejetée par temps de pluie par les réseaux d'assainissement urbain est du même
ordre de grandeur que celle rejetée par la station d'épuration ;
− La masse annuelle de DCO rejetée par temps de pluie par les réseaux d'assainissement urbain est supérieure à
celle rejetée par la station d'épuration ;
− La masse annuelle de MES rejetée par temps de pluie par les réseaux d'assainissement urbain est de 5 à 10 fois
supérieure à celle rejetée par les stations d'épuration. Le rapport est encore plus élevé pour d'autres polluants
comme le plomb, les HAP ou les PCB."
2.3 VARIATIONS EN FONCTION DE L'URBANISATION
Stahre et Urbonas (1990) ont établi un tableau comparatif des concentrations moyennes des rejets pluviaux séparatifs en fonction du type d'urbanisation, à partir de données rassemblées par l'EPA (1983). Les valeurs principales sont reprises dans le Tableau 3.
Les valeurs du Tableau 3 sont en bon accord avec les résultats obtenus sur les 4 bassins versants séparatifs expérimentaux de la campagne française du STU en 1980-1982.
Paramètres
MES
DCO
DBO5
NTK
Ptotal
Zone résidentielle
101
73
10
1.9
0.4
Zone mixte
67
65
7.8
1.3
0.3
Zone commerciale
69
57
9.3
1.2
0.2
Zone non urbaine
70
40
0.9
0.12
Tableau 3 : concentrations moyennes des rejets pluviaux séparatifs selon l'urbanisation (mg/L)
(Stahre et Urbonas 1990).
Sonzogni et al. (1980) ont établi une comparaison des flux polluants annuels entre diverses zones agricoles et
urbaines. Les résultats du Tableau 4 montrent une fois de plus des ordres de grandeurs comparables et donnent
une indication sur les apports relatifs des ruissellements urbains et agricoles pour les apports en MES et en nutriments au milieu naturel.
Type de zones
ZONES RURALES
Céréales
Pâtures
Bois
ZONES URBAINES
Résidentielle
Commerciale
Industrielle
MES
Ntotal
Ptotal
200 - 7000
30 - 1000
100 - 600
4.3 - 31
3.2 - 14
1 - 6.3
0.2 - 4.6
0.1 - 0.5
0.02 - 0.4
600 - 2300
50 - 800
500 - 1700
5 - 7.3
1.9 - 11
1.9 - 14
0.4 - 1.3
0.1 - 0.9
0.9 - 4.1
Tableau 4 : flux polluants annuels dus au ruissellement agricole et urbain (kg/ha/an) (Sonzogni et al. 1980).
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6
2.4 REPARTITION PARTICULAIRE/DISSOUS
Quels que soient l'urbanisation et le type de réseau, les différentes études ont montré que l'essentiel de la pollution des rejets urbains de temps de pluie se trouvait dans la phase particulaire (coupure à 0.45 µm). Le tableau 5
reprend les résultats obtenus sur trois sites français :
− un rejet pluvial séparatif (Bassin Béquigneaux à Bordeaux)
− un collecteur pluvial unitaire (Collecteur 13 à Marseille)
− une surverse unitaire (Bassin de la Molette en Seine Saint Denis)
Les premières études au début des années 1970 avaient déjà mis en évidence la nature particulaire de la pollution
et notamment le fait que ce sont les particules les plus fines qui véhiculent la plus grande part de la pollution.
Les résultats de Sartor et al. (1974) sur les solides déposés sur les chaussées et ceux de Chebbo et al. (1990) sur
les MES transportées par les rejets pluviaux sont repris respectivement dans le Tableau 7 et le Tableau 6.
Paramètre Rejet pluvial séparatif Collecteur unitaire Surverse unitaire
DCO
83 - 90
83 - 92
88
DBO5
77 - 95
91
83
NTK
57 - 82
70 - 80
48
Tableau 5 : pollution particulaire en pourcentage de la pollution totale sur 3 sites différents (Chebbo et al. 1990)
Paramètre
Solides des chaussées
DCO
DBO5
NO3
NTK
PO4
< 43 µm
5.9
22.7
24.3
31.9
18.7
56.2
43 - 246 µm
37.5
57.4
32.5
45.1
39.8
36.0
> 246 µm
56.5
19.9
43.2
23.0
41.5
7.8
Tableau 6 : répartition en pourcentage de la pollution particulaire en fonction de la granulométrie des particules
déposées sur les chaussées (Sartor et al. 1974)
Paramètre
< 50 µm 50 - 250 µm > 250 µm
Solides en suspension
65
25
10
DCO
68
4
28
DBO5
52
20
28
NTK
16
58
26
Tableau 7 : répartition en pourcentage de la pollution particulaire en fonction de la granulométrie des MES transportées dans les rejets pluviaux (Chebbo et al. 1990)
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7
3. LES METAUX
3.1 INTRODUCTION
Les métaux présents dans les rejets urbains de temps de pluie sont très nombreux : plomb, zinc, cuivre, cadmium, fer chrome, mercure, manganèse, etc. Dans le cadre de ce chapitre, nous nous limiterons aux 4 métaux les
plus couramment mesurés (Cd, Cu, Pb, Zn). Le lecteur trouvera dans les annexes les données relevées dans la
bibliographie pour 9 métaux différents (Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, Zn).
Le cadmium provient des résidus de procès industriels, de l'usure des pneumatiques et des résidus de combustion.
Le cuivre provient essentiellement de la corrosion des toitures et des gouttières, ainsi que des fongicides et insecticides (en zone périurbaine).
Le plomb provient en majorité des carburants et des retombées industrielles. Avec la généralisation de l'essence
sans plomb, les teneurs mesurées dans les rejets urbains de temps de pluie devraient baisser de manière significative dans les années qui viennent, comme cela a été le cas aux Etats-Unis et en Scandinavie.
Le zinc a plusieurs origines : l'usure des pneumatiques (Christensen et Guinn 1979) mais aussi les huiles automobiles, l'incinération des ordures ménagères, et la corrosion des métaux (notamment les toitures et les descentes d'eau).
3.2 CONCENTRATIONS
Le tableau 8 donne les fourchettes des concentrations moyennes en métaux dans les rejets urbains de temps de
pluie. Des précisions sont données dans les annexes en distinguant réseaux séparatifs et unitaires, ainsi que les
divers types d'urbanisation.
Paramètres Rejets pluviaux séparatifs Rejets pluviaux unitaires Tous rejets pluviaux
Cd
1 - 60
Cu
10 - 750
Pb
10 - 3100
80 - 450
40 - 2610
Zn
10 - 3680
100 - 1070
50 - 2550
Tableau 8 : concentrations moyennes en métaux (µg/L) (Ellis 1991, Levy et Lara 1992)
3.3 FLUX
Le tableau 9, tiré de Ellis (1991), donne une évaluation des flux annuels en plomb et en zinc rejetés à l'aval des
bassins versants séparatifs et unitaires.
Le tableau 10 propose une approche plus détaillée en comparant les flux annuels pour différentes zones agricoles et urbaines. Les apports en métaux des zones urbaines apparaissent nettement plus importants. Au sein des
zones urbaines, les études mettent en évidence une charge polluante d'autant plus grande que l'urbanisation et la
circulation sont importantes (Randall et al. 1979).
Paramètres Rejets pluviaux séparatifs Rejets pluviaux unitaires
Pb
0.09 - 1.91
0.83 - 1.84
Zn
0.21 - 2.67
4.06 - 6.61
Tableau 9 : flux polluants annuels selon le type de réseau (kg/an/ha imperméabilisé) (Ellis 1991)
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8
Type de zones
Pb
Zn
ZONES RURALES
Céréales
0.005 - 0.006 0.014 - 0.064
Pâtures
0.004 - 0.015 0.021- 0.038
Bois
0.01 - 0.03
0.02 - 0.03
ZONES URBAINES
Résidentielle
0.06
0.02
Commerciale
0.17 - 1.1
0.25 - 0.43
Industrielle
2.2 - 7
3.5 - 12
Tableau 10 : flux annuels en métaux dus au ruissellement agricole et urbain (kg/ha/an) (Sonzogni et al. 1980).
Les différentes études réalisées ont montré que les métaux des rejets urbains de temps de pluie se présentaient en
majorité sous forme particulaire. Le tableau 11 donne les valeurs obtenues par Chebbo et al. (1990) sur trois
types de rejets pluviaux. Ces résultats sont à comparer avec d'autres études (Hoffman et al. 1985, Revitt et al.
1990, Kern et al. 1992) incluant des rejets spécifiquement routiers où les fractions solubles de Cd et Zn paraissent plus importantes (voir figure 1).
100%
100%
90%
90%
80%
pourcentage
pourcentage
70%
60%
50%
40%
30%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
20%
10%
10%
0%
0%
1
2
3
4
5
n° de l'étude
6
7
1
100%
100%
90%
90%
80%
80%
70%
70%
60%
pourcentage
pourcentage
Cuivre dissous
Cuivre particulaire
80%
Cadmium dissous
Cadmium particulaire
Plomb dissous
Plomb particulaire
50%
40%
30%
3
4
6
n° de l'étude
7
8
Zinc dissous
Zinc particulaire
60%
50%
40%
30%
20%
20%
10%
10%
0%
2
0%
1
2
3
4
5
n° de l'étude
6
7
1
2
3
4
8
n° de l'étude
Figure 1 : répartition dissous/particulaire pour Cd, Cu, Pb, Zn (Levy 1991)
Paramètres Rejet pluvial séparatif Collecteur unitaire Surverse unitaire
Cd
99
95
Pb
68 - 96
99
99
Zn
99
97
Tableau 11 : pourcentage des métaux sous forme particulaire pour 3 sites différents (Chebbo et al. 1990).
3.5 REPARTITION GRANULOMETRIQUE
Le tableau 12, tiré de Chebbo et al. (1990), donne la répartition du plomb en fonction de la granulométrie des
MES transportées dans les rejets pluviaux. Les tableaux 13 et 14 permettent de comparer les fractions supérieuOSHU3 07 POLLUANTS DES RUTP - 30/11/2006
Lyon
9
res et inférieures à 250 µm des particules déposées sur les chaussées pour différentes urbanisations. La fraction
inférieure à 250 µm apparaît bien comme étant la plus polluée.
Paramètres
< 50 µm 50 - 250 µm > 250 µm
Solides en suspension
65
25
10
Pb
53
34
13
Tableau 12 : répartition en pourcentage du plomb particulaire en fonction de la granulométrie des MES transportées dans les rejets pluviaux (Chebbo et al. 1990)
Paramètres
Solides des chaussées
Tous métaux
< 43 µm
5.9
43 - 246 µm
37.5
51.2
> 246 µm
56.5
48.7
Tableau 13 : répartition en pourcentage des métaux particulaires en fonction de la granulométrie des solides
déposés sur les chaussées (Sartor et al. 1974)
Site
01a
Motorway gutter
01b
Motorway dust sample
01c
Motorway mid-gutter
02
Watford way (A41)
03
Sunnyside gardens
04
Country lane
Size category
(µm)
>250
< 250
>250
< 250
>250
< 250
>250
< 250
>250
< 250
>250
< 250
Pb
(µg/g)
1690
2100
895
1604
1104
2296
723
1826
261
978
40
111
Cd
(µg/g)
3.8
6.0
3.8
6.8
4.2
6.3
1.7
5.3
3.6
6.0
0.72
1.3
Mn
(µg/g)
866
844
1240
844
718
766
694
792
792
816
728
855
Zn
(µg/g)
1542
1876
1760
2020
1010
1212
245
695
1715
2133
91.6
119
Cu
(µg/g)
161
410
212
640
185
386
110
280
35.1
90.7
27.2
42.6
Fe
(µg/g)
22850
22700
14400
15130
8780
15280
4195
6780
Tableau 14 : concentration en métaux des particules déposées sur les chaussées (d’après Ellis et Revitt 1982)
D’après Ellis et Revitt (1982), environ 70 % des métaux sont fixés sur les particules de moins de 100 µm, lesquelles représentent moins de 15 % en masse des solides déposés, tous sites confondus. Des ordres de grandeurs
comparables sont cités par d'autres auteurs (Kern et al. 1992, Kari et Herrmann 1989) qui indiquent que la majeure partie des métaux sont fixés sur des particules inférieures à 60 µm (voir figure 2).
Lyon
10
Figure 2 : concentrations en Zn, Cr et Cd en fonction de la granulométrie (Kari et Herrmann 1989)
Michelbach et al. (1992) ont étudié la répartition des métaux directement en fonction de la vitesse de chute des
MES dans un rejet pluvial unitaire. Cette approche permet d'évaluer directement la traitabilité du rejet par décantation et son rendement vis-à-vis de la pollution métallique. La valeur seuil de 10 m/h utilisée par les auteurs
correspond à la vitesse limite de dimensionnement des bassins de décantation des eaux pluviales dans les directives allemandes ATV. L'efficacité attendue de ces ouvrages est donc globalement supérieure à 60 % pour l'ensemble des métaux étudiés (voir figure 3).
Lyon
11
Figure 3 : fractions des polluants métalliques (Cd, Cu, Pb et Zn) en fonction
de la vitesse de chute des particules (Michelbach et al. 1992).
3.6 SPECIATION DES METAUX
La toxicité des métaux varie avec la forme sous laquelle ils se présentent. Ainsi, un métal adsorbé sur des particules solides peut, en réponse à des variations des conditions de pH et d'oxydoréduction, être libéré sous une
forme soluble plus toxique pour le milieu naturel. Pour les mêmes raisons, les formes d'un métal peuvent varier
entre les eaux de pluies, les eaux de ruissellement sur les chaussées et les eaux à l'exutoire des réseaux.
Pour mettre en évidence les différentes formes d'un métal dans une eau, on utilise des schémas de spéciation.
Ces schémas, qui correspondent à une succession de réactions chimiques, permettent généralement de distinguer
les espèces métalliques suivantes, tant pour la fraction dissoute que pour la fraction particulaire : cation métallique hydraté, complexe organo-métallique, complexe minéral.
Les complexes métalliques sont caractérisés par deux paramètres :
− la stabilité, rapport Kd = kd/kf entre la vitesse de formation kf et la vitesse de dissociation kd du complexe. Le
complexe est d'autant plus stable que Kd est faible.
− la labilité, facilité avec laquelle un complexe peut être dissocié lorsqu'il est soumis à des variations des conditions du milieu (pH, oxydoréduction....) Il existe des complexes, très stables dans certaines conditions, qui
sous l'effet d'une baisse de pH, peuvent se dissocier très rapidement (Dempsey et al. 1993). Plus kd est grand
et plus le complexe est labile.
Une des difficultés majeure de la spéciation provient de la très grande diversité des schémas possibles, chaque
auteur proposant des variantes et des aménagements. Les réactions chimiques successives étant différentes, les
résultats obtenus ne sont donc presque jamais directement comparables. Par ailleurs, l'interprétation des résultats
doit toujours être faite avec prudence car les conditions opératoires en laboratoire sont très éloignées des conditions réelles des milieux naturels, notamment en ce qui concerne les températures et les cinétiques des réactions.
Les conclusions en termes de biodisponibilité et de toxicité ne sont donc pas absolues (Harrison et Wilson
1985c, Nirel et Morel 1990, Morrison et al. 1990). Néanmoins, il est admis que les formes libre ou hydratée des
métaux sont les plus toxiques pour le milieu car plus facilement biodisponibles. Sans entrer ici dans une étude
comparative des différents schémas de spéciation (Flores-Rodriguez et al. 1990, Levy 1991, Levy et Lara 1992),
on peut citer l'un des plus utilisé dans le domaine des rejets urbains de temps de pluie : le schéma de Morrison et
Revitt (1987). Ce schéma permet de distinguer (figure 4) :
Lyon
12
− dans la phase dissoute (coupure à 0.45 µm) :
les formes électrochimiquement disponibles
les complexes labiles
les complexes stables et peu labiles
− dans la phase particulaire, avec une biodisponibilité décroissante :
les formes échangeables
les formes liées aux carbonates et aux
hydroxydes
les formes liées aux matières organiques
la fraction résiduelle.
En appliquant ce schéma sur différents types de rejets urbains de temps de pluie, les auteurs ont obtenus les
résultats présentés figures 5 et 6.
polluted water sample
filtration 0.45 µm
dissolved phase
particulate phase
direct
analysis
by differential
pulse anodic
stripping
voltametry
batch ion
exchange
with Chelex
100 resin in
calcium form
digestion
with
concentrated
nitric /
perchloric
acids
extraction
with 1 M
magnesium
chloride
pH 7.0 for
1 hour
digestion
with 0.04 M
hydroxylamine
hypochloride
in 25 % acetic
acid, 96 °C
for 5 hours
digestion
with
concentrated
nitric /
perchloric
acids
electrochemically
available
fraction
Chelex
removable
fraction
strongly
bound
fraction
exchangeable
fraction
carbonate
and hydrous
metal oxide
fraction
organic
fraction
Figure 4 : schéma de spéciation de Morrison et Revitt (1987).
Figure 5 : spéciation de Cu et Cd (Revitt et Morrison 1987).
Lyon
13
Figure 6 : spéciation de Pb et Zn (Revitt et Morrison 1987)
On constate, pour les mesures effectuées à l'exutoire des réseaux, que :
- le cadmium est présent essentiellement sous forme soluble et complexe labile (biodisponibilité totale de
59 %)
- le cuivre est davantage réparti entre les différentes formes, avec toutefois des valeurs un peu plus élevées
pour les complexes solubles labiles (biodisponibilité totale de 38 %)
- le plomb est essentiellement présent sous forme particulaire échangeable (biodisponibilité totale de 5 %)
- le zinc est surtout présent sous forme soluble, avec une part disponible et complexe labile très forte (biodisponibilité totale de 53 %).
Morrison et Revitt (Morrison et Revitt 1987, Revitt et Morrison 1987) figurent parmi les rares auteurs ayant
étudié les rejets urbains de temps de pluie dans leur ensemble (phases dissoute et particulaire). On trouve dans la
littérature de nombreuses études plus spécifiques : eaux de ruissellement des chaussées autoroutières, spéciations
en phase particulaire seulement sur des sédiments de chaussées ou de rivières (Ellis et Revitt 1982, Harrison et
Wilson 1985a,b,c, Harrison et al. 1985, Hamilton et al. 1984, Pardo et al. 1990). Ces études, en appliquant des
schémas de spéciation différents ne prenant pas en compte les interactions entre phase dissoute et phase particulaire, conduisent à des résultats généralement concordants mais qui ne sont pas toujours cohérents avec ceux de
Morrison et Revitt (Levy 1991).
On en retiendra les conclusions suivantes :
- le cadmium est en majorité dans la phase dissoute, sous forme de complexes peu stables et labiles, ce qui
rend ce métal facilement biodisponible.
- le cuivre particulaire est présent sous forme de complexes organiques stables, avec des fractions résiduelles
généralement élevées. Le cuivre dissous est composé pour une grande part de complexes peu labiles.
- le plomb est surtout présent sous forme particulaire liée aux carbonates et aux hydroxydes. Dans la phase
dissoute, il est réparti équitablement entre les différentes formes possibles.
- le zinc, comme le cadmium, se trouve essentiellement sous forme dissoute et constitue des complexes relativement stables. Quant au zinc particulaire, les fractions liées aux oxydes et à la matière organique sont prédominantes.
Une étude conduite à Gradignan près de Bordeaux, France sur des rejets urbains de temps de pluie à l'exutoire
d'un bassin versant séparatif peu pollué (Briat et Bonnefois 1993) a donné les résultats suivants (le cas du zinc
est illustré figure 7) :
− le cadmium est essentiellement présent sous forme dissoute, les fractions labiles et échangeables sont importantes et rendent ce métal très biodisponible
− le cuivre est essentiellement présent sous forme particulaire stable
− le plomb est essentiellement présent sous forme particulaire, avec une répartition variable entre les différentes
fractions et d'une pluie à l'autre, ce rend difficile toute généralisation
− la phase particulaire est prédominante pour le zinc, avec une répartition très variable entre les différentes fractions.
Lyon
14
100%
ZINC
80%
dissous stable
dissous labile
particulaire stable
particulaire intermédiaire
particulaire échangeable
60%
40%
20%
0%
1
2
3
4
5
numéro de la pluie
6
Figure 7 : spéciation du zinc à Gradignan (d’après Briat 1993)
A partir de l'ensemble des études disponibles, et malgré les écarts imputables aux différences des schémas de
spéciation, il paraît possible de dégager les points suivants (Van Dam et al. 1986, Chebbo 1992, FloresRodriguez 1992) :
− le cadmium est généralement présent sous forme dissoute avec des fractions biodisponibles prédominantes
− le cuivre, avec une répartition dissous/particulaire peu tranchée, présente des formes plutôt stables et peu biodisponibles
− le plomb particulaire est majoritaire et les fractions échangeables ou stables sont variables
− le zinc, comme le cuivre, présente des répartitions dissous/particulaire variables. Sa biodisponibilité est également très fluctuante.
Les écarts ou les contradictions entre les différentes études ont plusieurs causes :
− les eaux et les particules étudiées sont diverses : eaux de ruissellement à l'entrée des avaloirs, rejets à l'exutoire
des réseaux, rejets issus de l'ensemble d'un bassin versant ou seulement des chaussées, étude de la totalité des
rejets ou des particules seules, etc.
− les points de mesure sont différents : entrée de réseau, sortie d'avaloir, exutoire, etc. Nous en verrons l'importance dans les paragraphes suivants.
− les types de réseaux et les bassins versants sont différents : zone résidentielle, portion d'autoroute, centre urbain, réseaux unitaires ou séparatifs, etc.
− La plupart des auteurs s'accordent pour reconnaître que la densité du trafic routier joue un rôle déterminant
dans la pollution métallique, spécialement pour le plomb et le zinc.
3.7 EVOLUTION SPATIO-TEMPORELLE DES METAUX
L'évolution des formes d'un métal dans l'espace et dans le temps au cours d'un épisode pluvieux a été mise en
évidence de manière très intéressante par Revitt et Morrison (1987) qui ont étudié plus particulièrement le cas du
plomb (voir figures 8 à 10).
Lyon
15
Figure 8 : flux massiques de plomb total à travers un avaloir (Revitt et Morrison 1987)
La Figure 10 montre un premier pic de plomb dissous à t = 86 minutes. Cela correspond en grande partie à la
solubilisation du plomb adsorbé sur les particules des chaussées et au plomb dissous contenu dans l'eau interstitielle de l'avaloir (Pope et al. 1979). Le plomb de l'avaloir a été solubilisé durant la période sèche antérieure. En
effet, en période sèche, l'eau et les solides décantés dans l'avaloir se trouvent dans des conditions anoxiques
entraînant le relargage des métaux, en lien avec une modification des composés organiques présents. Ces métaux
dissous sont transportés vers le réseau en début de pluie, avec parfois des concentrations très élevées (Morrison
et al. 1990). Une description détaillée de ces processus de dégradation est donnée par Morrison et al. (1989).
Les pics suivants (t = 145 minutes et t = 173 minutes) sont attribués à l'action de la pluie acide (pH < 5) qui, par
dissolution et lessivage des solides des chaussées, entraîne un relargage du plomb. Ce plomb provient de la fraction particulaire facilement échangeable adsorbée sur les particules, fraction d'autant plus importante sur les
particules fines qu'elles présentent des surfaces spécifiques plus grandes.
Lyon
16
Figure 9 : évolution du flux massique de plomb sous forme de complexes dissous labiles en sortie d'avaloir durant
une pluie (Revitt et Morrison 1987)
Figure 10 : évolution du flux massique de plomb particulaire échangeable en sortie d'avaloir durant une pluie
(Morrison et al. 1990)
D'autre part, les auteurs ont trouvé que la fraction particulaire échangeable en sortie d'avaloir représentait 82 %
du plomb total alors qu'elle n'est que de 31 % pour les particules des chaussées. Ils attribuent cette évolution à
l'adsorption sur les particules en suspension du plomb relargué préalablement par les solides des chaussées. Ce
Lyon
17
phénomène est mis en évidence sur la figure 10 : le pic à t = 145 minutes provient du ruissellement sur la chaussée (entraînement des particules fines) et le pic à t = 173 minutes, correspondant à un pic de pluie, est dû à la
remise en suspension des dépôts de l'avaloir. Des observations similaires ont été faites par Harrison et Wilson
(1985a,b,c), Kari et Herrmann (1989) et Kern et al. (1992).
Morrison et Revitt, dans une étude antérieure (Morrison et al. 1984) avaient également mis en évidence une
augmentation des fractions dissoutes des métaux au cours des épisodes pluvieux. Cette augmentation serait due à
une adsorption décroissante des métaux au cours de la pluie car :
− la plus grande part des solides ont été transportés dans le réseau au début de la pluie (effet de rinçage)
− la dissolution des MES en conditions acides entraîne le relargage de métaux sous formes ioniques.
100%
100%
80%
80%
60%
60%
40%
40%
zinc dissous
zinc particulaire
20%
0%
pluie 1
0%
10 20 30 40 50 60 70 80 90
10
20
30
40
pluie 2
temps (min)
50
60
70
80
90 120
temps (min)
100%
100%
80%
80%
zinc dissous
zinc particulaire
60%
60%
40%
40%
20%
20%
zinc dissous
zinc particulaire
0%
0%
10
20
30
40
pluie 3
50
60
70
80
90 120 150
temps (min)
10
20
30
pluie 4
40
50
60
70
80
90
temps (min)
100%
100%
80%
60%
40%
40%
20%
20%
0%
10
20
30
40
50
60
70
temps (min)
80
zinc dissous
zinc particulaire
80%
zinc dissous
zinc particulaire
60%
pluie 5
zinc dissous
zinc particulaire
20%
90 120
0%
10
pluie 6
20
30
40
50
60
70
80
90 120 150 180 210 240
temps (min)
Figure 11 : évolution des fractions dissoute et particulaire du zinc au cours des pluies (Briat 1993)
Dans l'étude de Gradignan (Briat et Bonnefois 1993), une augmentation de la phase dissoute au cours de la pluie
(voir figure 11) est bien marquée pour certaines pluies (notamment les pluies n° 1, 2 et 6 ) et très peu pour d'autres (par exemple la pluie n° 3). Kari et Herrmann (1989) ont également observé une augmentation des fractions
Lyon
18
dissoutes en Cu et Zn au cours d'une pluie, mais avec une décroissance ultérieure. Les phénomènes physicochimiques mis en jeu sont très complexes et une étude fine des conditions particulières à chaque site et à chaque
pluie serait nécessaire pour proposer des schémas d'évolution des formes métalliques. Revitt et al. (1990) ont
tenté d'établir un modèle de production et de transport des métaux sur un petit bassin versant résidentiel et sont
parvenus aux mêmes conclusions en raison de la très grande variabilité des phénomènes.
roof surface
sediment
roof gutter
sediment
2.00
23.3
419.5
375.8
1.55
30.4
489.1
292.0
roof sediment
contribution
1.56
30.2
487.5
294.0
roof in-pipe
sediment
3.60
23.5
248.3
225.1
KEY :
sediment
type
Cd concentration : µg/g
Cu concentration : µg/g
Pb concentration : µg/g
Zn concentration : µg/g
road gutter
sediment
pavement
sediment
0.91
50.0
422.6
296.1
1.89
42.1
120.5
187.7
middle of the
road surface
sediment
0.70
167.8
858.4
388.5
road sediment
contribution
1.10
61.1
303.3
278.2
road sediment
removed tg
gully pot
4.30
84.1
483.9
417.3
gully pot
basal
sediment
2.51
60.5
551.4
447.3
sediment
at confluence
of gully pot pipes
3.13
68.7
474.7
393.9
weir plate
sediment
1.61
65.4
465.4
404.3
Figure 12 : transit des métaux particulaires dans un bassin versant expérimental (Ellis et al. 1987)
A l'échelle globale d'un petit bassin versant en zone résidentielle (0.05 ha), Ellis et al. (1987) ont étudié l'évolution des métaux en phase particulaire. Le passage des solides vers l'avaloir s'accompagne d'une augmentation des
concentrations en métaux dans la phase particulaire, surtout pour le cadmium et le cuivre, ce qui s'explique par
un enrichissement en particules fines plus facilement transportées et qui présentent une surface spécifique plus
élevée (Ellis et Revitt 1982, Harrison et Wilson 1985). La figure 12 tirée de Ellis et al. (1987) montre l'évolution
des concentrations en métaux fixés sur les solides le long du système d'assainissement. Les dépôts des avaloirs
jouent un rôle de réservoir pour le plomb et le zinc. A l'inverse, des concentrations importantes de cadmium et
de cuivre transitent simplement par l'avaloir en provenance des eaux de ruissellement des chaussées. Sur ce
même bassin versant expérimental, une étude antérieure (Morrison et al. 1984) avait montré que les concentrations en métaux particulaires (en µg/g) augmentaient de manière importante de l'amont vers l'aval des réseaux.
Latimer et al. (1990), Chebbo (1992) et Yamada et al. (1993) présentent des observations comparables. Là enOSHU3 07 POLLUANTS DES RUTP - 30/11/2006
Lyon
19
core, les phénomènes mis en jeu sont très complexes et il faut considérer l'ensemble du système d'assainissement
comme une suite de réacteurs physico-chimiques où la sédimentation et la remobilisation des métaux sont en
constante évolution (Morrison et al. 1984, 1989).
Pour terminer, on notera également les résultats de Flores-Rodriguez (1992) qui montrent une diminution de la
biodisponibilité du plomb lorsque l'on progresse vers l'aval des réseaux.
3.8 CONTRIBUTION DES BIOFILMS
Sur les parois des collecteurs, des biofilms se développent, qui représentent une source importante de solides en
suspension lorsqu’ils sont érodés lors des événements pluvieux. Ces biofilms jouent un rôle d’accumulation des
métaux lourds. Cette propriété peut être mise à profit pour tracer et identifier des rejets industriels particuliers
(Kintrup et Wünsch, 2001).
Lyon
20
4. LES HYDROCARBURES
4.1 INTRODUCTION
Les hydrocarbures dans les rejets urbains de temps de pluie peuvent être classés en deux catégories :
− les composés saturés (composés aliphatiques et alicycliques)
− les composés insaturés (alcènes, alcynes, hydrocarbures aromatiques dont les HAP (Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques).
D'après Hunter et al. (1979), les composés aliphatiques représentent à eux seuls environ 2/3 des hydrocarbures
totaux contenus dans les rejets urbains de temps de pluie (voir tableau 17). Si cet ordre de grandeur semble correct, les valeurs mesurées sont en réalité très variables d'un site à l'autre et, surtout, d'une saison à l'autre (Bomboï et al. 1991).
Les hydrocarbures des rejets urbains de temps de pluie ont deux origines principales :
− les composés synthétisés par les végétaux, qui représentent généralement moins de 10 % des hydrocarbures
totaux (Latimer et al. 1990, Bomboï et al. 1991)
− les composés d'origine pétrolière, avec une très nette prédominance des composés provenant des huiles moteur
(Hunter et al. 1979, Brown et al. 1985, Latimer et al. 1990, Bomboï et al. 1991), les autres venant des fuites
de carburants, des gaz d'échappement, de l'érosion des bitumes et des pneumatiques.
4.2 CONCENTRATIONS
Les concentrations habituelles en hydrocarbures dans les rejets urbains de temps de pluie sont de l'ordre de quelques mg/L. Le tableau 15 résume les données bibliographiques rassemblées dans les annexes.
Hydrocarbures (mg/L) Réseaux unitaires Réseaux séparatifs
Minimum
4.1
1.5
Moyenne
5.5
5
Maximum
9.2
9.3
Tableau 15 : concentrations en hydrocarbures dans les rejets urbains de temps de pluie (Chocat 1992)
4.3 FLUX
Le tableau 16 donne une estimation des flux annuels d'hydrocarbures à l'exutoire des bassins versants. On constate une fois de plus la faible différence entre réseaux unitaires et réseaux séparatifs, tandis que la variabilité à
l'intérieur de chaque catégorie est très importante.
Réseaux unitaires Réseaux séparatifs
5 - 80
4 - 35
Tableau 16 : flux annuels d'hydrocarbures à l'aval des bassins versants unitaires et séparatifs (Chocat 1992)
Les flux sont évidemment variables selon l'urbanisation des bassins versants (Latimer et al. 1990), mais le paramètre le plus déterminant est la densité du trafic automobile (Fam et al. 1987). Les sites les plus pollués sont les
autoroutes et les zones industrielles, alors que les zones résidentielles et commerciales ont des charges polluantes plus faibles et voisines entre elles (Hoffman et al. 1984).
Lyon
21
Toutes les études des rejets urbains de temps de pluie ont montré que les hydrocarbures étaient fixés à plus de 80
- 85 % sur les particules solides (Hunter et al. 1979, Hoffman et al. 1984, 1985, Latimer et al. 1990, Chebbo
1992). Le tableau 17 illustre ces résultats, et montre la répartition entre composés aliphatiques et aromatiques.
Particulaire
Dissous
Total
Hydrocarbures totaux Composés aliphatiques Composés aromatiques
3.29 (89.2 %)
2.28 (68.4 %)
1.01 (31.6 %)
0.40 (10.8 %)
0.29 (73.9 %)
0.11 (26.1 %)
3.69
2.57 (69.6 %)
1.12 (30.4 %)
Tableau 17 : concentrations et répartition particulaire/dissous des hydrocarbures totaux et de leurs composés
aliphatiques et aromatiques (Hunter et al. 1979)
4.5 REPARTITION GRANULOMETRIQUE
Les mesures de Chebbo et Laplace sur le collecteur 13 à Marseille (Chebbo et al. 1990) indiquent que les hydrocarbures sont fixés sur les particules supérieures à 250 µm (voir tableau 18). A l'inverse, Hoffman et al. (1984)
ont trouvé que la majorité des hydrocarbures était associée aux particules fines de moins de 100 µm. Ce qui est
confirmé sur le bassin de Béquigneaux (Chebbo 1992), où 81 % des hydrocarbures sont fixés sur les particules
inférieures à 100 µm. Les quelques mesures disponibles sont donc encore trop partielles et contradictoires pour
pouvoir dégager des tendances générales ou pour donner des critères d'évaluation en fonction du type de bassin
versant ou de l'urbanisation par exemple.
Taille des particules d < 50 µm 50 < d < 250 µm d > 250 µm
Hydrocarbures
27 %
4%
67 %
Tableau 18 : répartition granulométrique des hydrocarbures du collecteur 13 à Marseille (Chebbo et al. 1990).
Lyon
22
5. LES HAP (HYDROCARBURES AROMATIQUES POLYCYCLIQUES)
5.1 INTRODUCTION
Les HAP représentent une famille très nombreuse d'hydrocarbures aromatiques polycycliques caractérisés par
des arrangements divers de noyaux benzéniques. Ce sont des composés relativement stables étudiés en raison de
leur caractères toxique et cancérigène.
Les HAP ont trois origines distinctes (Puleggi 1992) :
− les HAP synthétisés par biosynthèse, qui constituent une fraction très minoritaire des HAP contenus dans les
rejets urbains de temps de pluie,
− les HAP d'origine pétrolière (Harrison et Johnston 1985, Latimer et al. 1990), qui représentent de 5 à 25 % des
HAP des rejets urbains de temps de pluie (Bomboï et al. 1991),
− les HAP d'origine pyrolitique, qui résultent de la combustion incomplète de matières fossile ou récente et qui
représentent de 40 à 83 % des HAP des rejets urbains de temps de pluie (Bomboï et al. 1991).
Les HAP étant très nombreux, seuls quelques uns d'entre eux, choisis en raison de leur forte toxicité, font l'objet
de mesures régulières. L'EPA a établi une liste de 16 HAP prioritaires dont 6 ont été retenus par l'O.M.S (voir
figure 13).
Figure 13 : liste des 16 HAP retenus par l'EPA (extrait de Puleggi 1992)
Lyon
23
Dans le cadre de ce document, nous ne retiendrons que 8 HAP (dont les 6 retenus par l'O.M.S.) ayant été suffisamment analysés dans les rejets urbains de temps de pluie pour pouvoir comparer les diverses études :
− le benzo(a)pyrène (noté BaP)
− le benzo(b)fluoranthène (noté BbF)
− le benzo(k)fluoranthène (noté BkF)
− le fluoranthène (noté FL)
− l'indeno(1,2,3-cd)pyrène (noté IP)
− le benzo(g,h,i)pérylène (noté BghiP)
− le phénanthrène (noté PA)
− le pyrène (noté P).
D'après Marsalek (1990), le fluoranthène, le phénanthrène et le pyrène représentent à eux trois environ deux
tiers des HAP totaux dans les rejets urbains de temps de pluie.
5.2 CONCENTRATIONS
Les concentrations en HAP dans les rejets urbains de temps de pluie varient généralement entre une dizaine et
quelques milliers de nanogrammes (voir tableau 19 et annexes). La comparaison des valeurs données par les
différents auteurs est très délicate dans la mesure où les protocoles analytiques ne sont pas comparables (selon
les techniques d'extraction, certains mesurent toute une famille de composés, d'autres une sélection de 16, 14, 7
ou 6 HAP). La seule comparaison pertinente devrait donc se faire composé par composé (voir annexes), mais les
mesures disponibles sont encore trop peu nombreuses.
HAP
Zone résidentielle Zone urbaine mixte Route - autoroute
0.2 - 1.5
0.5 - 1.3
0.5 - 7.0
Σ HAP (µg/L)
Tableau 19 : concentrations moyennes en HAP des eaux de ruissellement (µg/L)
Les HAP provenant essentiellement des produits pétroliers et des résidus pyrolitiques, leurs concentrations sont
plus fortes en hiver qu'en été en raison de l'accroissement de la circulation automobile et du chauffage des habitations (Latimer et al. 1990, Bomboï et al. 1991, Sharma et al. 1993) : le tableau 20 montre un doublement des
concentrations dans une zone urbaine mixte de Madrid.
HAP
Printemps - été Automne - hiver
Benzo(a)pyrène
0.65
1.30
16
35
Σ HAP
Tableau 20 : variations des concentrations en HAP entre l'été et l'hiver (µg/L) (Bomboï et al. 1991)
5.3 FLUX
Les quantités de HAP rejetées en temps de pluie sont très importantes et contribuent parfois pour plus de 50 %
au flux annuel en HAP des milieux récepteurs. Par contre, les études divergent sur l'influence de l'urbanisation :
Hoffman et al. (1984) et Latimer et al. (1990) indiquent que cette influence est notable et qu'il y a une différence
très nette entre zones résidentielles et commerciales d'une part et zones industrielles et autoroutes d'autre part
(voir tableau 21), tandis que Marsalek (1990) impute l'uniformité des valeurs trouvées au transport aérien des
fines particules les plus chargées en HAP pyrolitiques et aux effets du vent. On notera également qu'il ne semble
pas y avoir de différences significatives entre réseaux unitaires et réseaux séparatifs puisque les HAP proviennent de sources extérieures aux eaux usées.
Xanthopoulos (1992) a étudié la relation entre la densité du trafic automobile et les teneurs en HAP des MES du
ruissellement dans la ville de Karlsruhe. La figure 14 montre que les deux phénomènes sont étroitement liés : les
routes Elbinger, Insterburger, Ottostraße et Adenauerring du graphique correspondent à des trafics croissants
allant de la petite rue au boulevard de ceinture à plusieurs voies. Cette étude confirme ainsi d'autres résultats
antérieurs ( Latimer et al. 1990, Bomboï et al. 1991).
Lyon
24
HAP
Zone résidentielle Zone commerciale Zone industrielle Autoroute
Benzo(a)pyrène
5.287
5.215
6.569
6.714
Fluoranthène
5.921
6.159
7.019
7.625
Pyrène
5.681
6.006
6.420
7.166
7.945
8.667
9.699
9.739
Σ HAP
Tableau 21 : flux annuels normalisés en HAP en fonction de l'urbanisation ( log[µg/cm de pluie/km²] )
(Hoffman et al. 1984)
Figure 14 : variations des concentrations en HAP sur les MES en fonction du trafic automobile (µg/g)
(Xanthopoulos 1992)
Les HAP sont en très grande majorité sous forme particulaire : selon les auteurs, les pourcentages varient de 79
à 97 % selon le composé étudié (Hoffman et al. 1984, 1985, Marsalek 1990, Hewitt et Rashed 1992, Kern et al.
1992, Wüst et al. 1992, Briat et Bonnefois 1993), parfois même les teneurs dans la fraction dissoute sont inférieures au seuil de détection des appareils d'analyse.
La distribution des HAP en fonction de la granulométrie des particules est encore controversée : Marsalek
(1990) a trouvé une distribution relativement uniforme, tandis que les autres études, plus nombreuses, indiquent
que les HAP sont fixés de préférence sur les particules inférieures à 60 µm (Hoffman et al. 1984, Kari et Herrmann 1989).
Selon Hoffman et al. (1984), et par comparaison avec d'autres recherches, les particules comprises entre 125 et
250 µm et les particules inférieures à 45 µm présentent les plus fortes charges en HAP. Ils considèrent que le
premier pic correspond aux HAP d'origine pétrolière fixés sur les solides des chaussées, tandis que le deuxième
pic correspond aux HAP d'origine pyrolitique transportés par les particules fines de l'atmosphère.
Le tableau 22 reprend une partie des résultats de Hoffman et al. (1984), et la figure 15 ceux de Kari et Herrmann
(1989) qui montrent bien l'importance des particules les plus fines entre 2 et 60 µm.
Lyon
25
HAP
< 45 µm
Phénanthrène 7.3 (11.4 %)
Fluoranthène 50.4 (32 %)
Pyrène
45.2 (34.5 %)
45 - 125 µm
28.9 (44.9 %)
49.6 (31.5 %)
31.5 (24 %)
125 - 250 µm > 250 µm
8.5 (13.2 %) 19.6 (30.5 %)
14.6 (9.3 %) 43 (27.2 %)
19.7 (15 %) 34.7 (26.5 %)
Tableau 22 : distribution granulométrique de 3 HAP (ng/L et %) (Hoffman et al. 1984)
Figure 15 : répartition granulométrique de la pollution par les HAP (en %) (Kari et Herrmann 1989)
Lyon
26
6. LES PCB (POLYCHLOROBIPHENYLES)
6.1 INTRODUCTION
Les PCB (PolyChloroBiphényles) représentent une famille d'hydrocarbures cycliques chlorés utilisés dans diverses industries (peintures, encres d'imprimerie, plastifiants, lubrifiants, transformateurs, etc.), et l'un des plus
connus est le Pyralène. Ils sont peu biodégradables et se concentrent le long des chaînes alimentaires. Toxiques
pour certaines espèces aquatiques, ils sont par ailleurs soupçonnés d'être cancérigènes et immunosuppresseurs
pour l'homme (Puleggi 1992).
L'origine principale des PCB dans les rejets urbains de temps de pluie sont les retombées atmosphériques
(condensation des vapeurs sur des micro particules).
L'application des nouvelles dispositions réglementaires interdisant les PCB devrait entraîner à terme une diminution de leur présence dans les rejets urbains de temps de pluie.
6.2 CONCENTRATIONS
Les concentrations mesurées sont généralement comprises entre 15 et 150 ng/L, ce qui est assez éloigné du seuil
de 500 ng/L permettant de produire de l'eau potable (voir annexes). Toutefois certaines mesures ont dépassé ce
seuil (Granier 1991).
Faiblement solubles, les PCB sont en majorité présents dans la fraction particulaire des rejets urbains de temps
de pluie : les mesures disponibles (Marsalek et al. 1986, Kari et Herrmann 1989, Granier 1991) situent cette
proportion à 90 - 93 %.
D'après Kari et Herrmann (1989), les PCB ont un comportement similaire à celui des HAP et sont fixés préférentiellement sur les particules les plus fines (ce qui s'explique notamment en raison de leur origine atmosphérique) : la figure 16 montre la distribution mesurée sur un bassin versant à Bayreuth où les PCB sont représentés
par le mélange commercial Clophen A60. On constate que 65 % de la charge polluante sont fixés sur les particules inférieures à 20 µm. Ces résultats confirment ceux de Marsalek et al. (1986). Des résultats plus anciens (Sartor et al. 1974) indiquaient à l'inverse que 66 % des PCB se trouvaient sur les solides de plus de 246 µm, mais il
ne semble pas que d'autres auteurs aient confirmé ces chiffres.
Lyon
27
Figure 16 : répartition des PCB en fonction de la granulométrie des particules (Kari et Herrmann 1989)
Lyon
28
7. AUTRES MICRO POLLUANTS
De nombreux autres micro polluants sont présents dans les rejets urbains de temps de pluie, pour lesquels les
mesures sont encore très peu nombreuses. Pour davantage de précisions, nous renvoyons le lecteur aux annexes
ainsi qu'à la bibliographie au sujet des composés suivants :
− les pesticides (notamment les organochlorés qui font partie des listes prioritaires établies par l'EPA) (Puleggi
1992, Cole et al. 1984, Marsalek et al. 1986)
− les triazines utilisées comme herbicides (Puleggi 1992, Cole et al. 1984)
− les dibenzo-p-dioxines et dibenzofuranes qui sont d'origine pyrolitique (Eltzer et Hites 1989, Horstmann et al.
1992).
Lyon
29
8. LES POLLUANTS BACTERIOLOGIQUES
8.1 INTRODUCTION
Les rejets urbains de temps de pluie véhiculent une pollution bactériologique importante, qui exige un traitement
approprié dans toutes les zones de baignade, de loisirs nautiques et de conchyliculture. Les rejets aux déversoirs
d'orage sont responsables d'une pollution bactériologique importante car ils proviennent de réseaux unitaires
(Aalderink et al. 1990), et leur impact sur le milieu récepteur peut durer plusieurs jours voire une semaine (Burm
1967).
Dans les réseaux pluviaux séparatifs, les sources de contamination sont les déjections des animaux à sang chaud,
et notamment les chiens et les chats (Geldreich et al. 1968, Geldreich et Kenner 1969, Olivieri et al. 1989, Hart
et Waller 1993). Les autres sources de contamination sont les mauvais branchements d'eaux usées, la reprise des
dépôts des avaloirs, les solides des chaussées et les débris végétaux.
En réseaux unitaires, ces sources externes s'ajoutent bien évidemment à la pollution bactériologique des eaux
usées.
L'étude du rapport Coliformes fécaux / Streptocoques fécaux (CF/SF) permet d'identifier l'origine de la pollution. En effet, un rapport CF/SF > 4 indique une contamination d'origine humaine (cas des eaux usées), tandis
qu'un rapport CF/SF < 0.7 indique une contamination d'origine animale. Les rapports compris entre 0.7 et 4
indiqueraient que les bactéries proviennent des deux sources à la fois (Burm et Vaughan 1966, Geldreich et al.
1968). En réalité, des études ultérieures ont montré que les coliformes et les streptocoques fécaux avaient des
taux de disparition différents selon qu'ils étaient d'origine animale ou humaine, et qu'en conséquence le rapport
CF/SF variait dans le temps. Il devait être déterminé dans les 24 heures suivant la contamination, ce qui ne pouvait absolument pas être vérifié en cas de pluie car il était impossible de connaître le moment où les bactéries
avaient été rejetées avec les excréments (Geldreich et Kenner 1969). A partir de données complémentaires, Feachem (1975) a repris cette question et a montré que le rapport CF/SF pouvait être interprété dans deux cas sur
quatre comme indiqué dans le tableau 23.
Rapport CF/SF initial Rapport CF/SF ultérieur Origine probable
CF/SF > 4
CF/SF augmente
incertaine
CF/SF > 4
CF/SF diminue
humaine
CF/SF < 0.7
CF/SF augmente
animale
CF/SF < 0.7
CF/SF diminue
incertaine
Tableau 23 : source probable de contamination fécale en fonction de l'évolution dans le temps du rapport CF/SF
(Feachem 1975)
8.2 CONCENTRATIONS
Les ordres de grandeur des concentrations en germes test de contamination fécale dans les rejets urbains de
temps de pluie sont résumés dans le tableau 24. Les valeurs relevées dans la bibliographie sont rassemblées dans
les annexes.
Type de réseau Coliformes totaux Coliformes fécaux Streptocoques fécaux
Réseaux séparatifs
104 à 107
103 à 106
102 à 105
5
8
4
6
Réseaux unitaires
10 à 10
10 à 10
103 à 106
Tableau 24 : ordres de grandeur de pollution bactériologique des rejets urbains de temps de pluie (nbre/100mL)
Les concentrations sont variables selon les saisons, avec un maximum très marqué en été et à l'automne, périodes plus chaudes où les croissances bactériennes sont plus élevées. Un exemple de ces variations saisonnières est
donné dans le tableau 25.
Lyon
30
Type de réseau Coliformes totaux Coliformes fécaux Streptocoques fécaux
Eté - automne
172 à 190 x 103
13 à 40 x 103
51 à 56 x 103
3
3
Hiver - printemps 22 à 46 x 10
2.5 à 4.3 x 10
13 à 28 x 103
Tableau 25 : variations saisonnières des concentrations pour une zone urbanisée d'un bassin versant séparatif
(nbre/100 mL) (Geldreich et al. 1968)
Selon Aalderink et al. (1990), les concentrations en bactéries lors des épisodes pluvieux suivraient globalement
l'évolution des concentrations en substances dissoutes telles que les ions chlorures par exemple, avec des effets
de premier flot très marqués, et non pas celle des MES. Puleggi (1992) propose une conclusion opposée pour
l'étude de Gradignan où les concentrations en bactéries suivraient celles des MES. D'autres auteurs (Burm et
Vaughan 1966, Burm 1967) ont conclu pour leur part que les concentrations en bactéries étaient proportionnelles au débit ou à l'intensité de la pluie. Des études complémentaires seraient donc bienvenues sur cette question,
car on ne dispose pas encore de mesures évaluant la fraction particulaire de la pollution bactérienne qui permettraient d'évaluer l'efficacité d'un traitement par décantation par exemple.
La décantation des rejets urbains de temps de pluie assure une dépollution partielle mais insuffisante pour répondre aux normes des eaux de baignade par exemple. En étudiant la décantation en bassin, on a observé que les
taux de mortalité des bactéries étaient plus faibles au sein des dépôts que dans l'eau (Ellis 1989, Olivieri et al.
1989). Des études de survie des bactéries en bassin de stockage ont montré par ailleurs que les bactéries résistaient mieux dans des rejets stockés à 10°C qu'à 20°C (Gelreich et Kenner 1969).
Dans le cas d'un traitement de désinfection classique avant rejet, les phénomènes de reviviscence sont très importants, notamment en ce qui concerne les coliformes fécaux et les coliformes totaux (Lager et al. 1977).
Enfin, compte tenu du fait que les germes test habituellement mesurés (coliformes totaux et fécaux) ne sont pas
véritablement représentatifs des concentrations en germes pathogènes en raison de l'importance des sources de
contamination non humaines, des indicateurs tels que les streptocoques ou les Eschérichia Coli paraissent plus
adaptés (Field 1993). En parallèle, des techniques nouvelles de mesure de la pollution bactériologique sont en
cours de développement (Moffa et al. 1975, Field 1993).
Lyon
31
9. LES CARACTERISTIQUES DES SOLIDES
9.1 INTRODUCTION
Les particules solides en suspension sont le support principal de la pollution des rejets urbains de temps de pluie,
et méritent de ce fait une attention particulière. Une meilleure connaissance de leurs caractéristiques physiques
permettra en effet d'optimiser les procédés de traitement en fonction de la protection du milieu récepteur que l'on
veut obtenir. Dans ce chapitre, nous aborderons trois caractéristiques fondamentales des solides :
− la granulométrie
− la vitesse de chute
− la masse volumique et la teneur en matière organique.
9.2 LA GRANULOMETRIE
De manière générale, plus de 70 % des solides transportés en suspension dans les rejets urbains de temps de
pluie ont une taille inférieure à 100 µm (Rinella et McKenzie 1982, Stahre et Urbonas 1990, Verbanck et al.
1990, Chebbo 1992, Verbanck 1992, Pisano et Zukovs 1992). Le tableau 26 indique les ordres de grandeurs des
D10, D50 et D90 des solides pour différents types de rejets.
Rejets
Réseaux unitaires
Tous réseaux
D10
3.5
4.4
3.9
D50
34.3
35.1
34.7
D90 d < 100 µm
332
75 %
611
81 %
456
78 %
Tableau 26 : valeurs de D10, D50, D90 (µm) et pourcentage de solides inférieurs à 100 µm pour différents types
de rejets urbains de temps de pluie (Chebbo 1992)
On constate que les valeurs de D50 sont quasi identiques (34-35 µm) pour les réseaux unitaires et les réseaux
pluviaux séparatifs, et relativement constantes d'une pluie à une autre. Les particules supérieures à 100 µm sont
légèrement plus importantes dans les réseaux unitaires, et les particules inférieures à 100 µm ont tendance à
s'agglomérer entre elles, ce qui a été montré par des mesures avec ou sans ultrasons (Chebbo 1992). La proportion de particules supérieures à 100 µm augmente avec la hauteur et l'intensité de la pluie : dans ces conditions
en effet, l'impact des gouttes de pluie et le ruissellement permettent le transport de particules plus grosses (Artières 1987, Bertrand-Krajewski 1991, Chebbo 1992).
Les figures 17 à 19 montrent des courbes granulométriques moyennes en réseaux unitaire et séparatif. On constate que les résultats sont tout à fait comparables.
Les méthodes de mesure de la granulométrie font appel soit au tamisage (de préférence par voie humide), soit à
la diffraction laser. En général, le tamisage est utilisé pour les particules de diamètre > 200-300 µm, et la diffraction laser pour les particules de tailles inférieures. Ces deux types de méthodes étant fondées sur des principes
physiques différents, elles ne fournissent pas des résultats strictement équivalents, les écart étant d’autant plus
importants que les particules ne sont pas sphériques.
Pour des particules non sphériques, on observe en général que d tamisage < d diffraction < d optique , le diamètre
optique étant, par exemple, déterminé à partir de photographies sous microscope (Novak et Thompson 1986).
Ces différences peuvent ainsi être utilisées pour calculer des coefficients de forme ou d’allongement des particules. Par exemple, Novak et Thompson (1986) utilisent le (P-A) shape factor
( P − A) =
avec
dA
dP
dA
dP
Eq. 1
diamètre médian massique obtenu par sédimentation
diamètre médian obtenu par diffraction laser.
(P-A) vaut 1 pour des particules sphériques, et est inférieur à 1 pour des particules non sphériques.
Lyon
32
Figure 17 : courbes granulométriques des MES en réseaux unitaires (Chebbo 1992)
Figure 18 : courbes granulométriques des MES en réseaux séparatifs (Chebbo 1992)
Figure 19 : courbes granulométriques des MES et des dépôts dans un collecteur à Bruxelles (Verbanck 1992)
Lyon
33
9.3 LES VITESSES DE CHUTE
Les vitesses de chute des MES, représentées par les indicateurs V10, V50 et V90, sont rassemblées dans le tableau 27. On constate immédiatement que les particules ont des vitesses de chute élevées, y compris pour les
particules les plus fines, ce qui justifie les traitements par décantation.
Rejets
Réseaux unitaires
Réseaux séparatifs (F)
Réseaux séparatifs (USA)
V10
< 0.06
0.37
0.10
V50
8.1
7.2
4.9
V90
67
89
213
Tableau 27 : valeurs de V10, V50 et V90 (m/h) pour différents types de rejets urbains de temps de pluie
(Stahre et Urbonas 1990, Chebbo 1992)
Chebbo (1992) a évalué les vitesses de chute médianes (V50) :
− 5.5 à 9 m/h en réseau séparatif
− 3.7 à 11 m/h en réseau unitaire.
Ces valeurs sont inférieures à celles de Pisano et Zukovs (1992) et Michelbach et Wöhrle (1992) qui trouvent
respectivement 25.2 et 21.6 m/h pour des surverses et des réseaux unitaires.
On constate également que le V10 (c'est à dire la vitesse correspondant à un rendement de 90 % en décantation)
est plus faible en réseaux unitaires, ce qui s'explique probablement par la nature des solides (davantage de matière organique et une densité plus faible).
Les figures 20 à 23 montrent des courbes de vitesses de chute cumulées pour différents types de rejets. La différence des V10 et V20 y apparaît très nettement.
Figure 20 : courbes de vitesses de chute (m/h) des MES en réseaux unitaires (Chebbo 1992)
Lyon
34
Figure 21 : courbes de vitesses de chute (m/h) des MES en réseaux séparatifs (Chebbo 1992)
Figure 22 : courbe de vitesses de chute (cm/s) de surverses unitaires à Toronto (Pisano et Zukovs 1992)
Figure 23 : courbe de vitesses de chute (cm/s) en réseau unitaire (Michelbach et Wöhrle 1992)
Lyon
35
9.4 LA MASSE VOLUMIQUE ET LA TENEUR EN MATIERE ORGANIQUE
Le tableau 28 donne les masses volumiques et les teneurs en matières organiques des MES pour différents types
de rejets urbains de temps de pluie. On constate d'une part que les masses volumiques des particules fines sont
différentes selon le type de réseau, contrairement aux particules plus grosses. D'autre part, les masses volumiques sont décroissantes avec la taille des particules (Stahre et Urbonas 1990, Chebbo 1992).
Sur des particules de chaussées, Butler et al. (1992) avaient trouvé des masses volumiques comprises entre 2.10
et 2.51, confirmant ainsi les valeurs de Chebbo et l'origine principale des MES en réseau séparatif pluvial.
Les teneurs en matière organique sont plus élevées en réseau unitaire, comme il fallait s'y attendre en raison du
mélange avec les eaux usées domestiques (dont les MES sont de 65 à 85 % organiques) et de la remise en suspension des dépôts (Bertrand-Krajewski 1991).
Réseaux unitaires
Tous types de réseau
d < 100 µm d > 100 µm Total des particules MVS/MES
2.09
1.74
2.00
24 - 55 %
2.5
1.83
2.33
10 - 36 %
2.27
1.78
2.14
-
Tableau 28 : masses volumiques (kg/m3) et teneurs en matière organique pour
différents types de rejets urbains de temps de pluie (Chebbo 1992)
Michelbach et Wöhrle (1992) parviennent aux mêmes conclusions que Chebbo (1992) au sujet des MES des
réseaux unitaires : les particules les plus grosses sont relativement organiques, alors que les particules les plus
fines sont plus minérales.
Toujours en réseau unitaire, Verbanck et al. (1990) ont mesuré des teneurs en matière organique de 20 à 40 %,
et indiquent que 40 % de la matière organique est fixée sur les particules supérieures à 125 µm (voir figure 24).
Figure 24 : distribution granulométrique de la matière organique (Verbanck et al. 1990)
Lyon
36
10. CONCLUSION SUR LES POLLUANTS
Ce document de synthèse permet de mieux appréhender la pollution des rejets urbains de temps de pluie. Les
charges polluantes véhiculées par ces rejets sont très importantes, à la fois en concentrations durant une pluie et
à l'échelle des flux annuels rejetés au milieu naturel. Elle l'est aussi par comparaison avec les rejets de temps sec
des stations d'épuration. Ceci explique en partie la non amélioration de la qualité de nombreux cours d'eau malgré les efforts consacrés au traitement de la pollution de temps sec. Les ordres de grandeurs sont par ailleurs tout
à fait comparables entre pollution des rejets pluviaux unitaires et pollution des rejets pluviaux séparatifs : il y a
plus de variations au sein de chaque catégorie qu'entre catégories de réseau. Du point de vue du milieu récepteur, on ne peut donc pas affirmer qu'un système d'assainissement soit nettement préférable.
Les polluants à prendre en considération sont très nombreux : on retrouve les paramètres classiques des eaux
urbaines résiduaires (MES, DCO, DBO5, N, P), avec des concentrations et des flux très supérieurs, mais aussi
bien d'autres polluants préjudiciables à la qualité du milieu récepteur, à ses usages ou à son utilisation comme
ressource pour l'eau potable : métaux lourds, hydrocarbures, HAP, PCB, pollution bactériologique.
D'une manière générale, la majeure partie de cette pollution est fixée sur des particules solides transportées en
suspension. Ces particules sont plutôt fines (moins de 100 µm), avec des vitesses de chute élevées (de 3 à 25
m/h selon les sites et les réseaux) permettant d'envisager des traitements par décantation naturelle ou améliorée,
avec des masses volumiques comprises entre 2 et 2.5 kg/m3 et des teneurs en matière organique allant de 20 à
50 %.
D'autres paramètres commencent à faire l'objet de mesures de plus en plus nombreuses en raison de l'impact de
ces polluants : pesticides, composés halogénés, etc. Les premières analyses montrent qu'ils se trouvent parfois en
quantités importantes dans les rejets urbains de temps de pluie, et qu'on ne saurait continuer à les ignorer plus
longtemps si l'on veut restaurer certains milieux naturels fragiles.
Toutes les valeurs indiquées dans ce document doivent être considérées comme des ordres de grandeur : en effet,
un aspect essentiel de la pollution des rejets urbains de temps de pluie est sa variabilité : d'un site à l'autre, d'une
pluie à l'autre, au cours d'une pluie, dans le temps avec les modifications du réseau et de l'urbanisme, etc. Il nous
paraît donc important de rappeler que cette synthèse, si elle permet d'évaluer l'importance de la pollution des
rejets par temps de pluie et la nécessité d'envisager des traitements appropriés, doit également être une incitation
à réaliser des mesures spécifiques pour chaque cas étudié, avec une métrologie adéquate.
Lyon
37
11. REPARTITION INTRA-EVENEMENTIELLE DES FLUX POLLUANTS
This chapter is an updated version of the paper published by Jean-Luc Bertrand-Krajewski, Ghassan Chebbo and
Agnès Saget : “DISTRIBUTION OF POLLUTANT MASS VERSUS VOLUME IN STORMWATER DISCHARGES AND THE FIRST FLUSH PHENOMENON”, in Water Research, 1998, 32(8), 2341-2356.
11.1 NOMENCLATURE
ADWP antecedent dry weather period (h)
b
parameter of the function F(X)
Cb
base concentration equal to the mean dry weather concentration of one given pollutant (mg/L)
Co
constant pollutant concentration (mg/L)
C(t)
pollutant concentration in the flow (mg/L)
E
= Y-X
M(V)
dimensionless curve of the cumulative pollutant mass vs. the cumulative discharged volume
F(X)
power function fitted with the M(V) curve
i, j
indexes between 1 and N
Imax
maximum rainfall intensity (mm/h)
Mff mass of pollutant transported in the first flush (kg)
N
total number of measurements
P(t)
rainfall intensity (mm/h)
Q(t)
flow rate (m3/h)
r
correlation coefficient
Rd
rainfall duration (min)
t
time (hour or minute)
t1, t2
times where C(t) becomes respectively above and below Cb (hour or minute)
Tc
concentration time of the catchment (hour or minute)
Tr
rinsing time of the sewer system (hour or minute)
V
discharged volume (m3)
Vp
volume corresponding to the first flush from EPA (m3)
V80
proportion of the total volume corresponding to 80 % of the cumulative pollutant mass
X
proportion of the total volume corresponding to the proportion Y of the cumulative pollutant mass
Y
proportion of the total pollutant mass
α, β, γ, δ empirical numerical coefficients
Δt
time interval between two measurements (hour or minute)
11.2 INTRODUCTION
For many years, the first flush phenomenon in stormwater discharges has been a subject for numerous and tenacious discussions, between "those who have seen it" and "those who do not believe in it". Despite the number
and, sometimes, the strength of some of the assertions, the notion of first flush is not yet clearly defined. For
example, Di Toro and Small (1979) defined the first flush as “the condition, often occuring in stormwater discharges, in which a disproportionately high fraction of the runoff load is carried in the first portion of the discharge or overflow”. The stakes are nevertheless high because the question concerns the potential sizing of
stormwater treatment facilities and more critically detention-settling tanks. Indeed, if the first flush, that is to say
the first proportion of the discharged volume, contains the main proportion of the pollutant load that is transported during one storm event, it suffices to intercept only this volume to protect efficiently the receiving water
(Griffin et al. 1980a). Unfortunately, the expressions "first proportion of the volume" and "the main proportion
of the pollutant load" are not exactly defined, and everyone is free to interpret them as they want. As early as the
end of the 1970s, discussion about first flush was present : Griffin et al. (1980) considered as necessary “to
provide insight into mechanisms affecting the ‘first flush’ phenomenon frequently reported by researchers”.
In order to clarify the notions, it is necessary to study the distribution of the pollutant load versus the volume in
stormwater effluents. Such a study will lead to a better knowledge of the phenomena and of their variability. It
would then be possible to propose a design methodology for treatment facilities, and also to quantify the first
flush.
This paper provides some elements to answer the following four main questions :
Lyon
38
-
what is the pollutant mass distribution versus the volume ?
is it possible to identify some factors to explain the observed distributions ?
is it possible to propose a new definition which clearly quantifies the first flush ?
what are the inadequacies of previous definitions of the first flush from the stormwater treatment and receiving water protection points of view ?
11.3 POLLUTANT MASS DISTRIBUTION VERSUS VOLUME
11.3.1 The M(V) curves of pollutant mass distribution versus volume
The variation of the pollutant mass flow rates during storm events in sewer systems is described by means of
two curves : the hydrograph Q(t) and the pollutograph C(t) for each pollutant considered, where Q is the flow
rate (m3/s) and C the concentration (mg/L). For one catchment, these two curves vary from one storm event to
another, depending on several parameters : the hyetograph which gives the variation of the rainfall intensity P(t),
the antecedent dry weather period and rainfall, the condition of the sewer system, the amount of deposit, the
accumulated mass of pollutants over the catchment, the characteristics of the catchment and of the sewer system,
etc.
In order to allow a comparative study of the pollutant mass flow rate curves for different storm events, a dimensionless representation of the phenomena is required. This representation consists of drawing the curve that
gives the variation of the cumulative pollutant mass divided by the total pollutant mass versus the cumulative
volume divided by the total volume.
According to Griffin et al. (1980a, p. 788), such curves were used initially by Porterfield (1972) in an USGS
Report for fluvial sediment discharge (Figure 25).These curves, named pollutant removal curve (see Figure 26),
have then modified and adapted to sewer solids discharge by Grizzard et al. (1977). Griffin et al. (1980b) give
more detailed information, attributing the modification of the USGS method to J.P. Hartigan, and naming the
curve “timing curve” or “loading curve” (see Figure 27).
Figure 25 : Cumulative unit graph, from Porterfield (1972, p. 25)
Lyon
39
Figure 26. Example of “pollutant removal curves” given by Griffin et al. (1980a) for TSS and soluble phosphorus
Figure 27. Example of “loading curve” given by Griffin et al. (1980b) for TSS
From the N measurements of flow rate Qi and concentration Ci at each time interval Δti, and by assuming that Q
and C vary linearly between two measurements, the following M(V) curve can be drawn :
⎛ j
⎞
⎜ ∑ QiΔti ⎟
CiQiΔti
∑
⎟=
i =1
= f ⎜ iN=1
N
⎜
⎟
CiQiΔti
⎜ ∑ QiΔti ⎟
∑
i =1
⎝ i =1
⎠
j
⎛ j
⎞
⎜ ∑ Vi ⎟
f ⎜ iN=1 ⎟
⎜
⎟
⎜ ∑ Vi ⎟
⎝ i =1 ⎠
where N is the total number of measurements, j is the index from 1 to N, and Vi is the discharged volume during
the time interval Δti.
The drawing of one M(V) curve is shown in Figure 28. Arrows indicate how to draw each point of the M(V)
curve from both the hydrograph and the pollutograph. The example is given for t = 26 min. At this time, the
flow rate Q is 170 m3/h (graph 2) and the discharged volume since t = 0 is 43 m3 (graph 4). The total discharged
volume during the storm event being 123 m3 (graph 4), the ratio of cumulative volume to total volume is
X = 43/123 = 0.35 (graph 6). This value X = 0.35 is transferred onto the co-ordinate axis on graph 7. At the same
time, the total suspended solids (TSS) concentration C is 750 mg/L (graph 1) and the TSS cumulative mass since
t = 0 is 35 kg (graph 3). The total mass of TSS during the storm event being 71 kg (graph 3), the ratio of cumulative mass to total mass is Y = 35/71 = 0.49 (graph 5). This value Y = 0.49 is transferred onto the ordinate axis
on graph 7 : the result is the point (X, Y) = (0.35, 0.49). The same process is applied for all times t during the
storm event to draw the whole M(V) curve.
Lyon
1200
200
1000
800
flow débit
rateQ(t)
Q(t)(m3/h)
(m3/h)
TSS
concentration
C(t)MES/l
(mg/l)
concentration
C(t) (mg
40
1
600
400
200
0
160
2
120
80
40
0
0
10
20
30
40
50
60
70
0
10
20
temps (min)
50
60
70
140
cumulative
volume V(t) (m3)
volume V(t) cumulé (m3)
masse M(t) cumulée (kg MES)
cumulative TSS mass M(t) (kg)
40
time (min)
80
70
60
50
3
40
30
20
10
0
120
100
4
80
60
40
20
0
0
10
20
30
40
50
60
70
0
10
20
temps (min)
0.4
0.2
0.0
20
30
40
50
60
70
50
60
70
1.0
volume V(t) cumulé / volume total
5
0.6
cumulative volume V(t) / total volume
0.8
10
40
time (min)
1.0
0
30
temps (min)
time (min)
cumulative
M(t)
/ totaltotale
mass
masse M(t)mass
cumulée
/ masse
30
temps (min)
time (min)
0.8
6
0.6
0.4
0.2
0.0
0
10
20
temps (min)
30
40
50
60
70
temps (min)
time (min)
time (min)
Y : cumulative mass / total mass
Y : masse cumulée / masse totale
1.0
0.8
bisector
0.6
7
0.4
0.2
0.0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
X : cumulative
volume / total volume
X : volume cumulé / volume
total
Figure 28. Example of drawing of one M(V) curve for TSS
Lyon
41
The M(V) curve allows the analysis of the variation of the pollutant mass during storm events. If the concentration remains constant during the storm event and equals Co, the pollutant mass is proportional to the volume
since ΣCiQiΔti = Co.ΣQiΔti = Co.ΣVi, and the M(V) curve is merged with the bisector shown in Figure 28. Under such conditions, in order to intercept the proportion Y of the pollutant mass, it is necessary to intercept the
proportion X = Y of the discharged volume. This case is purely theoretical as the concentration varies significantly during a storm event.
When the M(V) curve is above the bisector (Figure 29 : storm event dated 17 October 1978 in Mantes-la-Ville,
combined sewer system), in order to intercept the proportion Y of the pollutant mass, it suffices to intercept the
proportion X < Y of the discharged volume. For a given Y value, the lower the X value, the smaller the size of the
required treatment facility. When the M(V) curve is below the bisector (Figure 29 : storm event dated 10 November 1993 in Boran-sur-Oise, combined sewer system), in order to intercept the proportion Y of the pollutant
mass, it is necessary to intercept the proportion X > Y of the discharged volume. For a given Y value, the higher
the X value, the greater the size of the required treatment facility.
Once the receiving water quality objectives have been set, the interception of pollutant load for further treatment
should be calculated (Bertrand-Krajewski et al. 1995). The M(V) curves allow the calculation of the volume to
be intercepted in order to reach the objective. For example, in order to intercept 80 % of the pollutant mass in
Figure 29 , one needs to intercept 60 % of the discharged volume for the storm event dated 17 October 1978 in
Mantes-la-Ville, and 86 % of the discharged volume for the storm event dated 10 November 1993 in Boran-surOise.
1.0
rainfall event in
Mantes-la-Ville
on 17/10/1978
0.8
0.6
0.4
rainfall event in
Boran-sur-Oise
on 10/11/1993
0.2
0.0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
X : cumulative volume / total volume
Figure 29. Examples of M(V) curves for TSS
11.3.2 Variability of M(V) curves
Many studies, carried out on different catchments and sewer systems, show that M(V) curves vary significantly.
A statistical and site specific approach is necessary to describe satisfactorily the phenomena and their great variability.
As each storm event is different, each M(V) curve, for a given pollutant, is a priori different. The set of all M(V)
curves for one site and one pollutant usually presents a wide scatter (Griffin et al. 1980b, Geiger 1984, Ellis
1986, Menacher and Augustin 1992, EPA 1993, Bellefleur 1994, Saget and Chebbo 1994, Legret et al. 1997).
This scatter can not be taken into account or expressed by means of one unique median curve (Figure 30). Another representation of the variability of M(V) curves was proposed by Griffin et al. (1980a, b).
Lyon
42
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Figure 30. Set of M(V) curves for TSS in Vélizy (Saget and Chebbo 1994)
The sets of M(V) curves are different for each site (Geiger 1987). An example is given in Figure 31 where the
set of curves for every site has been replaced by a median M(V) curve to improve the legibility of the figure (but
without information about the scatter of the sets of curves). The sites of Stuttgart-Büsnau (32 ha, coefficient of
impermeability equal to 38 %, steep combined sewer system) and of München-Pullach (23 ha, coefficient of
impermeability equal to 38 %, separate stormwater sewer system with moderate slopes) have median M(V)
curves which are very different from the M(V) curve of München-Harlaching (540 ha, coefficient of impermeability equal to 35 %, combined sewer system with low slopes). The median M(V) curve of Stuttgart-Büsnau,
which has been drawn from the measurements of Krauth (1970), has been used as a reference to write the first
German ATV guidelines for stormwater detention tank design (ATV 1977, FNDAE 1988). The generalisation
and the transposition of this curve to other sites that have in fact different characteristics has sometimes led to
inadequate or wrongly designed detention facilities.
1.0
Stuttgart-Büsnau
0.8
0.6
München-Pullach
0.4
München-Harlaching
0.2
0.0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Figure 31. Comparison of median M(V) curves for TSS for three different sites (after Geiger 1987)
Lyon
43
1.0
superior curves
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
inferior curves
0.0
superior curves
0.8
0.6
0.4
inferior curves
0.2
0.0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Figure 32. Extreme M(V) curves for TSS for six separate and six combined sewer systems
(Saget and Chebbo 1994)
The study of Saget and Chebbo (1994) on 12 French combined and separate sewer systems indicates clearly this
site specific variability. The extreme curves of the sets of M(V) curves are shown in Figure 32.
Finally, as a general rule, the mean M(V) curves for different pollutants like TSS, chemical oxygen demand
(COD), total organic carbon (TOC), biological oxygen demand after five days (BOD5), total Kjeldahl nitrogen
(TKN) and total phosphorus (Ptot) are rather similar for a given site as shown in Figure 33. However, in some
cases, the M(V) curves for different pollutants can be significantly different from one another as shown in Figure
34 (Geiger 1987, Sansalone and Buchberger 1997). In other respects, and despite the examples given in Figure
33 and Figure 34, the analysis of 197 rainfall events in 12 catchments shows that M(V) curves for BOD5 are
usually slightly above M(V) curves for TSS. Nevertheless, by taking into account the variability of the phenomenon, any generalisation or extrapolation shall be based on local measurements, and not on the direct transposition of results which have been obtained under different conditions. For example, Legret et al. (1997) observed COD M(V) curves usually lightly below TSS M(V) curves for a 0.32 ha experimental catchment on the
A11 motorway near Nantes, France.
1.0
TSS
0.8
COD
0.6
0.4
BOD5
TOC
0.2
0.0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Figure 33. Median M(V) curves for different pollutants in the same site (after Geiger 1987)
Lyon
44
1.0
TSS
0.8
TKN
0.6
0.4
0.2
BOD5
Ptot
0.0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Figure 34. Example of M(V) curves for different pollutants during one storm event (after Geiger 1987)
11.4 ANALYSIS OF THE M(V) CURVES
11.4.1 Numerical fitting of M(V) curves
Every M(V) curve can be fitted approximately by a power function
F(X ) = X b
where X ∈ [0, 1], F(0) = 0 and F(1) = 1, as already proposed by Philippe and Ranchet (1987), and also reused by
Rauch and Renner (1996). The experimental fitting between M(V) and F(X) is usually satisfactory, with the
correlation coefficient r2 ≥ 0.9 . The value of the parameter b characterises the gap between the M(V) curve and
the bisector. It is easily calculated by a simple linear regression since
F ( X ) = X b ⇔ Ln(F ( X ) ) = b.Ln( X )
Thanks to this simple fitting, a statistical analysis of the parameter b is possible in order to study the M(V) curves
distribution.
11.4.2 M(V) curves distribution
With data from the French database QASTOR on pollutants in stormwater discharges (Saget 1994), the parameter b has been calculated for 197 rainfall events sampled on 6 separate sewer systems and 6 combined sewer
systems with various characteristics (Saget and Chebbo 1995).
Lyon
45
100
cumulative distribution (%)
90
80
70
separate
60
50
40
combined
30
20
10
0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
parameter b
Figure 35. Cumulative distribution of parameter b for TSS M(V) curves in 6 separate
and 6 combined sewer systems
Figure 35 represents the results for TSS for the separate and combined sewer systems. From these curves, Table
1 gives the values of b and of V80 for each type of catchment (V80 is the proportion of the total volume corresponding to 80 % of the cumulative pollutant mass) corresponding to the following characteristic M(V) curves :
− M(V)max
: the upper curve, with the minimum value of b
− M(V)90
: 90 % of the curves lie below
− M(V)50
: as many curves below as above
− M(V)10
: 10 % of the curves lie below
− M(V)min
: the lower curve, with the maximum value of b.
M(V) curves
Separate sewer systems
combined sewer systems
b
V80
b
V80
M(V)max
0.152
0.23
0.274
0.44
M(V)90
0.414
0.58
0.702
0.73
M(V)50
0.726
0.74
0.935
0.79
M(V)10
1.114
0.82
1.131
0.82
M(V)min
2.023
0.90
1.506
0.86
Table 1. Values of b and V80 for characteristic M(V) curves for TSS
These characteristic M(V) curves are shown in Figure 36. It appears that for 90 % of the events in the 6 experimental separate catchments, 80 % of the pollutant mass is transported in more than 58 % of the volume. For
more than 50 % of the events, 80 % of the pollutant mass is transported in more than 74 % of the volume. For
the 12 French catchments, the values of b are lower for separate sewer systems than for combined sewer systems. For the latter, 80 % of the M(V) curves in TSS are very close to the bisector. The results are similar for
BOD5 and COD, but the values of b are slightly lower than for TSS.
Lyon
46
1.0
separate
max
0.8
1.0
90
50
0.6
0.4
10
0.2
min
0.0
combined
0.8
90
max
0.6
50
min
0.4
10
0.2
0.0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Figure 36. Characteristic M(V) curves in separate and combined sewer systems
The study of the value of the parameter b indicates that it varies significantly from one event to another. This
shows that the curves from one catchment cannot be replaced by a single average curve without losing information. The corollary is that to study the pollutant load distribution a large amount of monitored events are needed
to have a representative set of M(V) curves.
It should also be noted here that the lower the value of b, the more pronounced is the first flush proven by the
fact that the main proportion of the total pollutant load is transported in the first proportion of the total volume.
This relationship will be used in the following sections in order to quantify the first flush.
11.5 SEARCH FOR EXPLANATORY FACTORS FOR THE VALUE OF B
The shape of the M(V) curves is directly described by the value of the parameter b as defined above. In spite of
the complexity of the physical phenomena involved (Davies 1987, Ashley et al. 1992), factors explaining the
variations of the parameter b, and especially the factors explaining its lowest values which correspond to the first
flush, have been investigated. However, no set of parameters appears to explain sufficiently the variations observed for all catchments and events.
11.5.1 Characteristics of the catchment
The study of 12 sites from the QASTOR database (Saget 1994) has shown that there was no general relationship
between the values of the parameter b and the surface or the slope of the drainage area. This goes for active
surfaces ranging from 7.6 to 4600 ha and slopes ranging from 0.005 to 0.065 m/m. The values of b vary within
identical ranges for the large and small catchments and for catchments with small slope or steeper slope.
For a small highway catchment of 1.3 ha, the measurements carried out have shown that the value of b varies
between 0.24 and 2.07 for TSS and between 0.27 and 1.40 for COD (Herremans et al. 1995).
According to these various results, the lowest values of b do not appear to be correlated with the small catchment areas. This conclusion indicates that the commonly accepted idea, which is rarely backed up by experimental data, according to which the first flush shall occur more frequently in compact and small catchments (area
typically less than 10 to 20 ha) or in very upstream small subcatchments (FNDAE 1988, Chocat 1992, EPA
1993, Characklis and Wiesner, 1997) should be considered with a great deal of prudence.
11.5.2 Characteristics of the sewer system
11.5.2.1 Slope of the sewer system
Just like the slope of the catchment, the sewer slope does not appear to be a sufficiently explanatory parameter.
The lowest values of b are not correlated with particular slope values.
Lyon
47
The sewer slope is often considered in relation to deposits whose erosion during rainfall events would explain
the low values of b and the corresponding first flush phenomenon. However, the contradictions found in literature on this subject reveal the complexity of the phenomena and the impossibility of explaining the value of b by
means of one single parameter. Thus, the first flush is supposed to occur more frequently in sewer systems with
steep slope, but at the same time it would also occur more frequently when there are erodable deposits in the
sewers, which happens more frequently in sewer systems with low slope or with low flow rates (Geiger 1987,
Schmitt 1987, FNDAE 1988, EPA 1993). These two contradictory conditions show that it is not possible to
predict the values of b in relation to the topography of the sewer network (Menacher and Augustin, 1992).
11.5.2.2 The "rinsing flush" or "storm first flush" in combined sewer systems
The expression "rinsing flush" is often used to designate the erosion of deposits from combined sewers during
flow rate and flow velocity increases (FNDAE 1988). This description does not consider the phenomena in their
entirety and can lead to mistaken conclusions. In fact, the main proportion of the suspended solids and of the
particulate pollutant masses, even in combined sewer systems, enters the sewer system with the runoff from the
surfaces of the catchment (Bertrand-Krajewski 1992, Heinzmann 1994). The proportion of the TSS mass due to
the resuspension of deposits is estimated to range on average from 15 to 30 % only (Chebbo 1994). Moreover,
some attempts to simulate the phenomena indicate that maximum values of the TSS concentration are essentially
linked to peaks of rainfall intensity, the erosion of deposits occurring later corresponding more to peak flows in
the sewers (Bertrand-Krajewski 1992). This remark corroborates the analysis carried out by Geiger (1987).
Menacher and Augustin (1992) also show that a first rainfall peak is not necessarily sufficient to flush out a
sewer system and that the following flow peaks, when they exist, contribute greatly to the pollutant mass discharged. However, these conclusions can be different for pollutants other than suspended solids because of their
sources and their transfer conditions. Therefore, yet again, any representation of the phenomena which is too
simplistic and any hasty assumption based on a single type or limited information should be avoided.
11.5.3 Characteristics of rainfall events
Of the 12 sites from the QASTOR database, no general relationship is apparent between the values of the parameter b and the depth of rainfall, its maximum intensity over 5 minutes or the length of the antecedent dry
weather period, even if specific but variable relationships can sometimes be established for some catchments.
These results corroborate Geiger’s previous observations (1984) according to which there did not seem to be a
type or a form of rainfall that leads to a greater probability of occurrence of low values of b. However, it appears
that hyetographs including several successive peaks producing clearly identified successive flow peaks, generally lead to M(V) curves which are closer to the bisector than in the case of simple hyetographs producing a
single flow peak (Menacher and Augustin 1992).
No clear relationship has been established between the duration of the antecedent dry weather period and the
first flush by Geiger (1987), even if Saget and Chebbo (1995) find that low values of b tend to occur more frequently when long antecedent dry weather periods and high rainfall intensities occur simultaneously.
11.6 CONCLUSION
The dimensionless M(V) curves indicating the distribution of pollutant mass versus the volume in stormwater
discharges are used to compare pollutant discharges from different rainfall events and from different catchments.
These M(V) curves appear to be very variable and dispersed. Their dispersion is shown by the set of experimental M(V) curves for each pollutant and for a series of rainfall events in a given catchment. From the analysis of
197 rainfall events in 12 separate and combined sewer systems, the following results can be extracted :
− in separate sewer systems, for 50 % of the rainfall events, 50 % of the total pollutant mass is transported in the
first 38 % of the total volume, and 80 % of the total pollutant mass is transported in the first 74 % of the total
volume;
− in combined sewer systems, for 50 % of the rainfall events, 50 % of the total pollutant mass is transported in
the first 47 % of the total volume, and 80 % of the total pollutant mass is transported in the first 79 % of the
total volume.
The characteristics of the M(V) curves depend on the pollutant, on the site, on the rainfall event and on the overall operation of the sewer system. No clear and general linear multi-regression relationships can be established
to explain their shape and their variability. These observations are probably due to the complexity of the phenomena involved and to the multiplicity of influencing factors and parameters.
Lyon
48
The statistical analysis of experimental M(V) curves and of parameter b is appropriate to base a design methodology in relation to the catchment, the sewer system and the rainfall events. Such a methodology has been established by Saget (1994) and further developed by Ruscassier (1996) to calculate the required storage tank capacity in order to intercept a given pollutant mass proportion on a yearly basis or for the most important rainfall
events. Rauch and Renner (1996) have also proposed another methodology based on M(V) curves and on the
power function in order to assess the efficiency of detention tanks in combined sewer systems.
12. BIBLIOGRAPHIE
(valeur du champ « code » dans Bilblio3.doc : d7 et d8)
Aalderink R.H., Van Duin E.H.S., Peels C.E., Scholten M.J.M. (1990) Some characteristics of run-off quality
from a separated sewer system in Leleystad, The Netherlands. Proceedings of the 5th International Conference on Urban Storm Drainage, Osaka, July 1990, pp 427-432.
Artières O. (1987) Les dépôts en réseau d'assainissement : origine, caractéristiques, pollution, transport. Thèse
de doctorat, Université Louis Pasteur, Strasbourg, 1987, 214 p.
Ashley R.M., Wotherspoon D.J.J., Coghlan B.P., McGregor I. (1992) The erosion and movement of sediments
and associated pollutants in combined sewer systems. Wat. Sci. Tech., 25 (8), 101-114.
ATV (1977) Guidelines for the sizing and the conception of storm overflows in combined sewer systems. Worksheet A 128, ATV, St Augustin, Germany (in German).
Bachoc A., Chebbo G., Mouchel J.M. (1993) La pollution des rejets urbains de temps de pluie : son importance,
ses caractéristiques, quelques éléments sur ses origines et son interception. Rejets urbains de temps de pluie :
pollutions et nuisances, Presses de l'ENPC, Paris, 1993, pp 9-23.
Bellefleur D. (1992) Pollution des eaux pluviales et transport solide dans les réseaux d'assainissement. Formation Continue ENGEES, Strasbourg, Novembre 1992, 22 p.
Bellefleur D. (1994) New techniques for storm overflows. Proceedings of the SHF-GRAIE Technical Seminar
on storm overflows, Lyon, France, (in French).
Benner B.A., Bryner N.P., Wise S.A., Lao R.C., Mulholland G.H., Fingas M.F. (1990) Polycyclic aromatic
hydrocarbons emissions from combustion of crude oil on water. Environmental Science and Technology,
1990, vol 24, no 9, pp 1418-1427.
Benoist A.P., Lijklema L. (1990) Distribution of sedimentation rates of suspended solids and heavy metals in
combined sewer overflows. Water Science and Technology, 1990, vol 22, no 10/11, pp 61-68.
Bertrand-Krajewski J.L. (1991) Modélisation des débits et du transport solide en réseau d'assainissement - Etude
bibliographique. Rapport ENITRTS/Lyonnaise des Eaux-Dumez, Strasbourg, Avril 1991, 207 p.
Bertrand-Krajewski J.-L. (1992) Conceptual modelling of solid transport in sewer systems. PhD Thesis, Louis
Pasteur University of Strasbourg, France (in French).
Bertrand-Krajewski J.-L., Brelot E., Chocat B., Tabuchi J.-P. (1995) A strategy for controlling stormwater discharges. TSM, 90 (11), 815-820 (in French).
Blaszczyk P., Nowakowska-Blaszczyk A., Zakrzewski J. (1992) Infiltration of stormwater into soil. Investigations and principles of designing. Conférence NOVATECH, Lyon, Novembre 1992, pp 86-94.
Bomboï M.T., Hernandez A. (1991) Hydrocarbons in urban runoff : their contribution to the wastewaters. Water
Research, 1991, vol 25, no 5, pp 557-565.
Bourcier D.R., Sharma R.P. (1980) Heavy metals and their relationship to solids in urban runoff. Intern. J. Environment. Anal. Chem., 1980, vol 7, pp 273-283.
Briat P., Bonnefois J. (1993) Micropolluants dans les eaux pluviales urbaines : résultats expérimentaux à Gradignan. Colloque SHF La pluie : source de vie, choc de pollution, Paris, 1993, pp 30-41.
Brombach H., Michelbach S., Wöhrle C. (1992) Schmutzstofftransport im Mischwasserkanal. Konferenz Schadstoffe im Regenabfluss II, BMFT Verbundprojekt, Institut für Siedlungswasserwirtschaft, Heft n° 64, Karlsruhe, Mai 1992, pp 167-189.
Brown R.C., Pierce R.H., Rice S.A. (1985) Hydrocarbon contamination in sediments from urban stormwater
runoff. Marine Pollution Bulletin, 1985, vol 16, no 6, pp 236-240.
Burm R.J. (1967) The bacteriological effect of combined sewer overflows on the Detroit River. JWPCF, 1967,
vol 39, no 3, pp 410-424.
Burm R.J., Vaughan R.D. (1966) Bacteriological comparison between combined and separate sewer discharges
in Southeastern Michigan. JWPCF, 1966, vol 38, no 3, pp 400-409.
Butler D., Thedchanamoorthy S., Payne J.A. (1992) Aspects of surface sediment characteristics on an urban
catchment in London. Water Science and Technology, 1992, vol 25, no 8, pp 13-19.
Lyon
49
Cathelain M., Friant G., Olie J.L. (1981) Les eaux de ruissellement de chaussées autoroutières : évaluation des
charges de pollution. Bulletin de Liaison des Laboratoires des Ponts et Chaussées, 1981, no 116, pp 9-24.
Characklis G.W., Wiesner M.R. (1997) Particles, metals and urban water quality in runoff from large urban
watershed. Journal of Environmental Engineering, 123(8), 753-759.
Chebbo G. (1992) Solides des rejets urbains de temps de pluie : caractérisation et traitabilité. Thèse de doctorat,
ENPC, Paris, Mars 1992, 450 p.
Chebbo G. (1994) Control of solids in sewer systems. Technical contribution for the AGHTM « Stormwater »
Working Group, Paris, France, November 1994, 19 p. (in French).
Chebbo G., Musquère P., Bachoc A. (1990) Solides transférés dans les réseaux d'assainissement. Caractéristiques hydrodynamiques et charges polluantes. Rapport IMFT, Toulouse, 1990, 27 p.
Chocat B. (1992) La pollution due aux rejets urbains de temps de pluie : 37 pages, 6 figures et 17 tableaux pour
commencer à expliquer. Document provisoire, INSA, Lyon, Septembre 1992, 37 p.
Chocat B. (1992) Pollution due to urban stormwater discharges : 37 pages, 6 figures and 17 tables to begin to
explain. Provisory report, INSA, Lyon, France, September 1992, 37 p. (in French).
Christensen E.R., Guinn V.P. (1979) Zinc from automobile tires in urban runoff. Journal of the Environmental
Engineering Division, 1979, vol 105, no 1, pp 165-168.
Christensen E.R., Scherfig J., Koide M. (1978) Metals from urban runoff in dated sediments of a very shallow
estuary. Environmental Science and Technology, 1978, vol 12, no 10, pp 1168-1173.
Cole R.H., Frederick R.E., Healy R.P., Rolan R.G. (1984) Preliminary findings of the priority polluant monitoring project of the Nationwide Urban Runoff Program. JWPCF, 1984, vol 56, no 7, pp 898-908.
D'Andrea M., Maunder D.E. (1993) Characterization of urban nonpoint discharges in Metropolitan Toronto.
Proceedings of the 6th International Conference on Urban Storm Drainage, Niagara Falls, September 1993,
pp 524-530.
Davies J.W. (1987) Laboratory studies related to the first foul flush in combined sewers. Proceedings of the 4th
International Conference on Urban Storm Drainage, Lausanne, Switzerland, 47-48.
Degrémont (1989) Mémento technique de l'eau. Degrémont, Editions Lavoisier, Paris, 1989
Dempsey B.A., Tai Y.L., Harrison S.G. (1993) Mobilization and removal of contaminants associated with urban
dust and dirt. Water Science and Technology, 1993, vol 28, no 3/5, pp 225-230.
Doyen L. (1990) La Molette. Dépollution par décantation. Rapport intermédiaire pluie du 7 août 1989. Rapport
de la DEA de Seine Saint Denis, Décembre 1990.
Eganhouse R.P., Kaplan I.R. (1981) Extractable organic matter in urban stormwater runoff. 1 : Transport dynamics and mass emission rates. Environmental Science and Technology, 1981, vol 15, pp 310-315.
Eganhouse R.P., Simoneit B.R.T., Kaplan I.R. (1981) Extractable organic matter in urban stormwater runoff . 2.
Molecular characterization. Environmental Science and Technology, 1981, vol 15, no 3, pp 315-326.
Ellis J.B. (1986) Pollutional aspects of urban runoff. In Urban runoff pollution, NATO ASI Series, Series G,
vol. 10, edited by C. Torno, J. Marsalek and M. Desbordes, Springer-Verlag, Berlin, Germany, 1-38.
Ellis J.B. (1989) The quality of urban discharges. Urban Discharges and Receiving Water Quality Impacts, J.B.
Ellis Ed., IAWPRC, London, 1989, pp 1-8.
Ellis J.B. (1991) Measures for the control and treatment of urban runoff quality. Report n° DT/PL/FV/JB, commissioned by Agence de l'Eau Seine-Normandie, November 1991, 132 p.
Ellis J.B. (1993) Pollution of stormwater and combined wastewater : a discussion. ATV-Workshop "Bemessung
von Kanälen und Regenwasserbehandlungsanlagen", München, Mai 1993, 35 p.
Ellis J.B., Harrop D.O., Revitt D.M. (1986) Hydrological controls of polluant removal from highway surfaces.
Water Research, 1986, vol 20, no 5, pp 589-595.
Ellis J.B., Revitt D.M. (1982) Incidence of heavy metals in street surface sediments : solubility and grain size
studies. Water, Air, and Soil Pollution, 1982, vol 17, pp 87-100.
Ellis J.B., Revitt D.M., Harrop D.O., Beckwith P.R. (1987) The contribution of highway surfaces to urban
stormwater sediments and metal loadings. The Science of the Total Environment, 1987, vol 59, pp 339-349.
Ellis J.B., Revitt D.M., Shutes R.B., Bascombe A.D. (1990) The ecotoxicological impact of heavy metals in
storm sewer overflows. Proceedings of the 5th International Conference on Urban Storm Drainage, Osaka,
July 1990, vol 1, pp 439-444.
Eltzer B.D., Hites R.A. (1989) Atmospheric transport and deposition of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and
dibenzofurans. Environmental Science and Technology, 1989, vol 23, no 11, pp 1396-1401.
EPA (1993) Manual for combined sewer overflow control. EPA Report nr EPA/625/R-93/007, Cincinnati, USA,
95 p.
Fam S., Stenstrom M.K., Silverman G. (1987) Hydrocarbons in urban runoff. Journal of Environmental Engineering, 1987, vol 113, no 5, pp 1032-1046.
Faup G.M., Cox F. (1992) L'aménagement de la décantation. Orientations actuelles à la Lyonnaise des Eaux Dumez. Formation Continue ENPC, Paris, Octobre 1992, 14 p.
Lyon
50
Feachem R. (1975) An improved role for fecal coliform to fecal streptococci ratios in the differentiation between
human and non-human pollution sources.Water Research, 1975, vol 9, pp 689-690.
Field R. (1993) Use of coliform as an indicator of pathogens in storm generated flows. Proceedings of the 6th
International Conference on Urban Storm Drainage, Niagara Falls, September 1993, pp 78-84.
Flores-Rodriguez J. (1992) Les métaux toxiques dans les eaux pluviales en milieu urbain : caractéristiques physico-chimiques. Thèse de doctorat de l'Université Paris XII - Val de Marne, Créteil, 1992, 229 p.
Flores-Rodriguez J., Bussy A.L., Thévenot D.R. (1993) Toxic metals in urban runoff : physico-chemical mobility assessment using speciation schemes. Proceedings of the 6th International Conference on Urban Storm
Drainage, Niagara Falls, September 1993, pp 182-187.
Flores-Rodriguez J., Lebreton L., Bussy A.L., Thevenot D.R. (1990) Toxic metal speciation scheme for water
and sediment from an urban storm sewage. Proceedings of the 5th International Conference on Urban Storm
Drainage, Osaka, July 1990, vol 1, pp 457-462.
FNDAE (1988) Stormwater tanks in sewer systems. FNDAE Technical Report nr 6, Paris, France, 61 p. (in
French).
Geiger W.F. (1984) Characteristics of combined sewer runoff. Proceedings of the 3rd International Conference
on Urban Storm Drainage, Göteborg, Sweden, 851-860.
Geiger W.F. (1987) Flushing effects in combined sewer systems. Proceedings of the 4th International Conference on Urban Storm Drainage, Lausanne, Switzerland, 40-46.
Geldreich E.E., Best L.C., Kenner B.A., Van Donsel D.J. (1968) The bacteriological aspects of stormwater pollution. JWPCF, 1968, vol 40, no 11, pp 1861-1872.
Geldreich E.E., Kenner B.A. (1969) Concepts of fecal streptococci in stream pollution. JWPCF, 1969, vol 41,
no 8, pp 336-352.
Green D. (1993) Stormwater discharges from industrial sectors in Ontario under the MISA program. Proceedings of the 6th International Conference on Urban Storm Drainage, Niagara Falls, September 1993, pp 16951701.
Grottker M. (1991) Möglichkeiten der Regenwasserbehandlung. Korrespondenz Abwasser, 1991, no 7, pp 905915.
Gupta K., Saul A.J. (1996) Specific relationships for the first flush load in combined sewer systems. Wat. Res.,
30 (5), 1244-1252.
Hahn H.H. (1992) Quellen und Senken anthropogener Schadstoffe in der Stadtentwässerung.Konferenz Schadstoffe im Regenabfluss II, BMFT Verbundprojekt, Institut für Siedlungswasserwirtschaft Karlsruhe, Heft n°
64, Karlsruhe, Mai 1992, pp 29-46.
Hahn H.H. (1993) Pathways of anthropogenic pollutants within the urban drainage system. Proceedings of the
6th International Conference on Urban Storm Drainage, Niagara Falls, September 1993, pp 397-404.
Hamilton R.S., Revitt D.M., Warren R.S. (1984) Levels and physico-chemical associations of Cd, Cu, Pb and
Zn in road sediments. The Science of the Total Environment, 1984, vol 33, pp 59-74.
Harrison R.M. (1979) Toxic metals in street and household dusts. The Science of the Total Environment, 1979,
vol 11, pp 89-97.
Harrison R.M., Johnston W.R. (1985) Deposition fluxes of lead, cadmium, copper and PAHs on the verge of a
major highway. The Science of the Total Environment, 1985, vol 46, pp 121-135.
Harrison R.M., Johnston W.R., Ralph J.C., Wilson S.J. (1985) The budget of lead, copper and cadmium for a
major highway. The Science of the Total Environment, 1985, vol 46, pp 137-145.
Harrison R.M., Wilson S.J. (1985) The chemical composition of highway drainage waters. 1 : Major ions and
selected trace metals. The Science of the Total Environment, 1985, vol 43, no 1/2, pp 63-77.
Harrison R.M., Wilson S.J. (1985) The chemical composition of highway drainage waters. 2 : Chemical associations of metals in the suspended sediment. The Science of the Total Environment, 1985, vol 43, no 1/2, pp
79-87.
Harrison R.M., Wilson S.J. (1985) The chemical composition of highway drainage waters. 3 : Runoff water
metal speciation characteristics. The Science of the Total Environment, 1985, vol 43, no 1/2, pp 89-102.
Hart W.C., Waller D.H. (1993) Contribution of urban runoff to bacteriological contamination of a suburban
recreational lake. Proceedings of the 6th International Conference on Urban Storm Drainage, Niagara Falls,
September 1993, pp 212-217.
Heinzmann B. (1994) Quality and consequences of urban runoff in separate sewer systems. GWF Wasser Abwasser, 135 (7), 381-390 (in German).
Helsel D., Kim J., Grizzard T., Randall C., Hoehn R. (1979) Land use influences on metals in storm drainage.
Journal of the Water Pollution Control Federation, 51(4), 709-717.
Herremans L., Montrejaud-Vignoles M., Roger S. (1995) Non-existence of the stormwater first flush : example
of a small highway catchment. Project of paper for the AGHTM « Stormwater » Working Group, Paris ,
France, 2 p. (in French).
Lyon
51
Herrmann R., Daub J., Förster J. (1993) Reactions and transport behaviour of trace organics (polycyclic aromatic hydrocarbons, chlorinated and volatile chlorinated hydrocarbons, nitrophenols) during road and roof
runoff. Proceedings of the 6th International Conference on Urban Storm Drainage, Niagara Falls, September
1993, pp 405-410.
Hewitt C.N., Rashed M.B. (1992) Removal rates of selected pollutants in the runoff waters from a major rural
highway. Water Research, 1992, vol 26, no 3, pp 311-319.
Hoffman E.J., Latimer J.S., Hunt C.D., Quinn J.G., Mills G.L. (1985) Stormwater runoff from highways. Water,
Air, and Soil Pollution, 1985, vol 25, no 4, pp 349-364.
Hoffman E.J., Mills G.L., Latimer J.S., Quinn J.C. (1984) Urban runoff as a source of polycyclic aromatic hydrocabons to coastal waters. Environmental Science and Technology, 1984, vol 18, no 8, pp 580-587.
Horstmann M., Kaune A., Mac Lacklan M., Hutzinger O., Reissinger M. (1992) Quellen und Senken der polychlorierten Dibenzo-p-dioxinen (PCDD) und Dibenzofuranen (PCDF) im städtischen Entwässerungsystem.
Konferenz Schadstoffe im Regenabfluss II, BMFT Verbundprojekt, Institut für Siedlungswasserwirtschaft
Karlsruhe, Heft n° 64, Karlsruhe, Mai 1992, pp 299-314.
Hunter J.V., Sabatino T., Gomperts R., MacKenzie M.J. (1979) Contribution of urban runoff to hydrocarbon
pollution. JWPCF, 1979, vol 51, no 8, pp 2129-2138.
Kari F.G., Herrmann R. (1989) Abspülung von organischen Spurenschadstoffen und Schwermetallen aus einem
städtischen Einzugsgebiet : Ganglinienanalyse, Korngrössenzuordnung und Metallspeziesauftrennung. Deutsche Gewässerkundliche Mitteilungen, 1989, vol 33, no 5/6, pp 172-183.
Kern U., Wüst W., Daub J., Herrmann R., Striebel T. (1992) Abspülverhalten von Schwermetallen und organischen Mikroschadstoffen im Strassenabfluss. GWF Wasser Abwasser, 1992, vol 133, no 11, pp 567-574.
Klein H. (1982) Die Beschaffenheit der Niederschlagsabflüsse von Autobahnen. Wasserwirtschaft, 1982, vol 72,
no 2, pp 37-43.
Krauth K. (1970) Flow rates and pollutant loads in combined sewer systems during rainfall events. Report nr 45
of the Institute for Sanitary Engineering of Stuttgart, Germany, Ed. Oldenburg, München, 251 p. (in German).
Kretzschmar R., Wilken C. (1987) Wasserqualität und Stofffrachten in Teilen des Kieler Regenwassernetzes.Korrespondenz Abwasser, 1987, no 12, pp 1286-1294.
Lager J.A., Smith W.G., Lynard W.G., Finn R.M., Finnemore E.J. (1977) Urban stormwater management and
technology : update and users' guide. Final Report EPA-600/8-77-014, USEPA, Cincinnati (Ohio, USA),
September 1977, 313 p.
Latimer J.S., Hoffman E.J., Hoffman G., Quinn J.G., Fasching J.L. (1990) Sources of petroleum hydrocarbons
in urban runoff. Water, Air, and Soil Pollution, 1990, vol 52, no 1/2, pp 1-21.
Legret M., Le Marc C., Demare D. (1997) Pollution des eaux de ruissellement de chaussées autoroutières.
L’autoroute A11 près de Nantes. Bulletin des Laboratoires des Ponts et Chaussées, 211, 101-115.
Levy V. (1991) Spéciation des métaux lourds dans les eaux de ruissellement. Analyse bibliographique. Rapport
Université de Pau - Lyonnaise des eaux-Dumez, Juin 1991, 25 p.
Levy V., Lara M.B. (1992) Spéciation de métaux dans les eaux de ruissellement recueillies au cours de six orages en zone urbaine à Gradignan. Rapport LCA-Lyonnaise des Eaux-Dumez, Université de Pau et des Pays
de l'Adour, Octobre 1992.
Line D.E., Wu J., Arnold J.A., Jennings G.D., Rubin A.R. (1997) Water quality of first flush from 20 industrial
sites. Water Environment research, 69, 305-310.
Marsalek J. (1990) PAH transport by urban runoff from an industrial city. Proceedings of the 5th International
Conference on Urban Storm Drainage, Osaka, 1990, pp 481-486.
Marsalek J. (1991) Pollutant loads in urban stormwater : review of methods for planning-level estimates. Water
Resources Bulletin, 1991, vol 27, no 2, pp 283-291.
McCorquodale J.A., Zhou S.P., Marsalek J., Johnson G. (1993) Study of bacteria in the Detroit River associated
with combined sewer overflows. Proceedings of the 6th International Conference on Urban Storm Drainage,
Niagara Falls, September 1993, pp 66-71.
Menacher F., Augustin A. (1992) Detention in combined sewers. Institute for Sanitary Engineering, University
of Karlsruhe, Germany, Report nr 64, 191-222. (in German).
Michelbach S., Striebel T., Wöhrle C. (1992) Absetzbarkeit von schwermetallbelasteten Feststoffen im Mischwasser. GWF, 1992, vol 133, no 8, pp 404-410.
Michelbach S., Wöhrle C. (1992) Settleable solids in a combined sewer system - measurement, quantity, characteristics. Water Science and Technology, 1992, vol 25, no 8, pp 181-188.
Michelbach S., Wöhrle C. (1993) Settleable solids out of a combined sewer system - Settling behaviour, pollution load, stormwater treatment. Proceedings of the 6th International Conference on Urban Storm Drainage,
Niagara Falls, September 1993, pp 1284-1289.
Lyon
52
Moffa P.E., et al (1975) Bench scale high rate disinfection of combined sewer overflows with chlorine and chlorine dioxide. US EPA report n° EPA 670/2-75-021, April 1975.
Morrison G.M., Revitt D.M., Ellis J.B. (1989) Sources and storm loading variations of metal species in a gullypot catchment. The Science of the Total Environment, 1989, vol 80, no 2/3, pp 267-278.
Morrison G.M.P., Revitt D.M. (1987) Assessment of metal species bioavailability and geochemical mobility in
polluted waters. Environmental Technology Letters, 1987, vol 8, pp 361-372.
Morrison G.M.P., Revitt D.M., Ellis J.B. (1990) Metal speciation in separate stormwater systems. Water Science
and Technology, 1990, vol 22, no 10/11, pp 53-60.
Morrison G.M.P., Revitt D.M., Ellis J.B., Balmer P., Svensson G. (1984) Variations of dissolved and suspended
solid heavy metals through an urban hydrograph. Environmental Technology Letters, 1984, vol 7, pp 313318.
Münch D. (1992) Soil contamination beneath asphalt roads by polynuclear aromatic hydrocarbons, zinc, lead
and cadmium. The Science of the Total Environment, 1992, vol 126, no 1/2, pp 49-60.
Murakami T., Nakamura E. (1990) Heavy metals characteristics of stormwater runoff. Proceedings of the 5th
International Conference on Urban Storm Drainage, Osaka, 1990, pp 433-438.
Nirel P.M.V., Morel F.M.M. (1990) Pitfalls of sequential extractions. Water Research, 1990, vol 24, no 8, pp
1055-1056.
Olie J.L., Cathelain M., Friant G. (1982) Les charges de pollution apportées par les eaux de ruissellement de
chaussées : synthèse des résultats expérimentaux obtenus. 17° Journées de l'Hydraulique, SHF, Nantes, Septembre 1982, pp 2/1-2/8.
Olivieri V.P., Kawata K., Say-Hua Lim (1989) Microbiological impacts of storm sewer overflows : some aspects of the implication of microbiological indicators for receiving waters. Urban Discharges and Receiving
Water Quality Impacts, J.B. Ellis Ed., IAWPRC, London, 1989, pp 47-54.
Pardo R., Barrado E., Perez L., Vega M. (1990) Determination and speciation of heavy metals in sediments of
the Pisuerga River. Water Research, 1990, vol 24, no 3, pp 373-379.
Philippe J.P., Ranchet J. (1987) Pollution des eaux de ruissellement pluvial en zone urbaine. Synthèse des mesures sur dix bassins versants en région parisienne. Rapport de recherche LCPC n° 142, Paris, Février 1987,
76 p.
Philippe J.P., Ranchet J. (1987) Pollution of runoff water in urban areas. Synthesis of data from ten catchments
around Paris. LCPC Research Report nr 142, Paris, France, 76 p. (in French).
Pisano W.C., Zukovs G. (1992) Demonstration of advanced high rate treatment for CSO control in Metropolitan
Toronto area. Conférence NOVATECH, Lyon, Novembre 1992, pp 331-340.
Pope W., Young R.J., Solars C.J., Perry R. (1979) The distribution of selected heavy metals in a motorway environment. Management Control Heavy Metals Environment - International Conference, 1979, pp 230-235.
Puleggi G. (1992) Etude des micropolluants organiques dans les eaux de ruissellement en zone urbaine, complétée de l'analyse des nutrients et de la bactériologie. Mémoire d'Ingénieur INSA et de DEA, Toulouse, Septembre 1992.
Ranchet J., Charritte A., Philippe J.P., Rollin C. (1979) Pollution véhiculée par les eaux de ruissellement en zone
urbanisée de l'Orge (bassin versant des Ulis-Sud). Rapport DREIF/STU/AFBSN, Paris, Décembre 1979,
62 p.
Randall C.W., Grizzard T.J., Hoehn R.C., Helsel D.R. (1979) The origin, distribution and fate of heavy metals in
stormwater runoff. Management Control Heavy Metals Environment - International Conference, 1979, pp
239-242.
Rauch W., Renner S. (1996) Untersuchungen zur Effizienz von Fangbecken in Mischkanalisationen. GWF
Wasser Abwasser, 137(6), 316-320.
Revitt D.M., Hamilton R.S., Warren R.S. (1990) The transport of heavy metals within a small urban catchment.
The Science of the Total Environment, 1990, vol 93, pp 359-373.
Revitt D.M., Morrison G.M. (1987) Metal speciation variations within separate stormwater systems. Environmental Technology Letters, 1987, vol 8, pp 373-380.
Ruscassier G. (1996) Conception and design of on-stream treatment devices for stormwater discharges. DEA
Thesis, ENGEES / Paris-Val de Marne University, Strasbourg/Noisy le Grand, France, 58 p. (in French).
Saget A. (1994) Data base on stormwater quality : distribution of discharged pollutant loads and sizes of interception constructions. PhD Thesis, ENPC, Paris, France, 333 p. (in French).
Saget A., Chebbo G. (1994) Analysis of pollutant mass distribution in stormwater discharges. CERGRENE/Lyonnaise des Eaux report, November 1994, 96 p. (in French)
Saget A., Chebbo G. (1995) Distribution of pollutant loads during rainfall events. CERGRENE/Lyonnaise des
Eaux report, June 1995, 60 p. (in French)
Sansalone J.J., Buchberger S.G. (1997) Partitioning and first flush of metals in urban roadway storm water.
Journal of Environmental Engineering, 123(2),134-143.
Lyon
53
Sartor J.D., Boyd G.B., Agardy F.J. (1974) Water pollution aspects of street surface contaminants. JWPCF,
1974, vol 46, no 3, pp 458-467.
Schmitt T.G. (1987) Schmutzfrachtberechnung zur Bemesung von Regenentlastungen. Wasser und Boden, 12,
633-637.
Sharma M., Marsalek J., McBean E., Brush D. (1993) Effectiveness of urban drainage controls of PAHs in Sault
Ste. Marie, Ontario. Proceedings of the 6th International Conference on Urban Storm Drainage, Niagara
Falls, September 1993, pp 1080-1085.
Sim R.L., White M.J., O' Loughlin G.G., Cattell F.C.R. (1993) Stormwater pollution investigations on Cup and
Saucer Creek, Sydney. Proceedings of the 6th International Conference on Urban Storm Drainage, Niagara
Falls, September 1993, pp 549-554.
Simpson D.E., Stone V.C., Hemens J. (1980) Water pollution aspects of stormwater run-off from a commercial
land-use catchment in Pinetown, Natal. Conference of the Institute of Water Pollution Control, Pretoria
(South Africa), June 1980, 27 p.
Sonzogni W.C., Chesters G., Coote D.R., Konrad J.C., Jeffs D.N., Ostry R.C., Robinson J.B. (1980) Pollution
from land runoff. Environment Science and Technology, 1980, vol 14, pp 148-153.
Stahre P., Urbonas B. (1990) Stormwater detention for drainage, water quality and CSO management. Ed. Prentice-Hall, Englewood Cliffs, New Jersey (USA), 1990, 338 p.
Stahre P., Urbonas B. (1990) Stormwater detention. Prentice Hall, Inc., Englewood Cliffs, New Jersey, USA,
338 p.
Stanley D.W. (1996) Pollutant removal by a stormwater dry detention pond. Water Environment Research,
68(6), 1076-1083.
Stotz G. (1987) Investigations of the properties of the surface water run-off from federal highways in the FRG.
The Science of the Total Environment, 1987, vol 59, pp 329-337.
Thévenot D.R (1992) Pollution des eaux pluviales urbaines : origine, niveaux et mobilité des polluants. Formation Continue ENPC, Paris, Octobre 1992, 13 p.
Thornton R.C., Saul A.J. (1987) Temporal variation of pollutants in two combined sewer systems. Proceedings
of the 4th International Conference on Urban Storm Drainage, Lausanne, Switzerland, 51-52.
van Dam C.H., Scholten M., van de Ven F.H.M. (1986) Urban water quality in Lelystad : rainfall and runoff
from selected surfaces. Proceedings of the 1° International Conference on Urban Storm Water Quality and
Effects upon Receiving Waters, Wageningen, 1986, pp 25-37.
Verbanck M. (1992) Field investigations on sediment occurence and behaviour in Brussels combined sewers.
Water Science and Technology, 1992, vol 25, no 8, pp 71-82.
Verbanck M., Vanderborght J.P., Wollast P. (1990) Size distributions of suspended particles in combined sewers
during dry and wet weather. Proceedings of the 5th International Conference on Urban Storm Drainage,
Osaka, 1990, pp 891-896.
Vignoles M., Herremans L. (1992) Pollution soluble contenue dans les eaux de ruissellement de la ville de Toulouse. TSM, 1992, no 7/8, pp 387-391.
Wanielista M., Yousef Y. (1993) Stormwater management. John Wiley and Sons, Inc., New York, NY, USA,
579 p.
Weibel S.R., Weidner R.B., Cohen J.M., Christianson A.G. (1966) Pesticides and other contaminants in rainfall
and runoff. JAWWA, 1966, vol 58, pp 1075-1084.
Whipple W., Hunter J.V. (1979) Petroleum hydrocarbons in urban runoff. Water Resources Bulletin, 1979, vol
15, no 4, pp 1096-1105.
Whiteley H.R., Licsko Z.J., Corsi R.L. (1993) Quality of stormwater from residential areas in Guelph Ontario
Canada. Proceedings of the 6th International Conference on Urban Storm Drainage, Niagara Falls, September 1993, pp 531-536.
Wüst W., Kern U., Herrmann R. (1992) Street washoff behaviour of heavy metals, polyaromatic hydrocarbons
and nitrophenols. Proceedings of the 4th International Symposium on Highway Pollution, Madrid, May
1992, 10 p.
Xanthopoulos C. (1992) Beschaffenheit und Behandlung des Regenabflusses von Strassen und Autobahnen.
ATV Seminar für die Abwasserpraxis - Aktuelles zur Regenwasserbehandlung, Bremen, April 1992, 16 p.
Xanthopoulos C. (1992) Niederschlagsbedingter Schmutzstoffeintrag in die Kanalisation. Konferenz Schadstoffe im Regenabfluss II, BMFT Verbundprojekt, Institut für Siedlungswasserwirtschaft Karlsruhe, Heft n° 64,
Karlsruhe, Mai 1992, pp 147-166.
Xanthopoulos C., Hahn H.H. (1992) Sources of pollution of stormwater runoff from urban areas. Conférence
NOVATECH, Lyon, Novembre 1992, pp 43-53.
Yamada K., Umehara T., Ichiki A. (1993) Study on statistical characteristics of nonpoint pollutants deposited in
urban areas. Water Sience and Technology, 1993, vol 28, no 3/5, pp 283-290.
Lyon

LES POLLUANTS DES REJETS URBAINS DE TEMPS DE PLUIE

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